Flora en fauna chemisch onder druk - Symposium Arnhem 1990

* i

Met dank aan:

l ^ ^ p Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieu

Ministerie van Landbouw, Natuurbeheer en Visserij u Wereldnatuurfonds

WWF

voor hun financiële bijdrage aan dit symposium

Redactieraad: J. van Baaien, P.H. Nienhuis, J.C. van Noordwijk-van Veen

9S \- n

Flora en fauna chemisch onder druk

Verslag van een nationaal symposium georganiseerd door de Nederlandse Ecologenvereniging - Oecologische Kring, Arnhem, 9 -10 oktober 1990

G.P. Hekstra en F.J.M, van Linden (redactie)

S i r : -

"T <

Pudoc Wageningen 1991 IBN-DLO

Instituut voor Bos- en Natuuronderzocfc Afdeling. BA

\ Postbus 23 6700 AA WAGENINGEN

CIP-gegevens Koninklijke Bibliotheek, Den Haag

Flora p i * ' .

Flora en fauna chemisch onder druk: verslag van een nationaal symposium georganiseerd door de Nederlandse Ecologenvereniging - Oecologische Kring, Arnhem, 9-10 oktober 1990 / G.P. Hekstra en F.J.M, van Linden (red.). - Wageningen ; Pudoc. - III. ISBN 90-220-1047-3 geb. . , '• NUGI 825/833 Trefw.: milieugevaarlijke stoffen / ecologie.

ISBN 90-220-1047-3 NUGI 825/833

® Pudoc (Centrum voor Landbouwpublikaties en Landbouwdocumentatie), Wageningen»J99l.

Niets uit deze uitgave, met uitzondering van titelbeschrijving en korte citaten ten behoeve van een boekbespreking, mag worden gereproduceerd, opnieuw vastgelegd, vermenigvuldigd of uitgegeven door middel van druk, fotokopie, microfilm, langs elektronische of elektromagnetische weg of op welke andere wijze ook zonder schriftelijke toestemming van de uitgever Pudoc, Postbus 4, 6700 AA Wageningen. Voor alle kwesties inzake het kopiëren uit deze uitgave: Stichting Reprorecht, Postbus 882, 1180 AW Amstelveen.

Gedrukt in Nederland.

Voorwoord

Dit boek is de weerslag van een vraag uit het beleid aan het onderzoek. In het Nationaal Milieubeleidsplan is onmiskenbaar het accent verlegd van milieuhygiëne naar milieu­beheer, van mensgerichtheid naar ecosysteemgerichtheid. Toen vanuit het ministerie van VROM aan de Nederlandse Ecologen Vereniging - Oecologische Kring werd gevraagd mee te werken aan een symposium ter bestudering van de vraag naar de mate van druk van chemische stoffen op ecosystemen, is de NEV - OK direct in contact getreden met KNNV, NDV, KNBV, WNF, SNM, PGO's, NBR en NIBI om tot een gemeenschappelijke aanpak te komen, in de wetenschap dat bij deze organisaties tezamen de kennis is te vinden om een antwoord te geven op de vraag uit het beleid. Zo ontstond het symposium 'Flora en fauna chemisch onder druk', dat werd gehouden op 9 en 10 oktober 1990 te Arnhem.

De inhoud van dit boek volgt niet exact het symposium-programma. Een aantal teksten ontbreken, maar daarvoor in de plaats hebben Bongers & Schouten een bijdrage geleverd over de diagnostische waarde van nematoden, waarvoor helaas geen spreektijd meer kon worden ingeruimd tijdens het programma.

Het symposium en de publikatie van deze proceedings werden mogelijk gemaakt door de financiële steun van de directie Stoffen en Risicobeheersing (VROM), de directie Natuur-, Milieu- en Faunabeheer (LNV) en het Wereld Natuur Fonds, die wij hiervoor zeer erkentelijk zijn.

Prof. dr. P.H. Nienhuis, dr. J. van Baaien en mevr. dr. J.C. van Noordwij k-van Veen zijn wij dank verschuldigd allereerst voor het mede-organiseren van het symposiumpro­gramma en voorts voor redactionele adviezen. Bovendien vertaalde mevr. van Noordwij k de bijdrage van de heer McNeely uit het Engels. Tevens willen wij alle sprekers en hun co-auteurs bedanken voor de grote inzet die dit symposium tot een succes heeft gemaakt.

Redactie Gerrit P. Hekstra Frank J.M. van Linden

Inhoud

y Voorwoord

Inleiding

Sectie 1. Chemische belasting van ecosystemen en bedreiging van soorten

De zinkende ark, het wereldwijde verlies aan biodiversiteit - J.A. McNeely 5

Biologische beschikbaarheid en ecologisch risico van milieugevaarlijke stoffen -N.M. van Straalen en W.F. Bergenia 27

Sectie 2. Staat de Nederlandse flora en fauna chemisch onder druk?

Documentatie verandering flora en fauna - C.J.M. Musters en J.A. Weinreich 41

Micro-organismen chemisch onder druk - W. Admiraal en P. van Beelen 49

De invloed van chemische milieuverontreiniging op paddestoelen, lichenen en mossen - E. Arnolds, H.F. van Dobben en H.J. During 59

Milieugevaarlijke stoffen en de effecten op hogere planten - J.A.C. Verkleij en W.H.O. Ernst 81

Aquatische mollusken chemisch onder druk - H.Hummel en G. van Urk 103

Arthropoden en wormen chemisch onder druk - H.J.P. Eijsackers 111

Vissen en amfibieèn chemisch onder druk - P. Hagel en J.J. van Gelder 127

Vogels en zoogdieren chemisch onder druk - G.R. de Snoo en K.J. Canters 149

Nematodengemeenschappen als potentieel diagnostisch instrument voor chemische verontreinigingen - T. Bongers en T. Schouten 175

vu

Sectie 3. Perspectieven voor beheer en beleid

Soortenbescherming onder druk van milieuverontreiniging - J. Walter 189

Monitoring van chemische belasting in planten en dieren - M.H.J. Klein en E J.M. van Linden 199

Ecosysteemherstel en rendement van stoffenmaatregelen - P.E.T. Douben en T. Aldenberg 213

Rein Rijnwater, een sleutelfactor in chemisch oecosysteemherstel - G. van der Velde, G. van Urk, F.W.B, van den Brink, E Colijn, WA. Bruggeman en R.S.E.W. Leuven 231

Ecotopenclassificatie ten behoeve van het stoffenbeleid - F. Klijn, C.L.G. Groen en W.L.M. Tamis 267

Sectie 4. Ethiek, politiek en actie ten aanzien van stoffen in ecosystemen

Milieugevaarlijke stoffen in politiek perspektief - D.K.J. Tommei 289

Perspectieven voor een harder internationaal stoffenbeleid - L. Reijnders 293

Slotbeschouwing - C.J. Kalden, C.J. van Kuijen en J.C. van Noordmjk-van Veen 305

Sectie 5. Beleidsvisie ten aanzien van ecologische inpasbaarheid van stoffen '

Project ecologische inpasbaarheid van het omgaan met proffen (PEIS) halverwege: naar de integratie van de hoofdlijnen -G.P. Hekstra 311

vin

INLEIDING

Flora en fauna chemisch onder druk.

Staan flora en fauna chemisch onder druk? Natuur en milieu gaan ook in Nederland hard achteruit. Er zijn genoeg gegevens over verlies aan diversiteit en soortsaantallen binnen vele soortgroepen. Verschillende factoren worden hiervoor verantwoordelijk geacht. Onduidelijk blijft, wat de relatieve bijdrage van de verschillende factoren is in de achteruitgang van de Nederlandse flora en fauna. In dit boek wordt getracht duidelijkheid te scheppen over de relatieve bijdrage van milieugevaarlijke stoffen aan de achteruitgang van flora en fauna.

In Sectie 1 wordt de wereldwijde aftakeling van ecolo­gische diversiteit geschetst en wordt een indruk gegeven van de risicobeoordeling van stoffen in ecosystemen. In Sectie 2 wordt, ingedeeld naar groepen organismen, besproken wat bekend is van effecten van milieugevaarlijke stoffen op flora en fauna. Hierin komen zoveel mogelijke feitelijkheden aan de orde, de basisgegevens zo men wil voor mogelijk beleid. Per taxonomische groep ligt er een bespreking met deskundigen aan ten grondslag. In het kader van het Project Ecologische Inpasbaarheid van het omgaan met Stoffen (PEIS) vond reeds eerder verslaglegging plaats van deze deskun­digenbesprekingen in het rapport Factoranalyse Flora en Fauna door Van Linden, verschenen in 1990. In Sectie 3 komen aan de orde hoe ecologische gegevens worden gebruikt, met name in de ecotopentypering, biomonitoring en integrale analyse van het voor Nederland zo dominante stroomgebied van de Rijn en het overal doordringende vervuilde Rijnwater. Sectie 4 is actiegericht; het geeft een samenvatting van de ethische en politieke discussie. Sectie 5 behandelt uitvoerig het beleidskader, PEIS. Met name is voor de onderzoekers geschetst hoe hun werk kan worden ingepast. Het Nationaal Programma Ecotoxicologie (1994-2000) zal voort­bouwen op de resultaten van het thans lopende Project Ecologische Inpasbaarheid van het omgaan met Stoffen. Daarin zit een stofbeoordelingslijn en een ecosysteemanalyselijn. "Flora en Fauna Chemisch Onder Druk" is een belangrijke pijler, want het geeft aanwijzingen voor gerichte stofbeoor­delingen en tevens verbeteringen voor ecosysteemanalyse.

G.P. Hekstra PEIS-projectleider

Sectie 1

Chemische belasting van ecosystemen en bedreiging van soorten

DE ZINKENDE ARK: HET WERELDWIJDE VERLIES AAN BIODIVERSITEIT

Jeffrey A. McNeely

IUCN, Avenue du Mont-Blanc, 1196 Gland, Switzerland

Samenvatting

Mensen leggen een steeds groter beslag op natuurlijke ecosystemen. Reeds ongeveer 40% van de netto primaire productie van onze planeet wordt door de mens geconsumeerd of omgezet. Veel habitats worden omgevormd tot simpeler systemen, die meer oogstbare producten voor mensen leveren. Als gevolg hiervan verdwijnen genetische diversiteit, soorten en hele ecosystemen; sommige onderzoekers veronder­stellen dat tot 25% van de soorten op aarde in de komende tientallen jaren verloren kunnen gaan.

"De zinkende ark" wordt meestal gekarakteriseerd in termen van vervuiling, habitatverlies, stropen, geïntroduceerde soorten en illegale handel in producten van beschermde soorten, hoewel dit eerder symptomen dan oorzaken zijn. Op een fundamenteler niveau zijn veel van dezelfde factoren die vervuiling tot zo'n groot probleem hebben gemaakt, ook verantwoordelijk voor het verlies aan biodiversiteit. De belangrijkste factor is dat de effecten van vervuilende stoffen op de biodiversiteit werden beschouwd als een externaliteit, een onbedoeld neveneffect van industriële activiteiten die voor de mens meetbare baten hebben opgeleverd. Activiteiten t.b.v. economische ontwikkeling die de biodiversiteit hebben uitgeput zijn alleen aantoon­baar profijtelijk geweest omdat de werkelijke kosten verborgen zijn gebleven.

Een "vijf maal I benadering" is nodig om de ark drijvend te houden: "Investigation" (onderzoek om te kunnen begrijpen hoe natuurlijke systemen functioneren); Informatie (ervoor zorgen dat feiten beschikbaar zijn om besluitvorming voor te bereiden); Incentives (economische instrumenten gebruiken om biodiversiteit in stand te houden); Integratie (bevorderen van een houding tegenover het behoud van de biodiversiteit met gebruik van sectorale dwarsverbanden); en Internationale steun (een vruchtbare samenwerking opbouwen voor het behoud van biodiversiteit).

Introductie

In de periode die volgde op het terugtrekken van de laatste grote gletchers aan het eind van het Pleistoceen, trad Homo sapiens overal op aarde naar voren als een dominante kracht in de ecosystemen. In Europa keerde een relatief zacht klimaat terug na tienduizenden jaren van ijs; mensen leerden om planten en dieren te domesticeren en om in toenemende mate te heersen over het landschap. In Polynésie

en Madagascar vestigden zich mensen, die veel inheemse soorten vervingen door geïntroduceerde vormen die gemak­kelijker zo konden worden beheerd dat producten voor de mens werden voortgebracht. Tijdens de Europese koloniale periode werd de natuur op een nieuwe wijze belast, toen lokale ecosystemen moesten gaan produceren voor verre markten, en dikwijls in dit proces werden uitgeput. De nieuwkomers veroorzaakten een nieuwe druk op de eilanden die zij bereikten. Ongeveer 75% van de zoogdieren en vogels die uitgestorven zijn in de jongste geschiedenis waren eiland­bewoners, die speciaal kwetsbaar waren tegenover geïntrodu­ceerde soorten en andere "nieuwe" evolutionaire druk (Frankel & Soule, 1981). Op overeenkomstige wijze loopt de flora van eilanden een veel groter gevaar dan die van continenten. Op verscheidene eilanden zijn nu meer dan 90% van de endemische soorten vaatplanten zeldzaam, bedreigd of uitgestorven. Ecosystemen op het vasteland zijn ook fundamenteel veranderd, speciaal in de landbouwgebieden. Genetisch materiaal werd door mensen over de hele wereld versleept, waarbij vaak het basisvoedsel van de samenlevin­gen wezenlijk veranderde. De verspreiding van tarwe uit Europa naar Amerika en van aardappelen en mais in omgekeerde richting illustreren dit. Het gebruik van fossiele brand­stoffen versnelde dit proces; geholpen door nieuwe produc­tie- en oogstmethoden werden zelfs de meest afgelegen streken in staat gesteld om goederen voor de markt te produceren. Als resultaat hiervan is de menselijke bevolking toegenomen van veel minder dan een miljard in de dagen van Columbus tot nu meer dan vijf miljard. De hoofdelijke consumptie van hulpbronnen is ook versneld, met een twintigvoudige bruto wereldproductie en een toename van het fossiele brandstofverbruik tot het twaalfvoudige van dat van 1900 (Brown, 1987).

In het eind van de twintigste eeuw beginnen veel mensen zich zorgen te maken dat 'we misschien de natuurlijke rijkdom, die onze manier van leven mogelijk maakt, verspil­len en dat hulpbronnen die zich vroeger herstelden nu uitgeput raken. Bezorgdheid omtrenf *"duurzaamheid" en "verlies van biodiversiteit" wordt steeds vaker verkondigd, zowel door regeringen als door de massamedia!. Herman Daly, een econoom van de Wereld Bank 'heeft zelfs gezegd "als de economie verder groeit dan de huidige fysieke schaal toelaat, kunnen de kosten sneller toenemen dan de baten en kan een tijdperk beginnen van oneconomische groei, die eerder verarmt dan verrijkt" (Daly, 1986).

Hoe groot is het probleem, waarom is het ernstig, wat zijn de oorzaken, en wat kan er aan worden gedaan?

De omvang van het probleem

Habitats

Volgens een schatting wordt op het ogenblik bijna 40% van de netto primaire fotosynthese-productie van onze planeet, direct geconsumeerd, omgezet of verspild als gevolg van

menselijke activiteiten (Vitousek et al., 1986). Dit vormt een uitstekende indicator voor de kracht van onze ecolo­gische invloed op de planeet. In Afrika is zo'n 65% van de habitat van wilde dieren omgevormd voor ander gebruik; het getal voor tropisch Azië is zelfs 67% (IUCN/UNEP, 1986a en 1986b). Veel mensen zeggen dat zulke habitatveranderingen de onvermijdelijke prijs zijn die we moeten betalen voor de vooruitgang/ nu de mens een steeds dominantere soort wordt op aarde. De maatschappij heeft echter redenen tot bezorgd­heid omdat habitats degraderen tot lagere productiviteit, speciaal omdat habitatverliezen wereldwijd voorkomen. De nieuwste schattingen geven bijvoorbeeld aan dat in 1989 meer dan 142.200 vierkante kilometer tropisch bos verloren ging, met een snelheid van ongeveer 27 ha per minuut (Myers, 1989). Slechts een klein deel van dit land werd omgezet in permanente landbouwgrond, het grootste deel werd gedegra­deerd tot weidegrond met een lage productiviteit, struiken, of secundair bos. In de laatste tien jaar is 11.000.000 ha Zuid-Amerikaans tropisch bos verloren gegaan, de rijkste biotopen op de wereld in termen van biodiversiteit; dat wil zeggen ongeveer 1,3% van het resterende bos per jaar. Azië verliest bijna 1% per jaar, en Afrika meer dan 0,5% per jaar (WRI, 1990). Deze getallen zijn nettogetallen, de herbebos­singen die plaats vinden zijn meestal monocultures voor een speciaal doel en geen pogingen om breder functionerende ecosystemen te herstellen. Landen die eens hout exporteerden zijn nu netto importeurs en oefenen een extra druk uit op de bossen van hun buren die beter af zijn. Het resultaat is een ernstig netto verlies aan biomassa in de tropen, zonder dat een omkering van dit proces in zicht is.

In de gematigde zones lijkt bosgebruik gestabiliseerd te zijn, in sommige landen neemt het bosareaal zelfs toe. Oude volgroeide bossen worden echter vervangen door veel minder gevarieerde bossen, of door bos met exotische soorten (tabel 1). Zelfs bij herplanten van geoogste bossen lijdt het ecosysteem een netto verlies aan biomassa, want reusachtige bomen worden vervangen door kleine zaailingen; het zal tientallen jaren duren voordat de verloren biomassa is vervangen.

Tabel 1. Status van bossen (Bron: WRI)

A f r i k a N. Ame r i k a Z . Ame r i k a A z i ë E u r o p a USSR

Totaal bos-

oppervlak

(x 1000 ha)

684.402 732.289 858.125 491.565 158.892 928.600

Jaar l i jkse

ontbossing

(x 1000 ha)

3.822 0

11.180 4 .405

0 0

Jaar l i jks

ve r l ies %

0 . 6 . 0

1 . 3 0 . 9

. 0

. 0

Jaar l i jkse

herbebossing

(x 1000 ha)

355 2 .495

760 5.708 1.031 4 .540

Opmerking: Cijfers beslaan droge en vochtige bossen, open en gesloten kroonlaag; de jaarlijkse ontbossing in Azië bevat ook 4.552.000 ha in China.

De toestand van de bossen op de wereld baart grote zorg vanwege de relatie met de koolstofcyclus, mogelijke klimaatverandering en biodiversiteit, (zie b.v. Graham et al, 1990).

Hoewel wetlands niet hoog genoteerd staan om grote diversiteit aan soorten of endemisme (vooral omdat ze de neiging hebben van een meer tijdelijke aard te zijn dan de meeste andere ecosystemen), bevatten ze toch heel complexe ecosystemen en vertonen sommige oude meren een hele grote diversiteit. De grote meren van de Afrikaanse Rift Vallei bijvoorbeeld bevatten elk meer soorten dan enig ander meer op de wereld, met opmerkelijke niveaus van endemisme. Het Tanganyikameer heeft meer dan 140 endemische vissoorten, het Victoriameer heeft meer dan 200 endemen, en het Malawimeer heeft minstens 500 endemische soorten (met waarschijnlijk nog meer tot nu toe onbeschreven soorten) (Ribbick et al., 1983).

Wetlands verdwijnen snel. De USA heeft 54% van al zijn wetlands verloren, Nieuw Zeeland verloor meer dan 90% van zijn natuurlijke wetlands en in grote delen van Europa zijn bijna alle natuurlijke wetlands verloren gegaan ÇDugan, 1990). In de tropen hebben landen als Tsjaad, Kameroen, Niger, Bangladesh, India, Thailand en Vietnam meer dan 80% van hun zoetwater-wetlands verloren (WRI, 1990). De verliezen als gevolg van verstoringen in de waterhuishou­ding, vernieling van habitats voor trekvogels en teruggang in productiviteit van de vispopulaties, zijn tot ver over de grenzen van elk afzonderlijk wetland te voelen.

Veel andere habitats zijn ook sterk achteruitgegaan. Droge gebieden zijn op veel plaatsen zo uitgebuit dat er interna­tionaal een nieuw woord is ontstaan: "desertificatie" of verwoestijning. Men zegt dat 75% van de weidegronden op de wereld hierdoor wordt bedreigd. Ecosystemen met een mediterraan klimaat - die vaak een hoge graad, van endemisme hebben (vooral Zuid West Australië met ongeveer 2500 endemische planten, het gebie/1 rond de Kaap in Zuid-Afrika met bijna 6000 endemische . planten., het Middellandse zeegebied, met ongeveer 12.500 planten die endemisch zijn in een enkel land, en Californie met zp'(n 1500 endemische planten) - worden bedreigd door projectontwikkelaars en door geïntroduceerde soorten. • f

Eigenlijk kan men weinig of •geen van de belangrijkste typen habitats op de wereld als voldoende beschermd beschouwen. Erger nog, gegeven de verwachte bevolkingsgroei en de groei van economische activiteiten is het eerder waarschijnlijk dat de omvorming van habitats zal toenemen dan stabiliseren. En zelfs de overblijvende "natuurlijke" habitats zullen veel minder biomassa beschikbaar hebben voor andere soorten. Men kan niet om de conclusie heest, dat, naarmate mensen meer van de energie in de natuur gebruiken, het natuurlijke ondersteuningssysteem op wereldschaal uit elkaar begint te vallen.

Soorten

Bij het verlies van zoveel habitats, nemen de populaties van veel soorten enorm af. Veel werk op het gebied van

natuurbeschermings-biologie uit de laatste tientallen jaren heeft getoond dat verkleining van een habitat niet alleen het aantal individuen per soort reduceert, maar dat ook het aantal soorten dat die habitat kan bevatten afneemt. Als vuistregel geldt dat bij verkleining van een habitat met 90% het aantal soorten op den duur afneemt met 50% (Soule, 1986).

Deze getallen zijn alarmerend, toch beleven we volgens onze huidige kennis nog niet de "uitstervingsgolf" die door sommigen voorspeld is (Myers, 1987). Volgens de laatste IUCN gegevens hebben we sinds 1600 slechts 0,15% van de plantensoorten, 1,2% van de vogels en 2% van de zoogdieren verloren (tabel 2) Deze schattingen zijn heel behoudend, en omvatten alleen die soorten waarvan we weten dat ze zijn uitgestorven; veel andere soorten kunnen verloren zijn gegaan zonder dat wij het weten (zie beneden).

Van veel andere soorten zijn nog slechts hele kleine aantallen individuen aanwezig en verkeren op een bijna onvermijdelijke glijbaan naar het uitsterven. Volgens gegevens van IUCN worden zo'n 10% van de zoogdieren en vogels en meer dan 7% van de planten ernstig bedreigd. Al deze "Red data Book"-soorten kunnen binnen de komende tientallen jaren verdwijnen, tenzij effectieve beschermings­maatregelen worden genomen. Recente successen ' in het voorkómen van verdere teruggang van bepaalde, ernstig bedreigde soorten laten zien wat er met voldoende inspanning bereikt kan worden ( om er enkele te noemen de Javaanse neushoorn, het gouden leeuwaapje, de Californische condor, en de Arabische oryx). Maar er kan weinig twijfel over bestaan dat we een grens bereiken, waarna de wereld in hoog tempo veel meer van zijn huidige soorten zal verliezen.

Veel soorten die niet het gevaar lopen onmiddellijk uit te sterven, lijden wel aan afnemende populaties en teruggang in genetische diversiteit. Daarnaast zijn er soorten waarvan zowel het woongebied als het aantal individuen groter wordt (mussen, duiven, kraaien, spreeuwen, opossums, ratten, egels, wasberen, coyotes, verscheidene herten en andere opportunisten). Kleine populaties maken soorten veel kwetsbaarder voor vervuiling, ziekte, klimaatverandering, habitatverandering, inteelt, en de vele andere stressfac­toren die voortbestaan van de soort bedreigen.

Tabel 2. De huidige status van planten-(bron: McNeely et al., 1990)

en diersoorten.

Soorten Uitgestorven Bedreigd

Planten Vissen Amfibieën Reptielen Vogels Zoogdieren

250.000 19.056 4.184 6.300 9.198 4.170

384 23

2 21

113 83

0.15 0.12 0.05 0.33 1.23 1.99

18.694 320

48 1.355

924 414

7.4 1.6 1.1

21.5 10.0 10.0

De aarde wordt ook armer door het verlies van rassen en variëteiten van gedomesticeerde soorten. De genetische rijkdom die inherent is aan een enkele soort is zichtbaar in de variatie die optreedt in de vele honderassen, katten, vee, paarden of de vele gespecialiseerde types aardappelen, appels of mais die werden ontwikkeld door kwekers. Hele rassen of cultivars gaan verloren in zo'n tempo dat hun genetische variabiliteit snel vermindert, en daarmee hun vermogen om zich aan te passen aan vervuiling, klimaatveran­deringen, ziekten, of andere vormen van milieu bederf (O'Brian & Evermann, 1988). De resterende genenreserves in de belangrijkste voedingsgewassen zoals mais en rijst bedragen nog slechts een fractie van de genetische diversi­teit die zij nog maar enkele tientallen jaren geleden bezaten. De soorten zelf worden helemaal niet bedreigd en diverse zaadbanken bewaren nog veel van de vroeger gekweekte vormen. In een zaadbank kan echter maar weinig evolutie en adaptatie plaats vinden. Met het oog op biodiversiteit zijn zowel verlies van soorten als van genenreservoirs belang­rijk. Veel landbouwkundigen betogen dat het verlies aan genetische diversiteit onder gedomesticeerde plan.ten en dieren een nog groter gevaar is voor de welvaart van de mens dan het verlies van wilde soorten ^Frankel & Hawkes, 1974; Plucknett et al., 1987), omdat dat de diversiteit is die de voedingsplanten in staat stelt zich aan te passen aan toekomstige veranderingen (niet in het minst die veranderin­gen die door chemische druk worden veroorzaakt)

De omvang van het verlies aan biodiversiteit is niet precies of zelfs maar bij benadering aan te geven. Om te kunnen zeggen hoeveel er verloren gaat, moeten we eerst weten hoeveel er is. Ongeveer 1,4 miljoen soorten zijn beschreven, maar schattingen van het totale aantal soorten op aarde variëren van 10 tot 80 miljoen of meer, waarvan het grootste deel kevers zijn die leven in tropische bossen (May, 1989). Als men ook de bodem-evertebraten meetelt, zijn de aantallen misschien ordsn groter; Stanton en Lattin (1989) vermelden dat de diversiteit eön"soorten in gematigde bosgronden 1000 diersoorten per vierkante meter kan benaderen, met populaties van over de 'twee miljoen indivi­duen.

De meeste getallen over uitgestorven 'soorten zijn gebaseerd op modellen, of schattingen (Sayer & Whitmore, in druk). Raven (1988) stelt dat ongeveer 48% van de planten­soorten op aarde in of bij bosgebieden voorkomen, waarvan meer dan 90% binnen de komende twintig jaar vernietigd zal worden wat er toe zou leiden dat ongeveer een kwart van die soorten verloren gaat. Wilson (1985) raamt het verlies aan soorten, dat kan worden toegeschreven aan het verliejs aan regenwoud, tussen 0,2 en 0,3% per jaar. Op een totaal van 1 miljoen soorten betekent dit een verlies van 2000 tot 3000 soorten per jaar. Indien er echter 10 miljoen soorten waren zouden we wel 30.000 soorten per jaar kunnen verliezen, bijna 100 per dag. Omdat we niet echt weten hoeveel soorten er zijn, kunnen we slechts raden hoeveel we verliezen.

Het beste Europese voorbeeld is de ontdekking in het begin van de jaren 80 dat de bossen, vooral de coniferen, ernstig ziek waren. Midden 1980 was bekend dat de helft van de

10

Duitse bossen ziek was. De preciese mechanismen zijn nog steeds niet bekend. Het schijnt dat de langdurige cumula­tieve effecten van chemische druk, die zijn oorsprong ver buiten de aangetaste gebieden vindt, het vermogen van bomen om het hoofd te bieden aan de natuurlijke druk van ziekten, klimaat en mededingers, heeft uitgeput. We kunnen nog meer onplezierige verrassingen aanhalen:

Manire en Gruber (1990) hebben onlangs een snelle afname van veel haaienpopulaties ontdekt, die er op wijst dat veel van deze soorten, uit een groep die 400 miljoen jaar de zeeën overheerst heeft, nu op weg zijn uit te sterven.

Biologen vonden dat in Sulawesi, Indonesië, verscheidene endemische vogels en vissoorten, die niet op de IUCN rode lijst staan, al tientallen jaren niet meer gezien zijn, en nu als uitgestorven beschouwd moeten worden (Whitten et al., 1987).

Een recente bijeenkomst- van herpetologen onthulde, vrij toevallig, gelijktijdige en significante afnames in populaties amfibieën in alle delen van de/ wereld, waarschijnlijk, tenminste voor een deel, veroorzaakt door toenemende verzuring. De populaties van 10% van de 194 kikkersoorten in Australië vertoonden een forse achter­uitgang in de laatste tien jaar. In het King's Canyon/-Seguoia National Park in California werd in 1980 de berg-geelpootkikker in 38 meren en stromen gevonden en in 1989 nog maar in een. Het areaal van de Britse "natterjack" pad is zo drastisch teruggelopen dat ze practisch verdwenen zijn uit de laaglandheiden die vroeger de helft van de Britse populatie herbergden (Blaustein & Wake, 1990).

Terborgh (1989) toont gegevens die de indruk wekken dat neotropische trekvogels midden in een populatie-cata­strofe verkeren, veroorzaakt door in het verleden niet herkende toename in nestparasitisme en nestpredatie in Noord Amerika. Dit komt door de combinatie van toenemende fragmentatie van bosgebieden, landbouwpatronen, winter­voeding van vogels, en vuilnisbakken, die allemaal een selectief voordeel gaven aan nestparasieten zoals de"brown headed cowbird" en nestpredatoren als de "bluejays". Ontbossing in de tropische overwinterings-gebieden draagt nu bij aan de achteruitgang van de populaties. Tropisch secundair bos herbergt minder trekvogels dan de ongeschonden volgroeide bossen, en deze laatsten verdwijnen snel.

De getallen die we hebben over uitgestorven soorten zijn dus waarschijnlijk het topje van de ijsberg. Dit soort verborgen gevaren bracht Jared Diamond (1987) ertoe om voor te stellen de Rode Lijst aan te vullen met een Groene Lijst die alleen die soorten bevat waarvan bekend is dat ze veilig zijn. Die lijst zou wel eens korter kunnen zijn als de bestaande Rode Lijst!

11

Waarom biodiversiteit verloren gaat

Waarom laat de maatschappij toe dat er zoveel biodiversi­teit, die als belangrijk wordt gezien, verloren gaat? Over dit onderwerp zijn hele boeken geschreven (b.v. Myers et al., 1979; Reid & Miller, 1989; en McNeely et al., 1990). Bevolkingstoename, toename in consumptie en daarmee samenhangende habitatverliezen, stroperij, handel in beschermde diersoorten, vervuiling, klimaatverandering, geïntroduceerde soorten en nog veel meer factoren spelen hierbij een rol.

Een algemener probleem is dat biodiversiteit vaak verloren gaat door onoplettendheid. Het verlies is een onbedoeld neveneffect (of "externaliteit") van andere activiteiten die althans voor sommige mensen voordelen opleveren. Deze stelling vond aanzienlijke ondersteuning uit onderzoek naar de gevolgen van chemische druk op de natuur:

De wereldhandel in pesticiden is tussen 1975 en 1990 vertienvoudigd, en beslaat nu honderd miljard gulden. Veel hiervan zal de doelorganismen getroffen 'hebben, maar nog veel meer soorten onbedoeld. De populatie van kerkuilen - effectieve preda^oren op ratten - is bijvoorbeeld in Groot Brittannië met 10% teruggelopen, na de introductie van nieuwe rodenticiden. Premature geboorten bij Californische zeeleeuwen worden in verband gebracht met hoge organochloor residu-niveaus (Delong, et al., 1973). Zo'n 30.000 vogels werden gedood door illegaal gebruik van pesticiden bij de beheersing van langoesten langs de grenzen van Cota Dofïana nationaal park in 1985 (MacKenzie, 1986). Sommige problemen ontstaan lang voor de pesticiden in het " veld worden toegepast. De noodlottige Sandoz brand in- Bazel in 1987 leidde tot een lozing in de Rijn van 32 verschillende pesticiden, fungiciden eft .andere landbouwchemidaliën, waardoor gedurende zes maarïofen -wissen in de Boven-Rijn moest worden verboden. In zulke gevallen - en er kunnen er veel meer worden aangehaald -• geeft niemand veel aandacht aan de neveneffecten' op niet bedoelde soorten.

f

Zure depositie, een thema da't in Nederland maar al te bekend is, heeft verreikende gevolgen voor de biodiversi­teit op alle niveaus (zie b.v. Schindler, 1988). Zure depositie speelt een rol in afname van het broedsucces van Standvogels in het Bunderkampbos (Drent & Woldendorp, 1989). In de ondergang van zeven belangrijke zalmvis­serijen in Zweden (Walgate, 1986); het lokaal uitroeien van 30% van de vissoorten, 60% van de amfibieën, 3*0% van de reptielen, 30% van de vogels en 35% van de zoogdieren in het grote woud van Bohemen in Tsjecho-Slowakije (Csepel, 1984); en de lijst kan nog aanzienlijk worden uitgebreid. Op ecosysteem niveau kan toename van de zuurgraad populaties van korstmossen, amfibieën en zalm doen afnemen, terwijl er een toename mogelijk is van sommige salamanders, waterjuffers en veenmossen, waardoor

12

de hele structuur van het ecosysteem verandert (Sawyer, 1989). De energieproducenten die uiteindelijk in hoofdzaak de toegenomen verzuring veroorzaakten, hebben deze effecten beslist niet bedoeld.

De effecten van de toename van kooldioxyde, methaan, en andere broeikasgassen op het klimaat hebben geleid tot een stortvloed van bijeenkomsten, publicaties en intergouvernementele onderhandelingen. Slechts kort geleden werden de mogelijke effecten op de biodiversiteit in beschouwing genomen. (b.v.Crowley & North, 1988; Holdgate et al., 1989, en McNeely, 1990); In sommige publikaties wordt gesteld dat toename van kooldioxyde, met of zonder klimaatverandering, invloed op de natuur­lijke populaties van wilde dieren zal hebben (Fajer, 1989). Deze mogelijke effecten, die nog vrij speculatief blijven, werden zeker niet in de beslissingen betrokken, die de laatste tientallen jaren werden genomen over het gebruik van fossiele energie.

De effecten van CFK's op de ozonlaag, een verschijnsel dat nu redelijk goed bekend is, zal leiden tot een toename in ultraviolette straling. Behalve lat een toename in UV-B straling effecten op mensen heeft, hebben proeven met meer dan 200 plantensoorten aangetoond dat zo'n 70% hiervan een achteruitgang laat zien in fotosyn­these, efficiëntie van watergebruik, opbrengst en bladoppervlak. Aquatische ecosystemen zijn wellicht nog gevoeliger (Shea, 1989). De bedoeling van de CFK-producenten was het maken van een goede, niet vervuilende koelvloeistof, en dito drijfgas en chemische stof om schuim te maken. Zij hebben het wereldwijde lijden dat ozonverlies kan veroorzaken beslist niet voorzien.

De invloed van zware metalen op de natuur is slecht bekend, maar in 1979 werd gerapporteerd dat walvisvlees, dat in Japanse winkels te koop was, kwik niveaus vertoonde van 2,3 ppm, zes maal de waarde die de Japanse regering acceptabel acht voor menselijke consumptie. (Beary, 1979). Op soortgelijke wijze begint de kwikver­ontreiniging in de Amazone, als gevolg van goudmijnen, de vispopulaties aan te tasten. Het is onwaarschijnlijk dat de veroorzakers van deze vervuilingen zich realiseerden dat walvissen en vissen hun bijproducten zouden accumu­leren.

Zelfs onschuldig lijkende plastics hebben ernstige invloed op natuurlijke populaties gehad. Langs sommige delen van het geïndustrialiseerde kustgebied van Groot Brittannië, hebben opeenhopingen van plastic deeltjes dichtheden bereikt van 75.000 stukjes per vierkante meter in benthisch sediment. Van ongeveer 15% van de 280 soorten zeevogels op aarde, is bekend dat zij plastic binnen kregen, net als 4 van de 7 soorten zeeschild-padden. Plastic is ook gevonden in de magen van dwergpot-vissen, snaveldolfijnen, spitsdolfijnen van Cuvier en West-Indische zeekoeien (Wehle & Coleman, 1983). Noch de

13

producenten noch de weggooiers waren zich waarschijnlijk bewust van deze effecten (noch worden de effecten zelfs nu werkelijk begrepen door de onderzoekers).

Er is dus weinig twijfel dat vervuiling in zijn vele vormen ernstige effecten heeft gehad op de gezondheid van individuen en op de structuur van ecosystemen, met een negatieve selectie voor vormen die het gevoeligste zijn voor chemische veranderingen. Achteloosheid speelt een belang­rijke rol in deze (neven)effecten van door mensen gemaakte chemische producten op de biodiversiteit. Economen zouden zeggen dat wij "de negatieve effecten van de vervuiling op de biodiversiteit hebben geëxternaliseerd".

Het is mogelijk dat de grote toename in externaliteiten licht werpt op de onmiddellijke oorzaken van het verlies aan biodiversiteit: De maatschappij betaalt nog niet alle kosten voor het uitputten van de biodiversiteit, omdat de werke­lijke kosten verborgen bleven. Deze kosten zullen worden betaald door de maatschappij als geheel of door toekomstige generaties.

De voordelen van veel chemische producten waarvan we nu afhankelijk zijn, zijn betrekkelijk gemakkelijk te kwanti­ficeren, en veel van deze voordelen - beheersing van ziekten en plagen bijvoorbeeld - worden hogelijk gewaar­deerd. Maar de volledige kosten zijn vaak verwaarloosd omdat deze veel moeilijker zijn te kwantificeren dan de baten. Het was gemakkelijk om deze kosten te verbergen want de natuur (waarin de grootste niet gedomesticeerde biodiver­siteit voorkomt) werd behandeld als een publiek goed, ten goede komend aan iedereen, nu en in de toekomst, zonder dat individuen de rekening krijgen voor deze gunsten (of zelfs maar in de gaten hebben dat zij voordeel trekken). Als het oogsten uit natuurlijke systemen eindeloos ' of tegen lage kosten lijkt te kunnen doorgaan - wat vaak het geval,is met water, de atmosfeer, de oceâYi^ç, weidegronden en tropische bossen - dan wordt het systeem- snel 'de' dupe van overexploi-tatie en ander misbruik. Dergelijk jmisbruik - inclusief vervuiling - is vaak in het belang van het individu dat probeert zijn voordeel te maximaliseren (Clark, 1976).

Maar we mogen niet alleen de industriëlen de schuld geven. Omdat de vervuilingskosten geëxternaliseerd zijn rijden de huidige consumenten ook een gratis mee. Vervuiling en overexploitatie houden de prijzen kunstmatig laag omdat we niet de volledige kosten betalen, maar - net als bij de nationale schuld - dit pijnlijke feit kan gemakkelijk worden genegeerd. Alleen als wij ons de kosten bewust wprden, zullen we vermoedelijk reageren. Tegen die tijd is een correctie waarschijnlijk veel duurder dan preventieve maatregelen tientallen jaren eerder geweest zouden zijn. Dat is onze tragedie: Biodiversiteit gaat op zijn minst gedeeltelijk verloren omdat we de negatieve invloed van onze consumptie, gelukzalig genegeerd hebben.

We hebben de baten geoogst terwijl we de kosten geëxterna-

14

liseerd hebben, vaker door onwetendheid of achteloosheid dan door boze opzet. Maar kunnen we er iets aan doen, nu we ons van de gevolgen van ons gedrag op het leven bewust beginnen te worden?

Wat kan het verlies aan biodiversiteit ons schelen?

Alvorens de vraag te beantwoorden of we er iets aan kunnen doen zullen velen zich afvragen waarom we ons druk maken over het bewaren van biodiversiteit. Zou het er werkelijk iets toe doen als onze levende systemen sterk vereenvoudigd werden?

Veel mensen menen dat biodiversiteit bewaard moet worden uit principe. Ook regeringen hebben ingestemd met deze ethische opstelling over het bewaren van biodiversiteit, door in het "United Nations World Charter for Nature" te accepteren dat alle vormen van leven eerbied verdienen, los van de betekenis voor mensen. Dit Charter stelt dat met de genetische levensvatbaarheid op aarde niet geschipperd mag worden, dat populatiegroottes van alle wilde en gedomesti­ceerde levensvormen tenminste voldoende moeten zijn voor hun overleving, en dat voor dit doel de nodige habitats moeten worden veilig gesteld. x

Verarming van de levende natuur van onze planeet heeft ook vergaande gevolgen voor ontwikkeling, zoals de Wereld Commissie voor Milieu en Ontwikkeling erkende in haar invloedrijke rapport (WCED, 1987). Biologische hulpbronnen moeten duurzaam zijn: bossen, vis, wilde dieren en natuur­producten vullen zichzelf aan en kunnen zelfs toenemen als ze goed worden beheerd. Natuurlijke habitats - die hun productiviteit in stand houden zonder veel beheersmaat­regelen door mensen - hebben lokale volkeren lang voorzien van de middelen om te overleven, door het verschaffen van voedsel (vlees, noten, vruchten, groenten), veevoer, brandhout, bouwmaterialen, medicinale planten, genenmate­riaal voor gedomesticeerde planten en dieren, enzovoort. De laatste jaren hebben bosbouw en visvangst belangrijke bijdragen geleverd aan op export gerichte economische ontwikkeling.

De ecosystemen met hoge diversiteit, die de rijkdom aan soorten mogelijk maken, verlenen ook belangrijke ecologische diensten, zoals het in stand houden van waterkringlopen, klimaatregulatie, bijdragen aan de processen van grond-vorming en -rijping, opslaan en in kringloop brengen van nutriënten, absorberen en afbreken van vervuilende stoffen, en het verschaffen van plaatsen voor inspiratie, toerisme, recreatie en onderzoek (McNeely et al., 1990).

Al heel lang zijn dieren gebruikt als indicatoren voor vervuiling waarvan de kanarie in de kolenmijnen het beroemdste voorbeeld is. In sommige gevallen kunnen diersoorten de biologische effecten van vervuilende stoffen beter bewaken, dan de uitkomsten van chemische analyses. Verschillende soorten vliegenlarven zijn gebruikt om puntlozingen van milieuvervuilende stoffen in rivieren en andere natte gebieden op te sporen. Regenwormen, waar grote hoeveelheden grond door het spijsverteringskanaal gaan, zijn uitstekende indicatoren voor bodemvervuiling; bijen, die

15

haren hebben die electrostatisch stofdeeltjes aantrekken, verzamelen vervuilende stoffen uit hun voedsel, water en zelfs lucht, en worden gebruikt als belangrijke "early warners" bij kerncentrales, wapenfabrieken, testlaboratoria en vuilnisbelten. Mosselen, oesters en vissen worden regelmatig verzameld als onderdeel van een "National Status and Trends Program", ingevoerd door NOAA langs de kust van de VS (Root, 1990). Er kunnen nog veel meer voorbeelden worden gegeven van het gebruik van een grote verscheidenheid aan diersoorten voor indicatie van vervuiling.

De vraag is of we echt de miljoenen aanwezige soorten nodig hebben? De natuur heeft zeker enige ingebouwde overschot, en sommige soorten zouden kunnen verdwijnen (zijn aan het verdwijnen) zonder dat iemand ze mist. Er zijn echter weinig gegevens beschikbaar over de vraag welke soorten speciaal belangrijk zijn in het functioneren van ecosystemen. We kunnen dus niet echt bepalen tot welke hoogte de maatschappij te lijden heeft van het verlies aan biologische diversiteit. De gevolgen van het verlies van toppredatoren is duidelijk genoeg, maar de ecologische rol die veel soorten spelen is nog slechts gedeeltelijk bekend. Als de wereldwijde achteruitgang in,amfibiesoorten doorgaat, zou de productiviteit van veel aquatische ecosystemen beïnvloed kunnen worden. Dikkopjes eten grote hoeveelheden algen in beekjes en vijvers, kikkers en padden zijn belangrijke predatoren van veel insectensoorten, en ze vormen zelf een belangrijk deel van het voedsel van veel andere diersoorten. Het onderzoek naar voedselketens staat nog in de kinderschoenen, en onze onwetendheid kan gevaar­lijk zijn als we bewust soorten laten verdwijnen voordat we ontdekken hoe belangrijk ze waren in het functioneren van ecosystemen.

Weinig ecologen zullen beweren dat de wereld alle soorten werkelijk "nodig" heeft - tenslotte is uitsterve4n het uiteindelijke lot van alle soorji n en is dat op zichzelf een natuurlijk proces - maar nog minder lecologen zullen te boek willen staan als degene die gezegd heeft welke soorten veilig uit een ecosysteem gemist kunnen worden.

De noodzaak van behoud ,van soorten zal door verschillende mensen op een andere manier worden gedefinieerd; dat wat nodig is om te overleven is heel verschillend van wat nodig is om een esthetisch aangename omgeving te verschaffen.

Kortom, we moeten de biodiversiteit bewaren om de mensheid in staat te stellen zich zowel lichamelijk als geestelijk aan te passen aan ons veranderend milieu. De mate van biodiversiteit die beschikbaar zal zijn voor aanpassing aan veranderingen in de populatie van de mens, stofkringlopen, klimaat, en dergelijke, is uiteindelijk een vraag van waarden in de politieke arena. Ecologen en andere weten­schappers moeten er voor zorgen dat hun bevindingen worden gepresenteerd in een vorm die politici en mensen in het algemeen zal helpen om verstandige beslissingen te nemen. Zij moeten ook klaar zijn om de technologie te leveren die nodig is om politieke besluiten te implementeren.

16

Wij moeten veel effectiever zijn in het bewustmaken van de politici van de problemen en de oplossingen en een publieke ondersteuning opbouwen die nodig is als draagkracht voor de moeilijke keuzen waar voor we staan. Er zijn al veel voorstellen gedaan. Mijn idee is de vijf maal I oplossing: "Investigation", Informatie, Incentives, Integratie, en Internationale samenwerking.

DE "VIJF MAAL I OPLOSSING" OM DE ARK DRIJVEND TE HOUDEN.

De belangrijkste problemen bij het instandhouden van de biodiversiteit liggen niet bij de biologie van de betrokken soorten maar in de sociale, economische en politieke arena's waarbinnen mensen actief zijn. Het is een uitdaging in dit moeras oplossingen te vinden voor het behoud van de biodiversiteit.

Ten aanzien van de vervuiling is er een begin te zien van een ontwakend sociaal geweten, In enkele landen wordt vervuiling beschouwd als misdaad, de rechters beginnen met veroordelingen. In de prijzen van energie en fabrikaten beginnen milieukosten zichtbaar te worden, nu de industrie meer investeert in milieubeheersmaatregelen. Er moet nog veel meer gebeuren, maar er is tenminste een begin.

We moeten nu een vergelijkbaar maatschappelijk antwoord vinden voor het door vervuiling of anderszins vernietigen van biodiversiteit. Dat is niet eenvoudig. Biologische diversiteit heeft dimensies op wereld-, nationale en lokale schaal. Maatregelen op deze schalen worden niet best gecoördineerd, werken elkaar soms zelfs tegen. Nederlandse burgers willen bijvoorbeeld tropische bossen beschermen maar ook lage prijzen voor de producten die op vroegere bosgrond worden geteeld, en Indonesische bosexploitanten willen verdienen aan de verkoop van hout.

1. "Investigation"; onderzoek naar het functioneren van natuurlijke systemen.

Studies over het effect op de biodiversiteit door chemische veranderingen veroorzaakt door vervuiling, zijn pas onlangs begonnen. Het lijkt vanzelfsprekend dat toenemende kennis over de aard en de verscheidenheid van organismen die de aarde bewonen en hun relatie onderling, met mensen, en met veranderingen in hun omgeving, een basis moeten vormen voor beschermingsactiviteiten. De late ontdekking van zaken als het gat in de ozonlaag, de wijdverspreide schade aan de Europese bossen en de achter­uitgang van amfibieën brengen wetenschappelijke onderzoekers in verlegenheid. Op de vraag "waarom hebben jullie ons dat niet eerder verteld" zou de reactie van de onderzoekers kunnen zijn "Omdat we onvoldoende maatschappelijke steun kregen om ons belangrijke werk te doen. Terwijl belangrijke overheidsinvesteringen werden gedaan in zulke zaken als zoeken naar buitenaards leven, namen de overheidsinveste­ringen voor het documenteren van het leven op onze eigen planeet af."

17

Ondanks enkele uitstekende programma's en toegewijd werk van een aantal onderzoekers, is de wetenschappelijke onderbouwing voor het bewaken van de status van de natuur­lijke productieve systemen op de wereld, nog steeds niet tot stand gekomen. Om bijvoorbeeld het verband tussen vervuiling en achteruitgang van de Europese bossen te kunnen voorspel­len, zouden de onderzoekers niet alleen gedetailleerde kennis gehad moeten hebben over de reactie van bomen op verschillende niveaus van vervuiling en over aantasting van bomen door natuurlijke stress en vervuiling gezamenlijk bomen. Tevens zou er ook een fijnmazig monitoringssysteem moeten zijn om de gezondheid van bossen vast te stellen (Brown, 1987). Zelfs nu aangetoond is dat er elk jaar voor miljarden dollars schade optreedt, wordt er nog veel te weinig geïnvesteerd in het begrijpen van de Europese bosecosystemen.

Nog veel andere belangrijke vragen over het functioneren van ecosystemen blijven onbeantwoord. Zoals:

Hoeveel soorten zijn er op aarde, en hoe wordt de geografische verspreiding verklaard? Wat zijn de drempelwaarden bij hfet verlies van biodiver­siteit? Hoeveel diversiteit is nodig om verschillende niveaus van productiviteit van een ecosysteem te onderhouden? Wat zijn de grenzen aan het draagvermogen van de aarde ten aanzien van mensen en hoe verhouden die zich tot de biodiversiteit? Hoe liggen de verbanden tussen lokale, nationale en wereldeconomieën en hun verborgen milieuinvloeden? Op welk punt begint het verlies aan biodiversiteit ernstige economische consequenties te krijgen? Hoe verloopt de kringloop van belangrijke' elementen als koolstof, zuurstof, stikstof, waterstof, fosfor en zwavel, die samen 95% van Ma^biomassa uitmaken ("biogeo-chemische kringloop"). , * " . Wat zijn de synergistische effecten van lokale en mondiale vervuilende factoren, zoals langdurig lage blootstelling aan verhoogde UV-straling, toename van de C02-concentratie in de atmosfeer of opwArming van de aarde? Wat zijn de ecologische consequenties voor de samen­leving van subletale effecten van vervuilende stoffen op mensen?

2. Informatie; er voor zorgen dat gegevens beschikbaar zijn om besluitvormers te informeren.

Daargelaten hoe weinig we weten maken we niet eens gebruik van datgene wat we wel weten: de meeste beslissingen die de biodiversiteit beïnvloeden worden op het ogenblik genomen zonder de beschikbare informatie ook maar enigszins daarbij te betrekken. Natuurlijk moeten besluiten steunen op goede informatie, en hoe meer mensen over die informatie beschikken des te groter is de kans dat personen en

instituties het eens worden over het definiëren van de problemen en de oplossingen. Als onderdeel van het Biodiver­sity Conservation Strategy Programme, bereidt het World Conservation Monitoring Centre een compendium voor, met de huidige kennis over de. toestand en verbreiding van mondiale biologische hulpbronnen, de effectiviteit van het beheer, het gebruik en de economische waarde van biologische hulpbronnen en de wettelijke, financiële en institutionele basis voor bescherming. Men hoopt dat dit zal helpen om gegevens in de juiste vorm en op het goede moment beschik­baar te krijgen voor degenen die ze nodig hebben.

Een bekend probleem in dit informatietijdperk is een teveel aan informatie, wat wel genoemd wordt "leren drinken uit een brandslang". We moeten eenvoudige indicatoren voor schade aan specifieke habitats vinden en die in alle landen op dezelfde wijze gebruiken, zo dat vergelijkingen kunnen worden gemaakt en veranderingen op grote schaal vroeg genoeg worden gesignaleerd, om er wat aan te kunnen doen.

We moeten ook in staat zijn om te volgen wat er gebeurt met de biodiversiteit, en primaire en secundaire effecten van veranderingen in mondiale en lokale chemie van elkaar te onderscheiden. Misschien kan dit boek aangeven welke additionele gegevens moeten worden verzameld, om de invloed van vervuilende stoffen op de biodiversiteit te kunnen vaststellen, en herstelpogingen te ondernemen.

We hebben op alle niveaus een dynamischer benadering van informatievoorziening nodig. Er is behoefte aan gegevens die toegepast is kunnen worden bij dagelijkse problemen. Met de nu alom aanwezige computertechnologie kan een netwerk worden gevormd van gedecentraliseerde gegevensbestanden, met volledige toegang tot de informatie die nodig is om lokale problemen op te lossen. In verschillende delen van de wereld bestaan reeds veel gegevensbestanden over vervuiling, soorten en habitats. We moeten deze bestanden nu aan elkaar koppelen, zodat de informatie beschikbaar komt die nodig is voor goede besluitvorming over het gebruik en beheer van hulpbronnen. We kunnen niet langer toestaan dat onwetendheid wordt gebruikt als een excuus voor niets of verkeerd doen.

3. Aansporingen (Incentives); gebruik van economische middelen bij de bescherming van de biodiversiteit.

Exploitatie van hulpbronnen wordt beheerst door het zichtbare eigenbelang van individuen of groepen. Gedrags­verandering met betrekking tot biodiversiteit kan daarom het beste worden bereikt door een nieuwe benadering van natuurbescherming, die de gedachte aan eigenbelang uitbuit. Aangezien eigenbelang tegenwoordig vooral in economische termen wordt gedefinieerd, moet de bescherming van de biodiversiteit worden bevorderd door middel van economische aansporingen.

Aansporingen kunnen worden gebruikt om landgebruik, kapitaal en arbeid te richten op bescherming. Ze kunnen de ongelijke verdeling van baten en kosten voor de bescherming

19

van natuurlijke hulpbronnen effenen en door exploitatie­regels op te stellen, de verwachte negatieve gevolgen voor de plaatselijke bevolking matigen. Tevens kunnen aanspo­ringen mensen compenseren voor buitengewone verliezen die door zulke maatregelen worden geleden, en de plaatselijke bevolking belonen als die zich opofferingen getroost voor het welzijn van een grotere groep mensen. Aansporingen zijn duidelijk de moeite waard als zij, tegen lagere economische kosten dan wat voor die economische baten werd ontvangen activiteiten stimuleren die de biologische hulpbronnen sparen.

Om te bereiken dat er belangrijke vooruitgang wordt geboekt in het toepassen van economische principes om te verzekeren dat biodiversiteit bijdraagt aan sociale en economische ontwikkeling, moet een lange-termijn programma worden ontworpen voor ondersteunende activiteiten door regeringen, industrie en vrijwilligersorganisaties. Elk land heeft zijn eigen speciale problemen, oplossingen moeten daarom voor elke situatie apart worden gezocht. De volgende algemene activiteiten zijn in ieder geval nodig (McNeely, 1988):

Opstellen van nationale of regionale natuurbeschermings­strategieën om een economische politiek te ontwikkelen die de daar aanwezige biologische hulpbronnen zal sparen en om te bepalen welke veranderingen er nodig zijn om nationale doelen voor het beschermen van de biodiversi­teit te bereiken; Methoden ontwikkelen die verzekeren dat in de nationale geldbalans het belang van biodiversiteit voor het economisch welzijn goed wordt weergegeven. Het afruilen en de waardeoordelen met betrekking tot de invloed op biodiversiteit, die niet in geld kunnen • worden uitge­drukt, moeten expliciet gemaakt worden; Ontwikkelen van methoden om waarde toe te kennen aa*n niet commerciële biologische hulpbronnen;- . Ontwikkelen van methoden waarmee aan regeringen kan worden getoond hoe de werkelijke Vosten moeten worden beoordeeld, als men _ toestaat dat de uitputting van biologische hulpbronnen doorgaat, en alternatieve wegen verzinnen naar een duurzame ontwikkeling.

4. Integratie; bevorderen van een sectoroverstijgende benadering bij de bescherming van de biodiversiteit.

Natuurbescherming heeft vaak geleden onder het verschijn­sel dat men het zag als een hooggespecialiseerde sector met slechts een beperkte toepasbaarheid voor de werkelijke"-noden van de maatschappij. Andere sectoren die afhankelijk zijn van de schoonheid en overvloed van de natuur voor hun welvaren en die dus lijden onder vervuiling, moeten ook in de beschouwing worden betrokken; landbouw is afhankelijk van wilde genetische hulpbronnen en biologische controles; geneeskunde haalt geneesmiddelgrondstoffen uit de natuur; de industrie heeft grondstoffen nodig, waarvan er veel van biologische oorsprong zijn; toerisme berust in toenemende

20

mate op de aantrekkelijkheid van de natuur; inheemse volkeren hebben een groot belang bij het in stand houden van de biologische hulpbronnen, waarop hun cultuur berust; ongestoord bos is nodig voor de bescherming van waterschei­dingen en het voorkómen van slibafzetting; visserij is afhankelijk van moerasbos en mangroves als kraamkamer; bij rampenbestrijding is natuurlijke begroeiing nodig bij het voorkomen van landverschuivingen en overstromingen; enzovoort. Al deze sectoren moeten doordrongen raken van hun afhankelijkheid van biodiversiteit, en de kans krijgen te investeren ten behoeven van het overleven van de biologische basis van hun voorspoed.

Aangezien in veel sectoren biologische hulpbronnen de basis verschaffen voor duurzame vormen van ontwikkeling, is het duidelijk dat veel instituten in de bescherming moeten worden betrokken. Een belangrijk struikelblok is het niet op elkaar aansluiten van de manier waarop natuurlijke systemen functioneren en de manier waarop overheidsorganisaties ontworpen zijn, die deze systemen moeten beheren; natuur­lijke systemen zijn ingewikkelde structuren met veel complementaire functies, terwijl de overheidsinstellingen, die deze systemen moeten beheren gekarakteriseerd, worden door fragmentatie, conflicten over het gebruik van en gezag over de hulpbronnen, polarisatie van de belangen, en slechte coördinatie en communicatie. Slechts weinig overheidsinstel­lingen die zich bezig houden met vervuiling hebben een directe bemoeienis met biodiversiteit.

De instituten die de hulpbronnen direct beheren en de vervuiling meten moeten beide versterkt worden. Behalve dat moeten er organen opgezet worden die voor een ruimer benadering voor het oplossen van beheersconflieten zorgen. In economische termen, we moeten meer externaliteiten in onze beslissingsprocedures opnemen.

Hoe kunnen universiteiten in staat worden gesteld om nauwer samen te werken met beheersinstellingen? Hoe kunnen lange termijn onderzoek en monitoringsinspanningen onderdeel worden van het beheer? Welke coördinatie-mechanismen zijn effectief onder welke omstandigheden? Hoe kunnen politieke obstakels voor de bescherming worden weggenomen, en administratieve procedures gestroomlijnd? Wat moet er gebeuren om regeringen en particulier initiatief aan te moedigen om hetzelfde doel na te streven. Hoe kunnen overheidsinstituten die zaken waarvoor zij het best gekwalificeerd zijn scheiden van de activiteiten die efficiënter kunnen worden verricht door particuliere organisaties of lagere overheden?

5. Internationale samenwerking; een vruchtbare samenwerking opbouwen ten behoeve van de biodiversiteit.

Men hoeft Nederlanders, wonend in de delta van Europa's grote rivieren, niet uit te leggen dat invloeden op de ecosystemen vaak ver voorbij de nationale grenzen beginnen. De krachten die de biodiversiteit op wereldschaal vermin­deren zijn mondiaal, net als de krachten met invloed op de

21

mondiale stofkringenlopen zodat ook een internationaal antwoord op deze problemen nodig is. Het Montreal Protocol laat zien wat een internationaal antwoord op de veranderin­gen in de mondiale chemie kan inhouden. Hoewel maar weinig mensen tevreden zullen zijn met wat er tot nu toe is bereikt, en velen zich zorgen maken dat er pas serieuze vorderingen gemaakt worden als het al te laat is, blijft internationale samenwerking een belangrijk mechanisme om een doeltreffende respons te mobiliseren om de levende hulpbron­nen van onze planeet te beschermen.

IUCN is bezig een strategie te ontwerpen, waarin opties en mogelijkheden voor actie worden gedefinieerd, waarbij mondiale doelen worden nagestreefd terwijl men zich richt op lokale prioriteiten. Een dergelijke strategie moet worden ondersteund door regionale, nationale en mondiale instituten, en geruggesteund door sector strategieën en plannen om aan specifieke behoeften te voldoen. IUCN, WRI en UNEP zijn samen met een aantal andere instituties met een nieuwe internationale poging begonnen om zo ' n strategie te ontwerpen (McNeely et al., 1990). Veel andere organisaties, in en buiten de VN werken ook aan de bescherming''van de biodiversiteit. Als we eenmaal kunnen laten zien dat bescherming een algemeen belang is' net zo belangrijk voor het welzijn van de mens als gezondheid, veiligheid, en onderwijs, dan zullen overheden en hulporganisaties nieuwe mogelijkheden voor investering zien. Er is al een begin en het rapport van de WCED gaf een stevige onderbouwing voor de toenemende publieke steun aan milieuthema's (WCED, 1987). Er wordt onderhandeld over een nieuwe internationale overeenkomst over biodiversiteit, met de bedoeling om belangrijke extra fondsen beschikbaar te stellen voor bescherming en de Wereld Bank onderzoekt nieuwe wegen om milieuprojecten te financieren (World Bank, 1990). Maar als deze nieuwe lijn iets wil betekenen dan moeten natuur­beschermers hun ideeën zo onder woorden brengen dat ze begrijpelijk zijn voor degenefî* die, de # zeggenschap hebben over de belangrijke fondsen, 'die de natuurlijke habitats kunnen uitputten of juist beschermen.» « Daarvoor moet een grote publieke belangstelling voor milieubescherming kunnen worden gedemonstreerd, waarbij de bijdrage ven biologische hulpbronnen aan de sociale en economische ontwikkeling van een land, wordt uitgedrukt in economische termen. Daarbij moet ook worden getoond hoe hoog de kosten zullen zijn als we doorgaan onze natuurlijke systemen te vergiftigen met industriële chemicaliën.

Conclusies

Op veel plaatsen op aarde worden ecosystemen met grote diversiteit gevonden en al deze ecosystemen dragen belang­rijk bij tot het menselijk welzijn. Handhaven van de productiviteit van deze ecosystemen moet worden beschouwd als een van de grootste prioriteiten, samen met defensie, gezondheid en onderwijs. Ecologische, sociale en economische instabiliteit dreigt of is al aanwezig. Vernieuwbare en lokaal beschikbare biologische hulpbronnen en de kennis hoe

22

men deze duurzaam moet beheren, zijn belangrijker dan ooit. Ons aanpassingsvermogen zal afhangen van beslissingen die we vandaag nemen. Als we doorgaan onze levensondersteunende systemen te misbruiken, zullen wij en onze kinderen de prijs moeten betalen. Als we daarentegen besluiten dat we nu de huidige samenlevingen moeten veranderen in duurzame samenlevingen, die bestaan binnen de grenzen van de natuurlijke productiviteit, dan zullen onze nakomelingen ons loven.

Ik verwacht dat politici zullen besluiten dat een compromis tussen voortgaand gedachteloos misbruik en de idealistische duurzame maatschappij, het beste is wat ze kunnen bereiken. De inhoud van dat compromis zal in belangrijke mate worden bepaald door het vermogen van toxicologen, ecologen, het betrokken publiek en vele anderen om de inhoud van het debat te beïnvloeden. Het is nu tijd voor ons om in het offensief te gaan, om te stoppen met het vechten tegen de biodiversiteitscrisis alsof het ging over een serie onafhankelijke veldslagen over vervuiling, uitsterven van soorten, of stropen. We moeten een front maken en de problemen aanpakken bij hun sociale, economische en politieke bron.

Dankwoord

Ik ben veel dank verschuldigd aan Norman Myers wiens boek (1987) de titel en veel inspiratie voor deze bijdrage leverde. Nuttig commentaar ontving ik van Martin W. Holdgate, Kenton Miller, Vernon Heywood, Walter Reid, Jeffrey Sayer en Simon Stuart; mijn dank gaat uit naar hen allen hoewel niemand van hen verantwoordelijk kan worden gesteld voor de inhoud van deze bijdrage.

Literatuur

Beary, J.F. (1979). Mercury in Sperm Whale Meat. Science 206(12): 1258.

Blaustein, A.R. & D.B. Wake (1990). Declining Amphibian Populations: A Global Phenomenon? TREE 5(7): 203-204

Brown, L. (ed.) (1987). State of the World 1987. W.W. Norton, New York.

Clark, C.W. (1976). Mathematical Bioeconomics: The Optimal Mangement of Renewable Resources. Wiley, New York.

Crowley, T.J. & G.R. North (1988). Abrupt climate change and extinction events in earth history. Science 240: 996-1002.

Csepel, A. (1984). Czechs and the ecological balance. New Scientist, 27 september 1984.

Daly, H. (1986). Toward a new economic model. Bulletin of Atomic Scientists, April 1986.

Delong, R., W.G. Gilmartin S J.G. Simpson (1973). Premature births in California sea lions: Association with high organochlorine pollutant residue levels. Science 181: 1168-1170.

Diamond, J. (1987). Extant unless proven extinct? Or, extinct unless proven extant? Conservation Biology 1(1):

23

77-79. Drent, P.J. & J.W. Woldendorp (1989). Acid rain and

eggshells. Nature 239: 431. Dugan, P.J. (ed.) (1990). Wetland conservation: A Review of

Current Issues and Required Action. IUCN, Gland. 96 pp. Fajer, E.D. (1989). How enriched carbon dioxide environments

may alter biotic systems even in the absence of climatic change. Conservation Biology 3(3): 318-319.

Frankel, O.H. & J.G. Hawkes (eds.) (1974). Plant Genetic Resources for Today and Tomorrow. Cambridge University Press, London, UK.

Frankel, O.H. & M.E. Soule (1981). Conservation and Evolution. Cambridge University Press, New York. 237 pp.

Holdgate, M. et al. (1989). Climate Change: Meeting the Challenge. Commonwealth Secretariat, London, UK. 131 pp.

IUCN/UNEP (1986a). Review of the Protected Areas System in the Afrotropical Realm. IUCN, Gland, Switzerland. 259 pp.

IUCN/UNEP (1986b). Review of the Protected Areas System in the Indo-Malayan Realm. IUCN, Gland, Switzerland. 284 pp.

MacKenzie, D. (1986). Crayfish pesticide decimates Spanish birds. New Scientist. 16 October 1986.

Manire, C.A. & S^H. Gruber (1990). Many sharks may bë headed toward extinction. Conservation Biology 4(1): 10-11.

May, R. (1989). How many species?" In: Friday, Laurie & R. Laskey (eds.). The Fragile Environment. Cambridge University Press, Cambridge. 198 pp.

McNeely, J.A. (1988). Economics and Biological Diversity: Developing and using economic incentives to conserve biological resources. IUCN, Gland, Switzerland, xiv + 232 pp.

McNeely, J.A. (1990). Climate change and biological diversity: Policy implication. In: M.M. Boer & R.S. de Groot. Landscape-Ecological Impact of Climatic. IOS Press, Amsterdam.

McNeely, J.A., K.R. Miller, W. Reid, R. Mittermeier & T. Werner (1990). Conser-winq the World's Biological Diversity. IUCN, World Resources, Institute, World Bank, World Wildlife Fund, and' Conservation International, Washington, D.C.. 193 pp. » «

McNeely, J.A., K.R. Miller, W; Reid, R. Mittermeier & T. Werner (1990). Strategies for Conservingi Biodiversity. Environment 32(3): 16-20 & 36-40.

Myers, N. (1979). The Sinking Ark: A New Look at the Problem of Disappearin Species. Pergamon Press, Oxford, UK.

Myers, N. (1989). Deforestation Rates in Tropical Forests and Their Climatic Implications. A Friends of the Earth Report. London, UK. 116 pp.

O'Brien, S.J. & J.F. Evermann (1988). Interactive influence of infectious disease and genetic diversity in "natural populations. TREE 3(10): 254-259

Plucknett, D.L., N.J.H. Smith, J.T. Williams & N.M. Anishetty (1987). Gene Banks and the World's Food. Princeton University Press, N.J.

Raven, P.H. (1988). Biological Resources and global stability. In: S. Kawano et. al. (eds.). Evolution and Coadaptation in Biotic Communities

Reid, W.V. & K.R. Miller (1989). Keeping Options Alive: The

24

Scientific Basis for Conserving Biodiversity. World Resources Institute, Washington, D.C.

Ribbink, A.J. et al. (1983). A preliminary survey if the cichlid fishes of rocky habitats in Lake Malawi. South African J. Zoology 18 (3): 149-310.

Root, M. (1990). Biological monitors of pollution. Bio-Science 40(2): 83-86.

Schindler, D.W. (1988). Effects of acid rain on freshwater ecosystems. Science 239(1): 149-157.

Shea, C.P. (1989). Protecting the ozon layer. In: Lester et al. (eds.). State of the World 1989. W.W. Norton, New York.

Stanton, N.L. & J.D. Lattin (1989). In defense of species. BioScience 36: 368-373.

Soule, M.E. (ed.) (1986). Conservation Biology: Science of Scarcity and Diversity. Sinauer Associates, Sunderland, MA. 584 pp.

Soule, M.E. (1987). Viable Populations for Conservations. Cambridge University Press, Cambridge.

Stork, N.E. (1988). Insect diversity: facts, fiction and speculation. Biological Journal of the Linnean Society 35: 321-337.

Terborgh, J. (1989). Where have all the birds gone? ' Princeton University Press, Princeton NJ. 207 pp.

Vitousek, P.M., P.R. Ehrlich, A.H. Ehrlich, & P.A. Matson (1986). Human appropriationof the products of photosyn­thesis. BioScience 36: 368-373.

Walgate, R. (1986). UK denies responsibility for Scandina­vian acid rain. Nature 323(9): 191.

WCED (World Commission on Environment and Development) (1987). Our Common Future. Oxford University Press, Oxford, UK.

Wehle, D.H.S. & F.C. Coleman (1983). Plastics at Sea. Natural History 2: 20-26.

Whitten, A.J., K.D. Bishop, S.V. Nash, & L. Clayton (1987). One or more extinctions from Sulawesi, Indonesia? Conservation Biology 1(1): 42-48.

Wilson, E.0. (1985). The biological diversity crisis: A challenge to science. Issues in Science and Technology (Fall): 20-29.

World Bank (1990). Funding for Global Environment. IBRD Discussion Paper, Washington, D.C.

25

BIOLOGISCHE BESCHIKBAARHEID EN ECOLOGISCH RISICO VAN MILIEUGEVAARLIJKE STOFFEN

N.M. van straalen & W.F. Bergema

Vrije Universiteit, Vakgroep Oeoologie en Oecotoxicologie, de Boelelaan 1087,1081 HV Amsterdam

Samenvatting

Het milieurisico van een potentieel toxische stof wordt niet direct bepaald door het totaalgehalte in bodem, water of lucht, maar door de biologisch beschikbare fractie, d.w.z. het gedeelte van de stof dat door een organisme kan worden opgenomen en relevant is voor het effect. Biologische beschikbaarheid hangt af van eigenschappen van de stof (bv. lipofiliteit), eigenschappen van het milieu (bv. het gehalte zwevend slib in het water) en eigenschappen van het organisme (bv. opname-efficiëntie). Het is niet mogelijk een één op één-relatie te leggen tussen de verdeling van een stof over verschillende chemische species of fracties enerzijds, en de biologische beschikbaarheid anderzijds. Dit blijkt bv. uit experimenten met bodemorganismen die laten zien dat het element cadmium door verschillende soorten met sterk verschillende efficiënties opgenomen wordt, ook als de chemische beschikbaarheid dezelfde is.

Hoewel gewoonlijk slechts een klein gedeelte van het totaalgehalte van een stof direct opgenomen kan worden, is er toch reden tot zorg over de "oplading" van het milieu met een grote hoeveelheid potentieel toxische stoffen. Door verschuiving van verdelingsevenwichten zou de stof in de toekomst alsnog beschikbaar kunnen komen. Een voorbeeld hiervan is de verzuring van bodems die tevens belast zijn met zware metalen.

Uit onderzoeksresultaten van Ma et al. (1983) kan een relatie worden afgeleid tussen de bodem-pH en het cadmium-en loodgehalte van regenwormen. Aannemende dat dergelijke relaties ook voor andere bodemorganismen gelden, is uit te rekenen met welke factor de biologische beschikbaarheid van cadmium en lood in de bodem zou kunnen toenemen bij een bepaalde pH-daling door voortgaande bodemverzuring. Deze factor kan toegepast worden op de frequentieverdeling van gevoeligheden in de bodemlevensgemeenschap, waarmee een schatting is te maken van de toename van het ecologisch risico (in termen van de kans op overschrijding van NEC-waarden).

Een ruwe berekening laat zien dat bij een pH-daling van 6,0 naar 3,5 het ecologisch risico van de huidige refe­rentiewaarde voor lood kan toenemen van 0,36% tot 57%. Door het niet-lineaire karakter van relaties tussen beschik­baarheid en ecologisch risico doet de werking van bodem­verzuring denken aan een "chemische tijdbom".

27

Milieukwaliteit en ecologisch risico van stoffen

Een potentieel toxische stof in het milieu zal zijn effect alleen uitoefenen als de organismen in dat milieu daad­werkelijk worden blootgesteld. Het blijkt nu dat het totaalgehalte van een stof in bodem, water of lucht weinig zegt over de opname door organismen. Gewoonlijk is slechts een klein deel biologisch beschikbaar, d.w.z. potentieel opneembaar en relevant voor het effect. Het beschikbare gedeelte kan door menselijke activiteiten sterk worden vergroot. Zo is bv. de zware metalen-problematiek volledig toe te schrijven aan een verandering van beschikbaarheid: metalen in ertsaders zijn volkomen onschadelijk (hoogstens vormen ze een lokaal probleem daar waar een ertsader aan de oppervlakte komt), terwijl metalen na emissie door bv. een smelterij en binding aan de organische bovenlaag van de bodem zeer drastische milieuproblemen kunnen veroorzaken (Ernst & Joosse, 1983).

Het inzicht in wat biologische beschikbaarheid is en door welke factoren het wordt bepaald is de laatste jaren sterk gegroeid, door een combinatie van milieuchemisch en milieutoxicologisch onderzoek. Toch wordt in het 'milieu­beleid nog nauwelijks met deze resuïtaten rekening gehouden. Op twee punten zijn niettemin' beleidsimplicaties te voorzien: - Men zou milieukwaliteitseisen niet alleen kunnen baseren op totaalgehalten van stoffen maar ook op de eigenschappen van het milieu waarin de stof aanwezig is. In de refe­rentiewaarden bodemkwaliteit wordt hier enigszins rekening mee gehouden doordat de normen voor bodems met weinig bindingscapaciteit (zandbodems) lager zijn dan die voor de "gemiddelde bodem". Er heeft echter geen differentiatie plaatsgevonden naar zuurgraad. - Men zou bij de beoordeling van verontreinigingssituaties niet alleen rekening kunnen houden met de huidige toestand, maar ook met toekomstige vewanderingen die de beschikbaar­heid kunnen doen toenemen. Recentelijk-wprdt in dit kader de term "chemische tijdbom" gebruikt, waarmee men wil aangeven dat een hoeveelheid in het milieu opgeslagen stoffen een uitgesteld ecologisch effect kan veroorzaken (Stigliani, 1988). ' i

De beoordeling van ecologische risico's van stoffen en de ecotoxicologische onderbouwing van milieukwaliteitseisen worden recentelijk gebaseerd op de zgn. risicofilosofie (Hekstra, 1990). Maximaal toelaatbare stofconcentraties kunnen worden afgeleid van de kans op overschrijding van de geen-effeet-concentratie (NEC) bij een willekeurige soort in een grote levensgemeenschap (Van Straalen, 199&). De consequenties van deze risicofilosofie voor de beoordeling van veranderingen in biologische beschikbaarheid zijn echter nog niet uitgewerkt.

Deze bijdrage zal zich, na een algemene oriëntering op de problematiek van de biologische beschikbaarheid, richten op de mogelijke aanwezigheid van "chemische tijdbommen" in de bodem. Door middel van een rekenvoorbeeld zal worden

28

geïllustreerd dat verzuring van de bodem via toegenomen metaaltoxiciteit een aanmerkelijke toename van het ecolo­gisch risico voor bodemorganismen kan introduceren.

Beschikbaarheid-bepalende factoren

De biologische beschikbaarheid van een stof hangt af van een complex van stofgebonden, milieugebonden en organisme­gebonden factoren. Vanuit het organisme gezien is het voldoende een verdeling over drie fracties te onderscheiden (figuur 1 links):

(i): de fractie die direct kan worden opgenomen, (ii): de fractie die niet direct kan worden opgenomen,

maar in kinetisch evenwicht is met fractie (i), waardoor bij opname uit fractie (i) nalevering uit fractie (ii) kan plaatsvinden,

(iii): de fractie die in het geheel niet opgenomen kan worden, ook niet op de lange termijn.

Vanuit de stof gezien (figuur 1 rechts) wordt veelal een onderscheid gemaakt tussen de fracties die extraheerbaar zijn met diverse chemicaliën (bv. voor metalen: ammonium-acetaat, waterstofperoxide, salpeterzuur, e.d.) of de fracties die overeenkomen met diverse chemische^ species (bv. chloride, hydroxide, carbonaat, e.d.).

Het blijkt zeer moeilijk, zo niet onmogelijk te zijn om een één op één-relatie te leggen tussen opneembaarheid en chemische fractionering. Dit wordt veroorzaakt door het feit dat de linker en rechter verdelingen van figuur 1 elkaar onderling beïnvloeden. Bijvoorbeeld: de graafactiviteit van wormen, insektenlarven en andere benthische evertebraten in sediment verhoogt lokaal de redoxpotentiaal waardoor het als sulfide neergeslagen kwik beschikbaar komt voor methylering

^ ?

biologische beschikbaarheid

fractionering/ speciatie

totale hoeveelheid

I V

Figuur 1. Schematische weergave van de verdeling van een stof over (a) opneembare, (b) indirect opneembare en (c) niet-opneembare fracties (links), en de verdeling over verschillende chemisch gedefinieerde fracties (rechts).

29

door bacteriën. Een ander voorbeeld is de uitscheiding van citroenzuur door de wortels van planten, waardoor de beschikbaarheid van metalen lokaal wordt verhoogd; de produktie van dergelijke wortelexudaten wordt sterk gestimuleerd als de plant te weinig ijzer dreigt te krijgen, zodat een laag ijzergehalte in de bodem tevens leidt tot een verhoogde beschikbaarheid van cadmium.

Deze, en andere voorbeelden laten zien dat het probleem van de biologische beschikbaarheid niet statisch (als een verdelingskwestie) moet worden beschouwd, maar een kine­tische analyse vereist. De opname van een stof wordt niet alleen bepaald door de concentratie in de opneembare fractie (C0^aenbaar), maar ook door de snelheidscoëfficiënt van het opnameproces (aangeduid met kj ), immers : opname = k± x C___. • .

cpneentoaar

Een voorbeeld van een kinetische analyse van biologische beschikbaarheid is het werk van Janssen e.a. (1991). Vier geleedpotigen (twee saprofagen en twee predatoren) werden blootgesteld aan dezelfde concentraties cadmium, in het geval van de saprofagen gebonden aan groenalgen, in het geval van de predatoren in de vorm van verontreinigde prooidieren. De accumulatie van cadmium en de eliminatie na overgang op schoon voedsel werden gevolgd en geanalyseerd met een lineair compartimentmodel. Doordat in deze experi­menten de consumptie eveneens werd gemeten, kon de opname vanuit het darmkanaal worden uitgedrukt in termen van de binnengekomen hoeveelheid. De verhouding hiertussen is de assimilatie-efficiëntie.

Uit de resultaten in tabel 1 blijkt dat de assimilatie-ef f iciëntie sterk soortafhankelijk is. Dieren die het cadmium op precies dezelfde manier aangeboden krijgen, blijken toch een verschillende opname-efficiëntie te hebben (vgl. 0. cincta met P. peltifer en N. musCorum met N. blguttatus). Het is duidelijk dat in deze gevallen de opname meer wordt gedomineerd door de omstandigheden in het darmkanaal en de aanwezigheid - van specifieke opnameViecha-nismen, dan door de manier waafop cadmium in het voedsel is gebonden. Ook de uitscheidingsparameter verschilt sterk per soort, waardoor het evenwichtsgehaltê <(de balans tussen opname en uitscheiding) geen 'goede indruk geeft van de beschikbaarheid: bv. de ' loopkever N. blguttatus heeft in het veld een zeer laag evenwichtsgehaltê, ondanks het feit

Soort Assimilatie Eliminatieconstante -efficiëntie

(%) (dag"1)

Orchesella cincta 9,4 0,087 Platynothrus peltifer 17,2 0,013 *v Notiophilus blguttatus 35,5 0,375 Neobislum muscorum 58,9 0,000

Tabel 1. Toxicokinetische parameters voor cadmium bij vier soorten bodemarthropoden. Gegevens ontleend aan Janssen e.a. (1991).

30

dat cadmium uit het voedsel veel efficiënter wordt opgenomen vergeleken met de mijt P. peltifer, die door een trage eliminatie een hoog evenwichtsgehalte bereikt.

De problematiek van biologische beschikbaarheid heeft te maken met het definiëren van de opneembaarheid van een bepaalde stoffractie. In de kinetische benadering wordt de aandacht niet zozeer gericht op de verdeling van de stof, maar op de factoren die deze verdeling, en daarmee de opnamekinetiek beïnvloeden. Beschikbaarheid wordt daarmee een relatief begrip: de beschikbaarheid van een stof wordt twee maal zo hoog als onder invloed van een modulerende factor de opname tweemaal zo groot wordt bij een gelijk­blijvende totale blootstellingsconcentratie.

Een gedetailleerde analyse van de invloed van diverse milieufactoren (bodemeigenschappen) op de opname van zware metalen door bodemorganismen (regenwormen) is te vinden in het werk van Ma et al. (1983). In deze studie werd een groot aantal regenwormen, gemonsterd in de omgeving van Budel, geanalyseerd waarbij gelijktijdig de bodem op de monster-plaats werd gekarakteriseerd met kationenuitwisselings-capaciteit (CEC), zuurgraad (pH) en organisch stofgehalte (OM). Via multiple lineaire regressie werd de invloed van het totaal metaalgehalte in de bodem (x), CEC, pH^en OM op het metaalgehalte in de regenworm Lumbricus rubellus (y) gekwantificeerd. Voor cadmium en lood waren de best passende vergelij kingen:

Cd: ln(y) = 5,538 + 0,664 ln(x) - 0,404 pH Pb: ln(y) = 4,157 + 1,131 ln(x) - 0,176 OM - 0,746 pH.

Hieruit valt op te maken dat het gehalte in de worm niet alleen afhankelijk is van het gehalte in de bodem, maar daarenboven toeneemt met afnemende pH (voor Pb sterker dan voor Cd) en toeneemt met afnemend humusgehalte (niet voor Cd, wel voor Pb). De invloed van de pH is te isoleren door een vast bodemgehalte en een vast organische stof-gehalte te nemen. Kiezen we voor het bodemgehalte 0,8 ug g"1 voor Cd en 85 pg g~1 voor Pb en voor het organisch stof-gehalte 10%, dan worden de vergelijkingen:

Cd: y = exp (5,390 - 0,404 pH) Pb: y = exp (7,422 - 0,746 pH)

Deze vergelijkingen zijn afgebeeld in figuur 2. Bodemgehalten van 0,8 ug g"1 voor Cd en 85 pg g"1 voor Pb

zijn gelijk aan de referentiewaarden volgens het Milieu­programma 1988-1991. Deze referentiewaarden gelden voor "standaardbodems" waarvan het organische stof-gehalte op 10% is gesteld. Het feitelijke organische stof-gehalte in de studie van Ma (1983) varieerde tussen 2,2 en 8,6%. De standaardwaarde is dus relatief hoog. Bovendien zullen pH en OM niet onafhankelijk van elkaar variëren maar samenhangen met de grondsoort. Toch wordt hier de standaardwaarde aangehouden, om de relatie met de referentiewaarden te waarborgen. Figuur 2 geeft dus aan hoe het metaalgehalte in regenwormen varieert met de bodem-pH als de wormen leven in een standaardbodem met een constant totaalgehalte gelijk aan

31

100-

50-

4,0 - 1 — 5,0

-> pH

I

6,0

Figuur 2. Lood- en cadmiumgehalten in de regenworm Lumbricus rubellus, in de omgeving van Budel, in relatie tot de zuurgraad van de bodem, bij een vast totaalgehalte van het metaal in de bodem (0,8 ug g"1 voor Cd en 85 ug g"1 voor Pb), en bij een vast organisch stof-gehalte (10%). Gegevens ontleend aan Ma et al. (1983).

de referentiewaarde. (NB: hoewel de lijn voor Cd onder die voor lood loopt, wordt Cd toch veel efficiënter opgenomen dan Pb: het bodemgehalte in ug g"1 is honderdmaal lage,r).

Gegevens zoals afgebeeld in figuur 2 „zijn vrij schaars. Ze zijn niettemin nodig om te evalueren hoe besehikbaarheids-modulerende factoren (in dit geval verhuring) de opname van stoffen beïnvloeden. Uit de figuur Kan worden afgeleid dat een pH-daling van 6,0 'naar 3,5 de beschikbaarheid van cadmium voor regenwormen met een factor 2,7,- en die voor lood met een factor 6,5 verhoogt. Hierbij is aangenomen dat de eliminatie van deze metalen niet door de bodem-pH beïnvloed wordt. De toename van de beschikbaarheid o.i.v. een dalende pH kan nu worden gebruikt om de toename van het ecologisch risico als gevolg van bodemverzuring te schatten.

Ecologisch risico van toxische stoffen ^

In Van Straalen (1990) is een methodologie geformuleerd waarin het ecologisch risico van een stofconcentratie in het milieu wordt gedefinieerd als de kans dat een lukraak gekozen organisme een NEC-waarde (geen-effeet-concentratie) heeft die lager is dan de betreffende concentratie. In navolging van Kooijman (1987) wordt daarbij verondersteld dat de frequentieverdeling van gevoeligheden (NEC-waarden)

32

loglogistisch is. Dit houdt in dat de logaritmes van de NEC-waarden van alle soorten bij elkaar een klokvormige curve opleveren die bij benadering beschreven kan worden met de logistische vergelijking (deze heeft dezelfde vorm als de Gauss-curve of normale verdeling). In dat geval is het ecologisch risico (zonder rekening te houden met een onzekerheidsmarge) te schrijven als

1 +exp 7t (xm-ln c)

V3 Sm

•1 (1)

waarbij xm de gemiddelde ln(NEC)-waarde aanduidt, sm de standaarddeviatie van de ln(NEC)-waarden, en c de con­centratie in het milieu.

Op basis van deze formule is een grafiek te maken die de kans op overschrijding van een NEC-waarde uitdrukt als functie van het gehalte van de stof in het milieu. Dit is tot nu toe gedaan voor totaalgehalten, maar in het licht van het bovenstaande is het duidelijk dat we eigenlijk moeten denken in termen van de beschikbare concentratie (figuur 3).

100-1

50 -

A! «2 -^ - beschikbare concentratie

Figuur 3. Theoretische curve die aangeeft hoe bij stijging van de biologisch beschikbare concentratie van een toxische stof het aantal soorten waarvoor de NEC-waarde niet overschreden wordt afneemt.

Als de relatie tussen het percentage beschermde soorten en de beschikbare concentratie in het milieu sterk convex is, zal een relatief kleine verhoging van de beschikbaarheid (in figuur 3 van A± naar A2 ) leiden tot een relatief grote toename van het ecologisch risico (in figuur 3 van 5% naar 30%), uitgedrukt als de kans op overschrijding van de NEC-waarde.

Een probleem is dat relaties zoals weergegeven in figuur 3 (dus uitgaande van beschikbare concentraties), nog voor

33

m m ( ug g"x ) ( pmol g"1 )

Cadmium 2,242 1,620 7 9,4 0,083 Lood 6,226 0,575 6 506 2,44

Tabel 2. Samenvatting van verschillen in gevoeligheid van bodemevertebraten voor cadmium en lood, afgeleid uit diverse toxiciteitstoetsen. xm = gemiddelde van In(NEC); sro standaarddeviatie van ln(NEC); n = aantal onderzochte soorten; m = exp (xm) = geometrisch gemiddelde gevoeligheid. Uit Van Straalen (1990).

geen enkele stof goed bekend zijn. Hoogstens is iets bekend over de invloed van het totaalgehalte van een stof op het percentage beschermde soorten. Een overzicht van de effecten van cadmium en lood op bodemevertebraten werd gegeven .in Van Straalen (1990). De daaruit afgeleide gemiddelden en standaarddeviaties zijn gereproduceerd in tabel 2. Hierbij is een correctie gemaakt voor hét lutumgehalte en het gehalte organische stof van de verschillende substraten die in de experimenten zijn gebruikt.

Uit tabel 2 blijkt dat, gemiddeld genomen, cadmium voor bodemdieren ongeveer een factor 30 meer toxisch is dan lood (rekening houdend met het verschil in atoomgewicht). De spreiding tussen de soorten is echter voor lood beduidend minder dan voor cadmium. Sommige soorten regenwormen zijn relatief ongevoelig voor cadmium, terwijl een oribatide mijt zeer gevoelig is; voor lood zijn dergelijke groeps­afhankelijke gevoeligheden minder duidelijk.. Naarmate de spreiding tussen de soorten kleiner is, is de curve die het verband tussen beschermingspercentage en bodemconcenijratie aangeeft, meer convex. Bij eenaiSlfde, relatieve toename van de bodemconcentratie, kan men 'dus voor "lood een snellere toename van het ecologisch risico \*er,wachten dan voor cadmium.

i

Effect van verzuring op het ecologisch risico

Bodemverzuring is een belangrijke beschikbaarheid-bepalende factor, maar de pH van een bodem is tot nu toe niet meegenomen in de normstelling. Als we dit willen doen, moeten we allereerst een referentie-pH kiezen, d.w.z. een pH-waarde die bij veronderstelling behoort bij de nu geldende lijst met referentiewaarden voor stoffen «in de bodem. Vervolgens zouden de referentiewaarden afhankelijk gesteld moeten worden van de actuele pH als die afwijkt van de referentie-pH.

In de gegevens van tabel 2 is geen rekening gehouden met de invloed van de bodem-pH. De veel gebruikte "kunstgrond" (een mengsel van kwartszand, kaolienklei en veenmosturf) voor gestandaardiseerde toxiciteitsexperimenten met

34

regenwormen en springstaarten heeft een pH-waarde van 6. In andere gevallen is de gebruikte pH veelal niet bekend. In natuurlijke gronden kan de pH sterk uiteenlopen. Afhankelijk van de aard van het moedermateriaal, de herkomst van de organische stof en de invloed van atmosferische depositie kan de pH variëren van 3 tot 9. In landbouwgronden is pH 6 vrij normaal. Het lijkt daarom redelijk uit te gaan van een referentie-pH van 6, hoewel de combinatie van pH 6 en een organisch stofgehalte van 10% in de natuur niet vaak zal voorkomen.

In paragraaf 2 bleek al dat pH-daling van de bodem leidt tot een toename van het interne metaalgehalte in de regenworm Lumbricus rubellus. Niet bij alle soorten zal verzuring een dergelijk effect hebben, maar het zal waarschijnlijk wel bij allemaal in dezelfde richting gaan. Daarom wordt verondersteld dat de relatie van figuur 2 ook voor andere bodemevertebraten geldt. In dat geval kan de factor waarmee het intern gehalte toeneemt bij verzuring (figuur 2 ) direct worden toegepast op de beschikbare con­centratie, waarna via de curve van figuur 3 de toename van het ecologisch risico af te leiden is.

Bij toepassing van een vaste factor om de toename van de beschikbaarheid te beschrijven wordt verwaarloosd dat verzuring op sommige soorten meer invloed zal hebben dan op andere soorten en dat eenzelfde beschikbaarheid verschil­lende effecten kan veroorzaken op verschillende soorten bodemevertebraten. Met name voor regenwormen is te ver­wachten dat pH-daling leidt tot een hogere beschikbaarheid, omdat deze dieren de metalen grotendeels direct uit het bodemvocht opnemen. Voor geleedpotigen (arthropoden) geldt dit minder: zij nemen contaminanten vooral op na ingestie van organisch materiaal, waardoor de situatie in het darmkanaal bepalend is voor de opname. Voor de risicoschat­ting moet eigenlijk rekening worden gehouden met de relatieve gevoeligheden (d.w.z. de plaats in de frequentie­verdeling), in relatie tot de verschillende opnameroutes. Op het ogenblik zijn echter veel te weinig gegevens voorhanden om een dergelijke gedetailleerde schatting te maken.

In tabel 3 worden enkele resultaten weergegeven, verkregen door toepassing van de boven weergegeven redenering. Er is uitgegaan van een standaardbodem, met totale cadmium- en loodgehalten van resp. 0,8 en 85 pg g"1, en een pH van 6.

6 ô pH = 6 pH = 3,5

Cadmium 6,0% Ï6% Lood 0,36% 57%

Tabel 3. Geschatte ecologische risico's voor bodemever­tebraten van cadmium en lood in de bodem bij gelijkblijvende totaalgehalten (0,8 ug.g"1 voor Cd en 85 pg.g"1 voor Pb) maar verschillende pH-waarden.

35

Het ecologisch risico, berekend met formule (1) en de gegevens uit tabel 2, bedraagt 6,0% voor cadmium en 0,36% voor lood. Wanneer zo'n standaardbodem, bij dezelfde totaalgehalten, een pH van 3,5 zou hebben, zou blijkens figuur 2 de beschikbaarheid voor cadmium toenemen met een factor 2,7 en voor lood met een factor 6,5. De bijbehorende ecologische risicopercentages bedragen dan 16% voor cadmium en 57% voor lood.

De gegevens uit tabel 3 illustreren het niet-lineaire effect dat een verandering van biologische beschikbaarheid kan hebben. De referentiewaarde voor lood van 85 pg g"1 is, vanuit de toxiciteit van lood voor bodemevertebraten, relatief veilig te noemen bij pH 6: de kans op overschrij­ding van een NEC is kleiner dan de als maximaal toelaatbaar beschouwde waarde van 5%. Als een dergelijke bodem echter zou verzuren tot pH 3,5 stijgt de ô-waarde tot boven de 50%! Voor cadmium is het effect van verzuring minder drastisch, maar de referentiewaarde van 0,8 ug g"1 is eigenlijk al te hoog.

Chemische tijdbommen i

Het chemische tijdbom-concept verwijst naar plotseling optredende milieuschade die veroorzaakt wordt door langzame veranderingen (over tientallen jaren of eeuwen) in sleutel­factoren die een ecosysteem bufferen tegen negatieve effecten van potentieel schadelijke verbindingen. Volgens de analyse van Stigliani (1988) kunnen zulke verschijnselen worden veroorzaakt door twee mechanismen, nl. 1. overschrijding van de "opslagcapaciteit" van een systeem

door een te hoge aanvoer van milieugevaarlijke stoffen, of

2. verlaging van de "opslagcapaciteit" van een reeds opgeladen systeem, door verandering van milieu-omstandig-heden (verzuring, klimaatverandering, e.d.). •

Het in de vorige paragraaf gegeven , rekenvoorbeeld laat zien dat we aan deze twee mechanismen*nog*minstens één "bom" moeten toevoegen, nl. het verschijnsel dat de kans op overschrijding van NEC-waarden zeer .snel toeneemt met een toename van de biologische beschikbaarheid. Ia feite is het chemische tijdbom-concept terug te brengen tot niet-lineari-teit op twee punten:

de relatie tussen een milieufactor (bv. pH) en de beschikbaarheid van een toxische stof, en de relatie tussen de beschikbaarheid van een toxische stof en de kans op overschrijding van een NEC-waarde.

Het door Stigliani als eerste genoemde effect kan worden opgevat als de druppel die de emmer doet overlopen; r is slechts ten dele sprake van een uitgesteld effect: alleen het deel van de stof dat de opslagcapaciteit overschrijdt veroorzaakt een effect.

Conclusies

Biologische beschikbaarheid is een relatief begrip en kan het beste via een kinetische benadering geanalyseerd worden. Onze kennis over beschikbaarheidmodulerende factoren is

36

duidelijk toegenomen, maar de ecologische consequenties van toegenomen beschikbaarheid zijn nog nauwelijks aan te geven. Berekeningen over de toename van het ecologisch risico van metaaltoxiciteit bij bodemverzuring kunnen worden gebaseerd op relaties tussen bodemfactoren en gehalten van metalen in bodemorganismen. Verzuring van de bodem kan, zelfs bij metaalgehalten die nu als toelaatbaar worden beschouwd, leiden tot drastische effecten op bodemorganismen. Veran­deringen in beschikbaarheid kunnen werken als een "chemische tijdbom" in het geval van niet-lineaire relaties tussen ecologisch risico en beschikbaarheid. Het verdient daarom aanbeveling de huidige kwaliteitseisen voor bodems te differentiëren naar bodem-pH voor stoffen waarvan de beschikbaarheid pH-afhankelijk is.

Literatuur

Ernst, W.H.O. & E.N.G. Joosse, 1983. Umweltbelastung durch Mineralstoffe-Biologische Effekte. VEB Gustav Fischer Verlag, Jena.

Hekstra, G.P., 1990. Naar een verdere ecologische onderbou­wing van het stoffenbeleid. H2 O 23(2): 37-40.

Janssen, M.P.M., A. Bruins, T.H. de Vries & N-.M. van Straalen, 1991. Comparison of cadmium kinetics in four soil arthropod species. Arch. Environ, contam. Toxicol., in druk.

Kooijman, S.A.L.M., 1987. A safety factor for LC5 0 values allowing for differences in sensitivity among species. Water Res. 21: 269-276.

Ma, W., Th. Edelman, I. van Beersum & Th. Jans, 1983. Uptake of cadmium, zinc, lead, and copper by earthworms near a zinc-smelting complex: influence of soil pH and organic matter. Bull. Environ. Cont. Toxicol. 30: 424-427.

Stigliani, W.M., 1988. Changes in valued "capacities" of soils and sediments as indicators of non-linear and time-delayed environmental effects. IIASA, Laxenburg.

Straalen, N.M. van, 1990. New methodologies for estimating the ecological risk of chemicals in the environment. Proc. 6th IAEG Congress (D.G. Price, ed.). A.A. Balkema, Rotterdam, pp. 165-173.

37

Sectie 2

Staat de Nederlandse flora en fauna chemisch onder druk?

DOCUMENTATIE VERANDERING FLORA EN FAUNA

C.J.M. Musters1 & J.A. Weinreich2'3

1 Milieubiologie Rijksuniversiteit Leiden, Postbus 9516,2300 RA Leiden

2 Rijksinstituut voor Natuurbeheer, Broekhuizerlaan 2,3956 NS Leersum

Samenvatting

Veranderingen in de flora en fauna van Nederland zijn redelijk gedocumenteerd. Over de bijdrage van chemische verontreiniging aan de floristische en faunistische verarming van Nederland is echter nog weinig bekend, hoewel verontreiniging in de literatuur wel vaak als mogelijke oorzaak wordt genoemd.

Om een goed natuur- en milieubeleid te voeren is het nodig de oorzaken van veranderingen op populatieniveau te kennen.

Inleiding

Reeds lang heerst de opvatting dat het slecht gaat met de natuur in Nederland en dat er meer aan de achteruitgang moet worden gedaan. Er is dan ook behoefte aan kennis over de veranderingen zelf en over de oorzaken daarvan (Ministerie L&V, 1990). Die kennis over oorzaken moet dan wel te vertalen zijn in beleids- en beheersmaatregelen en dat stelt eisen aan de aard, nauwkeurigheid en gedetailleerdheid ervan.

Ten einde een duidelijke lijn aan te brengen in het beleid t.a.v. stoffen dient duidelijk te zijn wat er bekend is over veranderingen in de stand van plante- en diergroepen en wat de rol van (onder andere) chemische verontreinigingen is in deze veranderingen. Daarnaast is het van belang om te weten welke informatie verkregen kan worden uit bestaande gegevensbestanden omtrent oorzaken van veranderingen. We concentreren ons hier op groepen planten en dieren (dus geen individuele soorten of ecosystemen) en op veranderingen op landelijk niveau.

Veranderingen

Figuur 1 geeft de veranderingen in een aantal plante- en diergroepen. Er gaan meestal meer soorten achteruit dan vooruit en over het geheel van gepresenteerde groepen is er sprake van een verarming van de Nederlandse flora en fauna. Maar een groot aantal groepen ontbreekt in de figuur: van micro-organismen, plankton, varens, bijna alle ongewervelden en vissen zijn ons geen nationale overzichten bekend.

Huidig adres: Provincie Gelderland, Dienst Milieu en Water, Arnhem.

41

120

100

80

60

40

20

percentage soorten

100%=

314 1415 107 343 14 180 66

Paddest Hogere pi Dagvlind Loopkev Amfib Rept Vogels Zoogd

Nieuw B Vooruit gegaan IZZl Gelijk gebleven CZH

Achteruit gegaan F-ff-rl Verdwenen

Figuur 1. Veranderingen in de stand van enkele plante- en diergroepen in Nederland (naar Weinreich & Musters, 1989).

De kennis over de groepen die hier wel zijn gepresenteerd is niet altijd volledig (zoogdieren), niet altijd gebaseerd op exacte gegevens, maar op deskundigen-oordelen (hogere planten, vogels, zoogdieren) en meestal ' gebaseerd op veranderingen in verspreidingsgegevens die niet zonder meer de verandering in de populatiegpçotte weergeven.

Er zijn dus wel duidelijke «aanwi'j zingen voor verarming van de flora en fauna, maar onze kenniseis erg onvolledig.

Oorzaken van veranderingen

De oorzaken van veranderingen in de stand van flora en fauna die in de literatuur worden genoemd, kunnen als volgt worden samengevat:

Landschappelijke ingrepen: het verdwijnen van bepaalde landschapstypen en landschapselementen, versnippering, verstedelijking, vergraving en dergelijke. ^

Verontreiniging, meestal met omgevingsvreemde stoffen of prikkels: overbemesting, zure regen, vergiftiging, verstoring en dergelijke.

Onttrekking van materialen: waterwinning, jacht, overbevissing en dergelijke.

42

broedparen x1000 40

20 -

1940 1960 1980

Figuur 2. Aantal broedparen van de Grote stern in Nederland in de periode 1940-1987 (bron: Weinreich & Musters, 1989).

Wat opvalt bij het doornemen van de literatuur is:

dat bijna altijd een (groot) aantal mogelijke oorzaken tegelijkertijd wordt genoemd en dat er geen poging wordt gedaan het aandeel van de verschillende oorzaken in de veranderingen te kwantificeren (bijvoorbeeld: Weeda, 1985; Tax, 1989; Bergmans & Zuiderwijk, 1986) en/of dat de oorzaken vaak weinig worden gespecificeerd. Men heeft het bijvoorbeeld over de intensivering van de landbouw, zonder dit verschijnsel uiteen te rafelen, (bijvoorbeeld: Arnolds, 1985; Desender & Turin, 1989; SOVON, 1987; Kwak et al., 1988; Van Wijngaarden, 1982).

Ongespecificeerde en ongekwantificeerde oorzaken bieden weinig aangrijpingspunten voor het beleid. Nodig is kwantitatieve kennis over afzonderlijk stuurbare oorzaken. Beleidsmaatregelen die de beste kans van slagen hebben zijn die maatregelen met een grote effectiviteit en gering maatschappelijk nadeel. Van een maatregel moet dan bekend zijn welk maatschappelijk nadeel het gevolg is en welk

43

(ecologisch) rendement van de maatregel te verwachten is. Een maatregel zoals "verbod op drainage in/rondom een natuurgebied" betekent verminderde landbouwopbrengst ( inkomstenderving ) en een kans op het voortbestaan van een droogtegevoelig ecosysteem.

Chemische verontreiniging wordt vaak genoemd als mogelijke oorzaak van veranderingen in de Nederlandse flora en fauna, maar vrijwel nergens wordt dat gespecificeerd of gekwantificeerd. Uitzonderingen hierop vormen de achteruit­gang van de zeehonden in de Waddenzee ( als gevolg van een achteruitgang in de reproductiviteit door blootstelling aan PCB's), de achteruitgang van enkele roofvogelsoorten in het midden van de jaren zestig (als gevolg van het gebruik van bepaalde zaadontsmettingsmiddelen) en de val in de populatieomvang van de grote stern als gevolg van de lozin­gen van insecticide aan het eind van de jaren vijftig ( figuur 2 ). In deze voorbeelden gaat het steeds om dieren die bovenaan de voedselketen staan (De Snoo & Canters, 1991, dit boek).

Over de rol van chemische verontreiniging als oorzaak van veranderingen in de stand van planten en dieren 'is dus weinig bekend. We pleiten hier echter niet voor het nalaten van beleid omdat er onvoldoende kennis is over de gevolgen van het gebruik van chemische stoffen voor populaties van planten en dieren. We willen slechts aangeven dat het onderzoek aan de veranderingen in de stand van planten en dieren tot nu toe verontrustend weinig kennis over de oorzaken heeft opgeleverd. Dit betekent dat het beleid t.a.v. chemische verontreinigingen gevoerd moet worden op grond van argumenten ontleend aan ander (b.v. ecotoxicologisch) onderzoek.

Bestaande gegevensbestanden

Hoe komt het dat de lite*atuur zo weinig specifiek is over de oorzaken van veranderingen? « Ongetwi j f eld spelen de complexiteit van het benodigde onderzoek en de kwaliteit van de gegevensbestanden een rol. * «

Een volledig gegevensbestand' is ' een compleet gevulde tabel van soorten met hun verspreiding in ruimte en tijd. Een gegevensbestand kan vereenvoudigd wo'rden voorgesteld als een driedimensionale tabel (figuur 3 ). Echt volledige bestanden blijken nauwelijks te bestaan. Sommige soorten krijgen meer aandacht dan andere (zoogdieren), het vastleggen van gegevens blijkt in de loop der tijd niet constant of er zijn slechts twee perioden vastgelegd (hogere planten) en niet alle plaatsen zijn even intensief onderzocht. Uitgezonderd de vogels is er bijna bi]f- geen enkele soortengroep een door alle waarnemers toegepaste gestandaardiseerde telmethode. Voorzover er al uitspraken over soortengroepen mogelijk zijn, zijn die bijna altijd gebaseerd op verspreidingsgegevens en niet op gegevens over de populatieomvang.

Natuurlijk zouden we er nu vanuit kunnen gaan dat de oude gegevens onbruikbaar zijn en dat we voor kennis over het effect van chemische verontreiniging op landelijke populaties afhankelijk zijn van nieuw onderzoek of nieuwe

44

PLAATS

Figuur 3. Vereenvoudigde voorstelling van een biologisch gegevensbestand.

gegevensbestanden. Het kan echter nog lang duren voordat er uit nieuw onderzoek en nog op te zetten gegevensbestanden conclusies kunnen worden getrokken. ^

Overigens is de volledigheid van een gegevensbestand niet het enige waar men rekening mee moet houden wil men een goed bruikbaar bestand krijgen. Vooraf zal ook zo nauwkeurig mogelijk moeten worden bepaald op welke vragen de analyse van de gegevens antwoord moet kunnen geven, hoe nauwkeurig die antwoorden moeten zijn, om welk schaalniveau het moet gaan, enzovoorts. Anders gezegd: er zal een biologisch meetnet moeten worden opgezet ( zie voor een uitwerking van deze problematiek: Ter Keurs & Meelis, 1986, Vos, 1990 en Vos et al., 1991).

We zijn er echter van overtuigd dat ook de oude gegevens nog genoeg informatie bevatten om onze kennis te vergroten. We zullen hierna enkele voorbeelden van onderzoeken op andere gebieden noemen die dat aantonen. Het vereist wel een gericht onderzoek om deze informatie boven tafel te krijgen, dat wil zeggen dat men de gegevens zal moeten doorzoeken aan de hand van duidelijk geformuleerde hypothesen. Daarvoor kunnen verschillende invalshoeken worden gekozen.

De eerste invalshoek is die van de plaats (figuur 3). Men selecteert vergelijkbare gebieden waarvan men verwacht dat bepaalde chemische stoffen er verschillende effecten op organismen zullen hebben (bijvoorbeeld omdat de blootstelling tussen de gebieden verschilt). Vervolgens zoekt men naar organismen waarvan men binnen de gebieden beschikt over de goede gegevens. Een voorbeeld van een dergelijk onderzoek wordt beschreven door Musters et al. (1986). Op grond van een groot aantal weidevogel­inventarisaties bleken zij in staat de effecten van verschillende aspecten van de landbouw, de inrichting en de fysische eigenschappen van polders uiteen te rafelen en te kwantificeren.

Een tweede invalshoek is de tijd. Men vergelijkt een periode waarin een ingreep nog niet heeft plaatsgevonden

45

(bijvoorbeeld een chemische stof wordt nog niet gebruikt) met een periode na de ingreep (waarin de chemische stof wel wordt gebruikt) en zoekt er geschikte gegevens bij. Een voorbeeld van een dergelijke analyse is te vinden in Van Latesteijn & Lambeck (1986). Daarin wordt het effect van de afsluiting van de Grevelingen op de populatie Scholeksters in de Oosterschelde nauwkeurig gekwantificeerd.

Tot slot kan men de soorten als invalshoek nemen en soorten die verondersteld worden gevoelig te zijn voor bepaalde stoffen vergelijken met soorten die dat niet of minder zijn. Natuurlijk zal er in dit geval ook altijd een vergelijking in tijd of plaats moeten worden gemaakt omdat men blanco's nodig heeft.

Gerichte analyses van bestaande gegevensbestanden zoals hierboven beschreven kunnen bijdragen tot ondersteuning danwei falsificatie van hypothesen over chemische veront­reinigingen als oorzaak van veranderingen in de Nederlandse flora en fauna.

Conclusies i

f 1. Nederland is in floristisch en faunistisch opzicht aan

het verarmen. 2. In hoeverre deze verarming wordt veroorzaakt door

chemische verontreinigingen is grotendeels onbekend. 3. Gerichte analyse van bestaande gegevens kan inzicht geven

in de rol van chemische verontreinigingen.

Literatuur

Arnolds, E. (red), 1985. Veranderingen in de paddestoelenflora (mycoflora). Wetenschappelijke Mededeling 167. KNNV, Hoogwoud.

Bergmans, W. & A. Zuider«£jk, 1986. Atlas van de Nederlandse amfibieën en reptielen . en hun bedreiging. KNNV, Hoogwoud.

Desender, K. & H. Turin, 1989. Changes' in the composition of the ground- and, tigerbeetlé fauna in four West-European countries (Coleoptera: Carabidae,'.Cincidelidae). Biological Conservation 48: 277-294."

Keurs, W.J. ter & E. Meelis, 1986. Monitoring the biotic aspects of our environment as a policy instrument. Environmental Monitoring and Assessment 7: 161-168.

Koeman, J.H., A.A.G. Oskamp, J. Veen, E. Brouwer, J. Rooth, P. Zwart, E. van de Broek & H. van Genderen, 1967. Insecticides as a factor in the mortality of the sandwich tern. Meded. Rijksfac. Landbouwwetensch. Gent 32: 814-854.

Kwak, R.G.M., L.A.F. Reyrink, P.F.M. Opdam & W. Vos, 1988. Broedvogeldistricten van Nederland: een ruimtelijke visie op de Nederlandse avifauna. Landschapsstudies 10. Pudoc, Wageningen.

Latesteijn, H.C. van & R.H.D. Lambeck, 1986. The analysis of monitoring data with the aid of time-series analysis. Environmental Monitoring and Assessment 7: 287-297.

46

Musters, C.J.M., F. Parmentier, A.J. Poppelaars, W.J. ter Keurs & H.A. Udo de Haes, 1986. Factoren die de dichtheid van weidevogels bepalen. Milieubiologie & Centrum voor Milieukunde, Rijksuniversiteit Leiden.

Ministerie Landbouw & Visserij, 1990. Natuurbeleidsplan (Regeringsbeslissing), SDU, 's-Gravenhage.

S0V0N, 1987. Atlas van de Nederlandse Vogels. S0V0N, Arnhem. Tax, M.H., 1989. Atlas van de Nederlandse dagvlinders.

Vereniging tot Behoud van Natuurmonumenten, 's-Graveland. Vos, P., 1990. Inrichting van een beleidsgericht meetnet en

richtlijnen voor bemonstering. In: Lenders, H.J.R. & A. Oosterdam. Het gebruik van inventarisatiegegevens in het natuurbeleid. Verslag van de studiedag gehouden op 12 oktober 1989, Wageningen. Uitgave PGO's.

Vos, P., A.B.M. Orleans, M.P.J.M. Janssen, E. Meelis & W.J. ter Keurs, 1991. Natuur- en Milieumeetnetten voor het beleid. Deel 1. Hoofdrapport: het ontwerpen van meetnetten. Milieubiologie, Rijksuniversiteit Leiden i.s.m. het Instituut voor Theoretische Biologie, Rijksuniversiteit Leiden.

Weeda, E.J., 1985. Veranderingen in het voorkomen van vaat-planten in Nederland. In: Mennema, J., A.J. Quené-Boterenbrood & C L . Plate (red), 1985. Atlas /van de Nederlandse flora 2. Bohn, Scheltema & Holkema, Utrecht: 9-47.

Weinreich, J.A. & C.J.M. Musters, 1989. Toestand van de Na­tuur. SDU, 's-Gravenhage.

Wijngaarden, A. van, 1982. Verarming en verrijking van de zoogdierfauna. Natuur en Milieu 1982 (12): 18-25.

47

MICRO-ORGANISMEN CHEMISCH ONDER DRUK

W. Admiraal en P. van Beelen

Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieuhygiëne, Postbus 1,3720 BA Bilthoven

Samenvatting

Micro-organismen, met name bacteriën en schimmels, spelen een essentiële rol in de kringloop van elementen. Sommige van deze eencellige organismen vertonen een grote tolerantie voor gifstoffen, terwijl andere zeer gevoelig zijn; deze verschillen hangen samen met de grote fysiologische diversiteit. In recent onderzoek bleek dat natuurlijke populaties van bacteriën in grond en water zeer gevoelig zijn voor gifstoffen, zoals zware metalen en chloorfenolen. Soms zijn micro-organismen gevoeliger dan hogere organismen. Ook in afvalwaterzuiveringsinstallaties en vervuilde bodems moet men rekening houden met vergiftiging van afbraakpro­cessen. /

Langdurige blootstelling van microbiële levensgemeen­schappen aan gifstoffen leidt tot successie naar meer tolerante soorten. Deze lijken echter een kleiner spectrum van organische verbindingen af te breken dan de oorspron­kelijke microflora, met name de afbraak van refractaire aromatische verbindingen neemt af. Deze verschuiving leidt tot ophoping van detritus. Natuurlijke afbraakprocessen worden sterk verstoord door allerlei milieuveranderingen, zoals eutrofiëring, verzuring en ophoping van gifstoffen. Schijnbaar geringe veranderingen in microbiële processen kunnen op wereldschaal grote effecten hebben doordat de productie van de "broeikas­gassen" kooldioxide, stikstofdioxide en methaan verandert. De effecten van gifstoffen en de consequenties voor de natuurlijke kringlopen zijn nog slecht te overzien, mede door de onbekendheid met de gevoeligheid van vele groepen micro-organismen. Op grond hiervan lijkt het momenteel niet verantwoord "veilige" concentraties van probleemstoffen aan te geven.

In navolging van het gebruik in de stralings-hygiëne kan het zgn. ALARA-principe (ALARA=As Low As Reasonably Achievable) worden gehanteerd.

Inleiding

Bij de bescherming van onze flora en fauna gaat de aandacht meestal niet in de eerste plaats uit naar micro­organismen. Toch spelen micro-organismen een zodanig essentiële rol in ecosystemen, dat we wel gedwongen zijn ons bezig te houden met de effecten van milieuvreemde stoffen op microbiële processen. In toenemende mate realiseert men zich dat: was het vroeger zo dat effecten van gifstoffen voornamelijk met dieren onderzocht werd zo is nu in toxicologische evaluaties een vertegenwoordiging van alle

49

trofische niveau's, inclusief eencellige producenten (algen) en destruenten (bacteriën) vereist. We concentreren ons hier op micro-organismen, die de afbraak en mineralisatie van organische stof verzorgen: voornamelijk bacteriën en schimmels. Deze micro-organismen worden reeds ingezet voor het screenen van de toxiciteit van stoffen (cf. Bitton, 1983), maar toch zijn er nog slechts fragmentarische gegevens over de effecten van stoffen op mlcrobiële processen in ecosystemen. Dit bleek o.a. op een recent gehouden workshop over dit thema (Econieuws 9, 1990; van Beelen & Admiraal, 1991).

Hier zullen de bestaande inzichten samengevat worden en zullen aanbevelingen gedaan worden voor verdere activi­teiten.

paddestoelen planten dieren

methaanvomws halofi»l«i Uwmoaciaofielen

progenoten

Figuur 1. Stamboom van micro-organismen en meer-cellige organismen. Miçro-organismen komen ia veel verschillende ontwikkelingslijnen voor.

Soorten micro-organismen en kringlopen

Er is vermoedelijk geen groep van organismen denkbaar, die meer heterogeen is als die van de "micro-organismen". Zoals figuur 1 aangeeft omvat deze groep de evolutionair primi­tieve prokaryote bacteriën als ook de meer ontwikkelde eukaryote algen, protozoa en schimmels. Daarmee zijn ook de voedings-typen fotoautotrofie (bij cyanobacteriën en algen), chemoautotrofie (b.v. bij nitrificerende bacteriën), heterotrofie (bij schimmels en bacteriën) en fagotrof*e (bij protozoa) vertegenwoordigd. Tegelijkertijd vertonen sommige micro-organismen een aërobe en andere een anaërobe levens­wijze. Deze uiteenlopende fysiologische eigenschappen maken het op voorhand al duidelijk, dat de gevoeligheid voor stoffen zeer verschillend zal zijn. Voor sommige groepen, b.v. voor de algen zijn enkele toetssoorten toxicologisch goed onderzocht, echter als geheel is de ecotoxicologie van de micro-organismen 'terra incognita'.

Wat voor functie hebben micro-organismen, m.n. bacteriën

50

en schimmels, in ecosystemen? In de eerste plaats zorgen ze in een ingewikkeld samenspel voor de afbraak van organisch materiaal. Bij deze decompositie worden biologische polymeren, zoals eiwitten, koolhydraten en lignine afge­broken tot hun bouwstenen. Vervolgens treed een omzetting tot koolzuurgas, water en mineralen op. Deze mineralisatie is een vitale schakel in de kringloop van de elementen, zoals in figuur 2 aangegeven is voor stikstof. Oxidatie en reductie van anorganische verbindingen, b.v. nitrificatie en denitrificatie worden eveneens exclusief door bepaalde micro-organismen uitgevoerd. Deze speciale functies zijn zeer gevoelig voor allerlei stoffen, vooral voor bepaalde organische stikstof-verbindingen (Hockenbury & Grady, 1977). Vanwege deze gevoeligheid worden nitrificatie-toetsen naast respiratietoetsen (cf. Temmink et al., 1990) toegepast voor de toxicologische bewaking van inlaatwater in biologische zuiveringsinstallaties. Over de gevoeligheid van andere specifieke microbiële processen zijn vaak slechts fragmen­tarische gegevens bekend. Zo zou methaan-vorming (Owen et al., 1979) zeer gevoelig zijn voor chloroform en sulfaat­reductie voor molybdaat. Echter zulke specifieke gevoelig­heden zijn nog slecht bekend.

DENITRIFICATIE MINERALISATIE

i ASSIMILATIE

Detritus-N H Biomassa-N

STIKSTOF-FIXATIE

Figuur 2. Schema van de stikstof-cyclus. Microbiële omzettingen vormen hierin essentiële schakels.

Hoge gevoeligheid

In het verleden zijn met bodemmonsters toxiciteits-proeven gedaan die zeer globaal het effect probeerden te scoren door middel van een totaal meting van de microbiële activiteit: de bodemademhaling. In het algemeen lijken zulke globale parameters nogal ongevoelig. Dat komt doordat zeer veel

51

Organismen betrokken zijn bij zoiets als bodemademhaling. Registreren we specifieke functies, die door weinig organismen uitgevoerd wordt, bv. nitrificatie, dan vinden we effecten bij lagere concentraties toxicanten. Toch is het zo dat recente waarnemingen aan natuurlijke levensgemeenschap­pen van heterotrofe bacteriën laten zien dat ook deze gevoelig zijn, als we daarvoor maar specifieke methoden inzetten.

120

^ 100 O

c o o O) • o c CO > CD O) 50 s c 0) o a> a.

Lobith, Rijn km 864

Maxau Rijn km 359

n— 20

Concentratie koper in ug/l

Figuur 3. t effect van koper toevoegingen (in pg . 1"1 ) op de groeisnelheid' van de natui.

Het Cu.1"1 ) op de groeisnelheid'van de natuurlijke bacterie pop,ulaties. in Rijnwater. Groeisnelheid gemeten als de inbpuwsnelfieid van getritieerd thymidine (in nM.h"1) van op twee plaatsen genomen watermonsters. 100%: activiteit zonder toegevoegd koper. (cf. Tubbing & Admiraal, 1991).

Een voorbeeld wordt gegeven voor de bacterieflora^ in de Rijn, niet direct een voorbeeld van een onbelast watertype. Door meting van de inbouwsnelheid van getritieerd thymidine werd de groeisnelheid van de bacteriën gemeten. Deze methode wordt verondersteld de DNA-synthese in een breed spectrum van bacteriën te weerspiegelen. Voegen we nu koper toe in een concentratiereeks dan kunnen we een groeiremming vaststellen. Reeds bij zeer lage concentraties van 2-4 mg Cu.1"1 zien we enige remming optreden (figuur 3), terwijl 5-10 mg Cu.1"1 in de Rijn aanwezig is. Nu zijn die toe-

52

gevoegde concentraties koper net zo laag als de streefwaarde voor koper in oppervlaktewater, berekend op grond van no-observed effect concentraties (NOEC) in laboratorium onderzoek. We moeten dus vaststellen dat zelfs bacteriën in de vervuilde Rijn zeer gevoelig reageren op gifstoffen, zoals koper. Een ander voorbeeld wordt hier gegeven voor bodembacteriën. In deze experimenten werd de mineralisatie van 14C-acetaat tot 14C-C02 getoetst gedurende incubatie van een mengsel van grond en water. Door de toevoeging van radioactief acetaat (1 pg.1"1) wordt de samenstelling van het grondmonster haast niet veranderd. Bij hoge concentra­ties pentachloorfenol zien we dat de verademing van lage concentraties acetaat niet meer plaats vindt: slechts een klein gedeelte van de 14C-activiteit wordt teruggevonden als C02 (figuur 4). Bij ca. 52 mg.kg"1 - een concentratie, die ook enkele andere biologische activiteiten in de bodem aantast - wordt de acetaatverademing voor 50% geremd. Lagere concentraties pentachloorfenol hebben echter ook nog effect: een grotere fractie van het acetaat wordt verademd, maar een geringere fractie wordt ingebouwd als (vast) celmateriaal (figuur 4). Dit effect geeft aan dat er verschuivingen in de microbiële activiteit optreden zelfs bij concentraties die 10- tot 100-voudig lager liggen dan die waarbij 50%/remming van de verademing plaatsvindt.

Om een indruk te krijgen van de relatieve gevoeligheid van bacteriën en grotere organismen is een vergelijking gemaakt van de respons van regenwormen en bacteriën in hetzelfde grondmonster. De test-stoffen waren een serie van chloor-fenolen, die een tamelijk breed werkingsspectrum hebben. Micro-organismen bleken hierbij ruwweg net zo gevoelig als de wormen (tabel 1). Vergelijkingen tussen microbiële en dierlijke toets-systemen laten wel vaker gelijke niveau's van gevoeligheid zien, b.v. voor aquatische bacteriën in de zogenaamde Microtox-toets (gebaseerd op lichtgevende bacteriën) en toetsen met vissen (Bitton, 1983; de Zwart en Sloof, 1983). In Rijnwater evenwel bleek de natuurlijke bacterieflora tenminste een orde van grootte gevoeliger voor koper dan de gestandaardiseerde Microtox-toets (Tubbing S Admiraal, 1991). Deze voorbeelden voor oppervlaktewater en de bodem laten zien dat gemengde bacteriepopulaties wel degelijk heel gevoelig kunnen zijn als we maar relevante toxiciteitstoetsen gebruiken, die nauw aansluiten bij de natuurlijke omstandigheden. Dat wil zeggen, dat we substra­ten in natuurlijke concentraties moeten toepassen i.p.v. hoge concentraties van substraten, waarbij een selectie op resistente en snel groeiende soorten plaats vindt.

53

110 % 100 H

co g

CO

CD O) CO

•4—• c CD ü j —

CD Q.

1000 mg pentachloorfenol / kg grond

Figuur 4. Het effect van pentachloorfenol toevoegingen (in mg.kg"1) op de mineralisatie van 14C-ace-taat in mengsels van grond en water. De percentuele verdeling van de radioactiviteit over acetaat, kooldioxide en vast materiaal (zoals bacteriën, niet getoond) weid bepaald na 24 uur incubatie. Naar: Van Beelen et al. (1991).

Type chloorfenol IC50 microflora (mg.kg"1 )

LC50 wormen (mg.kg"1)

3-3,4-2,4,5-2,3,4,5-penta-

590 134

58 74 52

56-100 100-180

52 116

94

Tabel 1. Vergelijking tussen de gevoeligheid van micro-organismen en wormen voor chloorfanolen. De getallen geven IC50-waarden in mg.kg-1* voor de microflora en LC50-waarden in mg.kg-1 voor wormen. IC50: die concentratie chloorfenol, die de mineralisatie van 14C-acetaat voor 50% remt. LC50: die concentratie chloorfenol, die 50% van de dieren dood. Naar: Van Beelen et al. (1991).

54

Snelle aanpassingen

Het vermogen van micro-organismen zich snel aan te passen aan veranderende omstandigheden is van vitaal belang bij lozing van stoffen in ons milieu. De inductie van het vermogen xenobiotische stoffen af te breken zorgt er voor dat een groot aantal giftige stoffen relatief snel afge­broken wordt. Ook treden detoxlficatie mechanismen op, die voor zware metalen relatief goed onderzocht zijn en een genetische basis blijken te hebben (Duxbury, 1985). Bij sommige bacteriën komt dan ook een extreme metaal-resis­tentie voor, zoals tegen cadmium (Aiking et al., 1982). In het algemeen worden uit metaal-belaste grond dan ook veel resistente bacteriën geïsoleerd. Toch kunnen juist die detoxificatie mechanismen voor de mens giftige producten opleveren, b.v. het zeer giftige methylkwik, dat gevormd wordt door microbiële methylering van anorganisch kwik.

Men zou nu kunnen concluderen dat het bestaan van deze aanpassings-mechanismen juist laten zien dat voor bacteriën en schimmels geen nadelige effecten te verwachten zijn bij belasting met chemicaliën. Deze redenering gaat evenwel niet op: net zoals er resistente akkeronkruiden zijn die slechts met hoge doseringen herbiciden bestreden kunnen worden, zo zijn er resistente micro-organismen. Naast de akkeronkruiden bestaan echter ook kwetsbare planten (zoals gentianen en orchideeën). En zoals we eerder besproken hebben is de microflora van de bodem of zelfs die van een met afvalwater gecontamineerde rivier als de Rijn, juist gevoelig.

Een veranderende micro-flora

Langzame veranderingen in de complexe micro-biota in water en bodem laten zich moeilijk aantonen: een systematische registratie van micro-organismen of hun activiteiten over lange periodes ontbreekt vrijwel geheel. Toch zijn er aanwijzingen dat er lange-termijn veranderingen optreden. Doelman (pers. meded.) toonde aan dat onder invloed van zink-verontreiniging van bodems de frequentie van Zn-resis-tente bacteriën en schimmels toeneemt. Deze resistente vormen bleken echter minder goed in staat een groot aantal organische verbindingen af te breken; met name de afbraak van enkele aromatische verbindingen en polymeren was sterk verminderd. Hierdoor kunnen zich dergelijke verbindingen ophopen in met zware metalen verontreinigde bodems. Verklaart een dergelijk verschijnsel ook niet de stagnatie in de microbiële zelfreiniging van met xenobiotica geconta­mineerde grond (Doelman, 1990). Sluit deze waarneming ook niet aan bij het experiment van Strojan (1978, figuur 5) met de afbraak van eikeblad onder belasting met metalen? Juist in een late fase van de afbraak van eikeblad (na 8 tot 12 maanden), waarin alleen de moeilijk afbreekbare verbindingen over zijn, blijft de afbraak in aanwezigheid van metalen achter. Ook bij de belasting van bosgrond met verzurende stoffen, waarbij metalen in de bodem gemobili­seerd worden en het stikstofgehalte toeneemt, wordt de afbraak van strooisel, gemeten over vele jaren, geremd (Kuyper, pers. meded.). Als gevolg hiervan neemt de dikte

55

van de strooisellaag in verzuurde bossen toe. Bij deze veranderingen gaan uiteraard de effecten van stikstoftoe­voer, verandering van pH en de mobilisatie van metalen hand in hand. Het lijkt evenwel aannemelijk dat door de gezamen­lijke effecten op de microbiële processen een hoofdkarakter­istiek van het ecosysteem i.e. de bosbodem ingrijpend veranderd. Het lijkt dus zeer wel denkbaar dat veranderingen in de macroscopische flora en fauna, die in belaste ecosystemen optreden, in feite te wijten zijn aan de veranderde microbiële cycli van de elementen.

o • »•H

öß

o

2 •o e u > u 3 <u 2? >

o Tijd in maanden

Figuur 5. Gewichtsverlies van eikeblad onder invloed van zware (zwart), matige (gestreept) en geen (blank) vervuiling door een -zink-smelterij. Gewicht van de bladresten na 2-12 maanden bepaald als percentage van de initiële waarde. Naar: Strojan (1978). « " .

Ecologische risico's •

Verstoring van microbiële processen door chemische belasting mag op lokale schaal belangrijke gevolgen hebben, evenzo is dit het geval op mondiale schaal. De grootschalige intensivering van de stikstof-kringloop leidt al tot een verhoogde uitstoot van stikstofdioxide, een intermediair van het microbiële stikstof-metabolisme. Dit gas katalyseert de afbraak van ozon in de atmosfeer; dat leidt tot een toename van de UV-belasting en een toename van b.v. de frequentie van huidkanker. Verstoring van de denitrificatie in de bodem door bijvoorbeeld overbemesting of verzuring leidt tot een toename van de N2O-emissie (Firestone et al., 1980). Evenzo is de natuurlijke productie van methaan een gevoelig proces, dat bij grootschalige veranderingen effecten kan hebben op de conditie van onze atmosfeer. Het ontbreken van onder­zoeksresultaten m.b.t. de effecten van chemische stress op

56

microbiële processen doet zich bij deze mondiale vraagstuk­ken evenzeer voelen als bij meer locale problemen. De aangetoonde grote gevoeligheid van sommige microbiële processen en de hoge diversiteit van deze organismen maakt dat bij toxicologische evaluatie niet eenvoudig een bacterie-isolaat model kan staan voor de gehele micro-biota. Bovendien blijkt het in recent onderzoek goed mogelijk directe waarnemingen met natuurlijk materiaal te doen. Bitton (1983) spreekt in dit verband reeds van "ecological effect assays".

Het vaststellen van "veilige" concentraties van giftige stoffen, die geen bedreiging vormen voor microbiële activiteiten, zijn momenteel nog niet aan te geven. In afwachting van verdere gegevens is het daarom beter het zogenaamde ALARA-principe te hanteren (ALARA= As Low As Reasonably Achievable). Dit principe, afkomstig uit de stralings-hygiëne, komt voort uit de grote onzekerheid omtrent de biologische effecten van zeer lage stralings-doses. Rekening houdend met de mogelijk grote effecten en de trage wijze waarop veranderingen in microbiële effecten zich kunnen manifesteren verdient het aanbeveling het ALARA-prin­cipe ook in het stoffenbeleid te introduceren.

Literatuur

Aiking, H., K. Kok, H. van Heerikhuizen & J. van 't Riet, 1982. Adaptation to cadmium by Klebsiella aerogenes growing in continuous culture proceeds mainly via formation of cadmium sulfide. Applied and Environmental Microbiology 44, 938-944.

Beelen, P. van, A.K. Fleuren-Kemilä, M.P.A. Huys, A.C.H.A.M. van Mil & P.L.A. van Vlaardingen, 1990. Toxic effects of pollutants on the mineralization of substrates at low environmental concentrations in soils, subsoils and sediments. In: Contaminated Soil '90, pp 431-438 (F. Arendt, M.Hinsenveld & W.J. van den Brink, eds.). Kluwer, The Netherlands.

Beelen, P. van, A.K. Fleuren-Kemilä, M.P.A. Huys, A.C.P. van Montfort & P.L.A. van Vlaardingen, 1991. The toxic effects of pollutants on the mineralization of acetate in subsoil microcosms. Environmental Toxicology and Chemistry 10, 775-789.

Beelen P. van & W. Admiraal, 1991. Micro-organismen klein en kwetsbaar. Giftig, in druk.

Bitton, G., 1983. Bacterial and biochemical tests for assessing chemical toxicity in the aquatic environment: a review. Critical Reviews in Environmental Control 13, 51-67.

Doelman, P., 1990. Microbial degradation of hexachloro-cyclohexane isomers in mineral soil and of endosulfan isomers in organic soil in connection with soil and water quality; ecotoxicological research. In: Bodemwater­kwaliteit in wisselwerking met biologische, chemische en hydrologische processen. Commissie Hydrologisch Onderzoek TNO, Den Haag pp. 73-91.

Duxbury, T., 1985. Ecological aspects of heavy metal responses in microorganisms. Advances in microbial

57

ecology 8, 185-235. Ed. by K.C. Marshall, Plenum Press, New York.

Firestone, M.K., R.B. Firestone & J.M. Tiedje, 1980. Nitrous oxide from soil denitrification; factors controlling its biological production. Science 208, 749-751.

Hockenbury, M.R. & Grady, C.P.L., 1977. Inhibition of nitrification-effects of selected organic compounds. Journal of the Water Pollution Control Federation 49, 768-777.

Owen, W.F., D.C. Stuckey, J.B. Healy, L.Y. Young & P.L. McCarty, 1979. Bioassay for monitoring biochemical methane potential and anaerobic toxicity. Water Research 13, 485-492.

Riemann, B. & P. Lindgaard-Jorgensen, 1990. Effects of toxic substances on natural bacterial assemblages determined by means of [3H]thymidine incorporation. Applied and Environmental Microbiology 56, 75-80.

Strojan, C.L., 1978. Forest leaf litter decomposition in the vicinity of a zinc smelter. Oecologia (Berl.) 32, 203-212.

Temmink, H., H. Spanjers & A. Klapwijk, 1990. Toepassing van een continue respirometer bij toxiciteitstesten voor actief slib. H2O 23, 538-545. /

Tubbing, D.M.J. & W. Admiraal, 1991. Sensitivity of bacterioplankton in the river Rhine to various toxicants measured by thymidine incorporation and activity of exo-enzymes. Environmental Toxicology and Chemistry 10, in druk.

Zwart, D. de & W. Slooff, 1983. The Microtox as an alterna­tive assay in the acute toxicity assessment of water pollutants. Aquatic toxicology 4, 129-138.

* (

58

DE INVLOED VAN CHEMISCHE MILIEUVERONTREINIGING OP PADDESTOELEN, LICHENEN EN MOSSEN

E. Arnolds1, H. van Dobben2 & H.J. During3

1 Biologisch Station, Centrum voor Bodemoeoologie, Kampsweg 27,9418 PD Wijster

2 Rijksinstituut voor Natuurbeheer, Broekhuizerlaan 2, 3956 NS Leersum

3 R.U. Utrecht, Vakgroep Botanische Oeoologie & Evolutiebiologie, Lange Nieuwstraat 106, 3512 PN Utrecht

Samenvatting

In deze eeuw hebben in Nederland grote veranderingen plaatsgevonden in de samenstelling van de flora van mossen, lichenen en paddestoelen. In alle groepen zijn veel soorten afgenomen of verdwenen. De achteruitgang kan overwegend worden verklaard door biotoopverlies, verdroging, vermesting en verzuring. De mogelijke rol van zware metalen, pesticiden en andere organische milieuvreemde stoffen is beperkt. Onder mossen, lichenen en paddestoelen zijn veel soorten die zware metalen kunnen accumuleren en als zodanig bruikbaar zijn voor monitoring van metaalverontreiniging. Over de effecten zelf is minder bekend. Hoge concentraties zware metalen hebben een negatief effect op de groei van veel mossen en het vóórkomen van veel soorten paddestoelen, zowel sapro-fyten als mycorrhizavormers. Kritische concentraties worden in ons land op dit moment echter slechts zeer locaal bereikt, maar bij voortdurende metaalbelasting, in com­binatie met voortgaande verzuring, kunnen binnen afzienbare tijd schadelijke effecten worden verwacht. Enige lichenen en één mossoort zijn gebonden aan metaalrijke substraten. De wijd verbreide vermindering van de fertiliteit van mossen zou wellicht aan langdurige blootstelling aan lagere concen­traties zware metalen kunnen worden toegeschreven. Er zijn thans geen concrete aanwijzingen dat pesticiden onder veldomstandigheden een belangrijke negatieve invloed op mossen, lichenen of paddestoelen hebben. Sommige mycorrhiza-fungi worden echter in vitro door fungiciden geremd en een negatief effect moet niet bij voorbaat worden uitgesloten. Over de effecten van andere stoffen (zoals PCB's, dioxines) is niet voldoende bekend.

Inleiding

Paddestoelen, mossen en lichenen worden wel tezamen aangeduid als "lagere planten", maar het zijn in taxonomisch en oecologisch opzicht zeer verschillende organismen. Mossen zijn autotrofe planten met goed ontwikkeld bladgroen; lichenen zijn hechte mutualistische symbioses tussen autotrofe groenwieren of cyanobacteriën en heterotrofe schimmels die tezamen een karakteristieke morfologische structuur vormen; paddestoelen zijn schimmels met macro­scopische vruchtlichamen, die heterotroof leven als saprofyten, parasieten of mutualistische symbionten (mycorrhizas). Tezamen tellen deze groepen in Nederland ca.

59

4600 soorten, waarvan vele een belangrijke oecologische rol vervullen. Binnen elk van deze groepen bestaat een enorme variatie in leefwijze en oecologische specialisatie. Dit, in combinatie met de relatief geringe onderzoeksinspanning betreffende deze organismen, maakt het trekken van algemene conclusies tot een hachelijke zaak.

Dit hoofdstuk is geschreven door drie specialisten op het gebied van mossen (H.J. During), lichenen (H. van Dobben) en paddestoelen (E. Arnolds), hetgeen in de verschillende accenten in de bijdragen tot uiting komt. Wij zijn Th.W. Kuyper (Wij ster) zeer erkentelijk voor het kritisch doorlezen van het manuscript.

Paddestoelen

Functionele betekenis van paddestoelen

In Nederland zijn ongeveer 3400 soorten paddestoelen of macrofungi aangetroffen, d.w.z. schimmels met een lang levend mycelium in het substraat en, in het algemeen, kort levende macroscopische vruchtlichamen. Het merendeel-, hiervan (± 2700) behoort tot de Basidiomyceten, de rest'' tot de Ascomyceten (Arnolds, 1984). Schifnmels met microscopische vruchtlichamen (microfungi, vrnl. 'Ascomyceten en Deuteromy-ceten) worden hier gerekend tot de micro-organismen en niet verder behandeld.

Macrofungi zijn essentieel voor het functioneren van stofkringlopen in terrestrische oecosystemen, vooral in bossen en natuurterreinen. Ze kunnen worden verdeeld in drie functionele hoofdgroepen: (1) saprofyten op dood organisch materiaal, essentieel voor

de afbraak van complexe organische verbindingen als lignine, cellulose en hemicellulose (Coöke & Rayner, 1984; Rayner & Boddy, 1988); hiertoe behoren ± 2500 soorten, waaronder ± 800 levend op houtige substraten,

(2) (zwakte)parasieten die »voedsel onttrekken en' schade toebrengen aan levende orCfanismen*, voornamelijk houtige planten (± 150 soorten) en

(3) mutualisten die ectomycorrhiza» vormen met houtige planten, waarbij de schimmel assimilaten van de plant ontvangt in ruil voor een efficiënte toevoer van water en mineralen (+ 800 soorten) (Arnolds & dé Vries, 1989). Ectomycorrhiza is een obligate symbiotische relatie voor de belangrijkste inlandse bomen, waarbij de worteltoppen van de bomen geheel door een schimmelmantel worden omgeven (Marks & Kozlowski, 1973).

Veranderingen in de mycoflora

Gedurende deze eeuw hebben belangrijke verschuivingen in de paddestoelenflora plaatsgevonden (Arnolds, 1985, 1988). Bij de saprofyten zijn met name soorten van graslanden, heiden en venen achteruitgegaan als gevolg van biotoopver­lies, ontwatering en eutrofiëring van het landschap. In bossen vindt een geleidelijke verschuiving plaats van oligotrafente naar eutrafente (weinig resp. veel stikstof verdragend) soorten als gevolg van stikstofdepositie.

60

r Saprofyten op hout vertonen in het algemeen een toename, die voornamelijk wordt toegeschreven aan het ouder worden van bossen en veranderingen in bosbeheer. Boomparasieten gaan nog sterker vooruit door dezelfde oorzaak alsmede door de verminderde vitaliteit van de bomen. Daarentegen vertonen bijna alle mycorrhizapaddestoelen een sterke afname, die overwegend wordt toegeschreven aan luchtverontreiniging, in het bijzonder stikstofdepositie (Arnolds, 1988; Termors-huizen, 1990).

Veel paddestoelen worden in ons land als bedreigd be­schouwd. Een recente Rode Lijst voor Nederland telt 944 soorten: 458 bodembewonende saprofyten (27% van het totaal), 378 mycorrhizafungi (47%) en 108 houtpaddestoelen (12%) (Arnolds, 1989). De mogelijke rol van chemische stoffen in de bovengenoemde veranderingen wordt hieronder besproken.

Accumulatie van zware metalen door paddestoelen

Er zijn veel gegevens over de gehalten aan zware metalen in paddestoelen, voornamelijk uit het buitenland. Sommige soorten kunnen bepaalde metalen in sterke mate accumuleren en zijn zeer geschikt als bio-indicatoren. Overzichts­artikelen over dit onderwerp zijn gepubliceerd door Stijve (1980) en Schmitt (1989). Maximale accumulatiewaarden ten opzichte van de gehalten in het substraat bedragen 20 voor koper, 38 voor ijzer, 60 voor vanadium, 200 voor goud en arsenicum, 300 voor cadmium en zilver, en 550 voor kwik. Chroom, molybdeen, mangaan, kobalt, nikkel, zink en lood worden in het algemeen niet geaccumuleerd, maar op plaatsen met verhoogde metaalgehalten komen bijvoorbeeld zink en lood vaak in evenredig hoge concentraties in paddestoelen voor. Zo is er een duidelijke relatie aangetoond tussen het loodgehalte in boleten en de afstand tot een verkeersweg (Kuthan, 1979; Tabel 1). Accumulatievermogen en metaalgehal­ten zijn zeer variabel in verschillende taxonomische en oecologische groepen, bijvoorbeeld vanadium wordt speciaal geaccumuleerd door de mycorrhizavormende Vliegenzwam (Amanita muscaria); ijzer door houtbewonende Trilzwammen (Heterobasidiomyceten); zilver en goud door mycorrhiza­vormende boleten en sommige saprofytische, bodembewonende stuifzwammen (Gasteromyceten);

Tabel 1. Het loodgehalte van vruchtlichamen van de mycorrhiza vormende Boletus aereus in relatie tot hun afstand tot een verkeersweg (Kuthan, 1979).

Loodgehalte van vruchtlichamen (mg.kg"1 dw)

Afstand tot de weg (m)

14-72 2-10 1-3

0 . 2 - 0 . 5

10 30-80 80-120

250-500

61

kwik door saprofytische, bodembewonende champignons (Agaricus spp.), sommige stuifzwammen (o.a. de eetbare Reuzebovist (Calvatia gigantea) en diverse mycorrhizafungi; cadmium door een deel van de champignons (Agaricus spp.) en enkele mycorrhizavormende amanieten (Amanita spp.) (Schmitt, 1989 ). Op de chemische en fysiologische mechanismen van accumulatie kan in dit kader niet worden ingegaan. De gehalten aan lood, kwik en cadmium kunnen op verontreinigde plaatsen zo hoog zijn, dat consumptie van aldaar verzamelde paddestoelen sterk wordt ontraden (Stijve, 1980). Hoge metaalgehalten in paddestoelen (en in de bodem) zijn echter niet alleen vastgesteld in sterk verstoorde gebieden, maar ook bijvoorbeeld in de alpiene zone in de Zwitserse Alpen (Rücker & Peer, 1988; Irlet & Rieder, 1985). Een ander bekend verschijnsel is de accumulatie van radioactief caesium (Cs-134, 137) in saprofytische en mycorrhizavormende paddestoelen. Deze eigenschap kan worden gebruikt voor het monitoren van de invloed van kernproeven en nucleaire ongelukken (Oolbekkink & Kuyper, 1989).

Effecten van zware metalen op paddestoelen

De effecten van verhoogde concentraties van zware metalen op de groei en fructificatie van maerofungi zijn veel minder goed bekend dan het voorkomen van deze stoffen. De mycelium-groei van sommige ectomycorrhizaschimmels wordt in vitro geremd door zware metalen in het medium. Jongbloed & Borst Pauwels (1990) toonden een grote gevoeligheid voor cadmium aan bij de Leverkleurige Melkzwam (Lactarius hepaticus) en de Tweekleurige Fopzwam (Laccaria Jbicolor), terwijl de Rosse Melkzwam (Lactarius rufus) minder sterk reageerde. Remming van myceliumgroei van ectomycorrhiza- schimmels in vitro door lood, nikkel, zink en koper is eveneens gerapporteerd (McCreight & Schroeder, 1982; Colpaert & van Assche, 1987; Jones & Hutchinson, 1988). Behalve van de soort hangt de gevoeligheid sterk af van £le herkomst van het isolaat. Stammen van de mycorrhizavoinnende yiiegenzwam (Amanita muscaria) en de Krulzoom (Paxillus ihvolntus), afkomstig van de omgeving van een zinkmijn, bleken ijl staat om te groeien op media met een concentratie van 3 mmol Zn, aanmerkelijk hoger dan de concentraties getolereerd door stammen uit gebieden met lage Zn gehalten, en ook hoger dan aanvaardbare concentraties voor hogere planten in parallelle experimenten (Brown & Wilkins, 1985). Het is niet bekend welk deel van de soorten tot dergelijke adaptaties in staat is. Mycorrhiza-schimmels geven de geaccumuleerde zware metalen in het algemeen niet door aan de hogere plant, zodat zij in verontreinigde situaties toxische concentraties in de geassocieerde plant kunnen voorkómen (McCreight & Schcoeder, 1982; Dixon, 1988). Over de invloed van zware metalen "op de groei van saprofytische paddestoelen in vitro is zeer weinig bekend.

Reductie van groei in vitro hoeft niet noodzakelijkerwijs te betekenen dat de mycorrhizavorming en/of fructificatie in yeldomstandigheden worden aangetast. Gegevens over de invloed van zware metalen op macrofungi in bossen zijn vooral afkomstig van de analyses van verontreinigingsgra-

62

T dienten rond de kopersmeiterijen van Gusum (Rühling et al., 1984) en Skelleftehamn (Rühling & Söderström, 1990) in Zweden. Bij de interpretatie daarvan moet rekening worden gehouden met de mogelijkheid dat andere factoren, zoals een gradiënt in S02 belasting, eveneens een rol kunnen spelen. De door S02 veroorzaakte bodemverzuring versterkt de effecten van zware metalen doordat de beschikbaarheid toeneemt. Uit het onderzoek in Skelleftehamn blijkt een zeer significante negatieve correlatie tussen gehalten aan zware metalen (As, Cu, Pb, Zn) en het soortenaantal en de gesommeerde frekwentie van alle paddestoelen. Strooisel-saprofyten bleken in het algemeen meer gevoelig dan mycorrhizavormende schimmels. In overeenstemming hiermee is een remming van de strooiselafbraak (minder bodemademhaling, minder schimmel biomassa, strooiselaccumulatie) vastgesteld op plaatsen met hoge concentraties aan metalen (Tyler et al., 1989). Bij Skelleftehamn trad de sterkste reductie op bij de Melksteelmycena (Mycena galopus), Okergele korrelhoed (Cystoderma amianthinum), Paardehaartaailing (Marasmius androsaceus) en Honinggeel mosklokje (Galerina pumlla = mycenopsis). Deze soorten vertonen in Nederland geen opvallende achteruitgang. Van de mycorrhizapaddestoelen bleken Cortinarius, Lactarius en Russuia de meest gevoelige genera. '

Het onderzoek bij Gusum leidde tot soortgelijke conclusies (Rühling et al., 1984). In tabel 2 is de reductie van het soortenaantal aangegeven voor diverse genera van macrofungi ten gevolge van metaalcontaminatie (vrnl. koper en zink) bij Gusum. Ter vergelijking zijn gegevens over de achteruitgang in Nederland toegevoegd. Er blijkt geen eenduidig verband te bestaan; de bij Gusum sterk afgenomen saprofytische genera Mycena en Collybia zijn in Nederland juist toegenomen. Daarentegen behoort het relatief metaaltolerante

Tabel 2. Het effect van metaalcontaminatie op het aantal vruchtlichaam-vormende soorten binnen geselecteerde geslachten van macrofungi in een gradiënt vanaf de zinksmelterij te Gusum, Zweden (naar Rühling et al., 1984) in ver­gelijking met de verandering in soortenrijkdom in Nederland (naar Arnolds, 1988) (M = Mycorrhiza, S = Saprofyt).

Genus

Amanita Tricholoma Boletus s.1. Cortinarius Collybia Russula Lactarius Mycena Hygrophorus

Funct. groep

M M M M S M M S M

Zinksmelterij % soorten 600-4000 ug Cu.g-1

97 70 48 37 50 60 37 50 25

Gusum % soorten > 4000 ug Cu.g-1

95 55 37 32 28 22 13

5 0

Nederland % soorten

74 21 52 21

117 84 63

117 19

63

Tabel 3. Het effect van metaalcontaminatie van de bodem op het optreden van vruchtlichamen van algemene macrofungi rond een zinksmelterij bij Gusum, Zweden (naar Rühling et al., 1984), in vergelijking met de verandering in frekwentie in Nederland (naar Arnolds, 1985).

Soort Frekwentie bij Gusum <600ug 600-4000 >4000 Cu.g"1 Cu.g"1 Cu.g-1

(n=18) <n=17) (n=17)

Verandering in frekwentie in Nederland

Significante toename langs metaalgradiënt:

Mycorrhizavormende soorten: Laccarla laccata 9 8 16 toename

Geen significante verandering langs metaalgradiënt:

Mycorrhizavormende soorten: fllibatrellus ovlnus Amanita muscarla Amanita porphyria Cantharellus tubaeformls Lecclnum testaceoscabrum Lecclnum scabrvm Trlcholoma imbrication

Collybla cookel Cystoderma carcharlas Lycoperdon perlatum

Saprofyten op hout: Hypholoma capnoldes

12 15

9 12

5 9 6

op 3 5 7

14 11

7 9 2 5 f 3 '

14 16

8 10

4 5 5

andere paddestoelen: 5 8 6

4 2 2

niet inheems afname sign. ajÇname sign, afname sign, afname afname afname

sign, toename onbekend constant

Significante afname langs metaalgradiënt:

Mycorrhizavormende soorten: Cantharellus clbarlus 16 Chalciporus piperatus 10 Cortinarius flexlpes 13 Cortinarius obtusus 11 Cortinarius varlus 15 Dermocybe clnnamomea 15 GompMdius glutinosus 11 Hydnum repandum 11 Hydnum rufescens 12 Inocybe geophylla 9 Lactarius rufus '7 Lactarlus thelogalus 11 Lactarius vellereus 11 Paxlllus lnvolutus 12 Russuia foetens 14 Russuia Integra 16 Russuia nigricans 8 Trlcholoma portentosum 11

Saprofyten op strooisel: Leplsta Inversa 7 Mlcromphale perforans 8 Mycena eplpterygla 14 Mycena metata 9 Mycena pura 7

Saprofyten op hout: Calocera vlscosa 16 Lycoperdon pyriforme 11

6 0 4 5

»s 3 4 2

' 5 2

.4 5 4 8

14 2 6

2 0

10 1 6

6 12

4 1 5 2 7 J6 0 2 2 0 2 0 2 1 3 3 0 4

1 2 1 1 0

4 4

sign, afname afname onbekend onbekend t niet inheems sign, afname sign, afname sign, afname afname sign, afname

1 afname • toename

sign, afname constant afname niet inheems constant afname

toename . afname afname afname toename

toename afname

64

mycorrhizavormende genus Tricholoma in ons land tot de sterkst getroffen groepen. Ook op het niveau van soorten blijkt er geen correlatie te bestaan (tabel 3): in ons land significant afgenomen soorten komen voor onder de groepen van wèl en niet metaaltolerante paddestoelen. Er zijn andere argumenten die erop wijzen dat de algehele achteruitgang van mycorrhizafungi in ons land niet, of slechts zeer locaal aan de metaalbelasting is te wijten. Een rijke mycorrhi-zaflora met bedreigde soorten wordt aangetroffen in sommige belaste biotopen, zoals in schrale, met bomen beplante wegbermen en in de duinbossen nabij de hoogovens van IJmuiden. Jansen & Van Dobben (1987) analyseerden de bodem op vindplaatsen van de sterk afgenomen, mycorrhizavormende Hanekam (Cantharellus cibarius). Zij vonden koperconcentra­ties van 45±36 pg.g"1 organische stof en zinkconcentraties van 195±126 pg.g"1, ver beneden de kritische waarden nabij Gusum (tabel 3).

Voorzichtigheid is echter geboden: gezien de grote oecolo-gische variatie en specialisatie bij paddestoelen, de aangetoonde soortspecifieke verschillen in metaal accumule­rend vermogen, en de gevoeligheid van een aantal isolaten in vitro, is het zeer wel mogelijk dat de achteruitgang van sommige soorten ( ten dele) aan zware metalen kan worden toegeschreven. Nader onderzoek hieromtrent is x gewenst. Voorts kunnen bij voortgaande metaaldeposities in bossen op den duur op grote schaal schadelijke concentraties worden bereikt, aangezien zware metalen in de organische horizonten accumuleren en de beschikbaarheid wordt verhoogd onder invloed van de snel voortschrijdende verzuring (Tyler et al., 1989).

Invloed van pesticiden op paddestoelen

Een groot deel van de pesticiden is bestemd voor de bestrijding van pathogène microfungi in tal v a n landbouwge­wassen. Een negatief effect v a n deze fungiciden op de nauw verwante macrofungi ligt voor de hand, maar dit is niet per definitie het geval. Veel fungiciden worden gebruikt tegen schimmels op levende, bovengrondse plantedelen, een geheel andere oecologische nis dan die van de in de bodem levende macrofungi. Trappe et al. (1984) geven een uitgebreid overzicht van de effecten v a n pesticiden op VAM (vesiculair arbusculair mycorrhiza) en ectomycorrhiza fungi. Hierbij moet onderscheid worden gemaakt tussen de effecten op de groei van de fungi, op de vorming en dichtheid v a n mycor-rhizas (mede beïnvloed door de reactie van de gastheer op het m i d d e l ) en op de vorming van vruchtlichamen. Voor­namelijk de eerste twee factoren zijn onderzocht. V a n 37 gerapporteerde experimenten met 24 fungiciden op ectomycor-rhizaschimmels in reincultuur werd bij 8% een positief effect op de groei vastgesteld, bij 3 2 % geen effect, bij 2 4 % alleen een negatief effect bij hoge concentraties en bij 3 5 % een negatief effect ook bij lagere concentraties. De waarde van zulke experimenten voor de evaluatie v a n het effect onder veldomstandigheden wordt echter sterk betwijfeld (Unestam et a l . , 1 9 8 9 ) . Het effect op de ectomycorrhiza-vorming is onderzocht voor 36 middelen, deels in vitro

65

en deels in veldomstandigheden, voornamelijk boomkwekerijen. Van de 88 vermelde experimenten wees 19% een positief effect uit, 39% geen significant effect, 28% een negatief effect bij hoge concentraties en 14% een negatief effect bij lagere concentraties. Voor sommige middelen zijn zowel significant positieve als significant negatieve effecten gerapporteerd, hetgeen geen verwondering wekt gezien de enorme variatie in de wijze van toediening en de gebruikte combinaties van soorten schimmels en hogere planten. De werking is soms zeer specifiek: van het breedwerkende biocide Vapam werd een significant negatief effect gerapporteerd op twee Ridder-zwammen (Tricholoma spp.), maar de groei van een derde soort werd significant gestimuleerd (Iloba, 1978). Het fungicide Benomyl wordt veelal aan het medium voor de kweek van ectomycorrhizaschimmels toegevoegd om concurrerende microschimmels (met name Deuteromyceten) te onderdrukken. Ook van een aantal herbiciden en insecticiden zijn negatieve effecten op ectomycorrhizaschimmels gerapporteerd (Trappe et al., 1984). Aan de andere kant blijken sommige ectomycor­rhizaschimmels in staat om sommige herbiciden (bijv. chloorprofam) in reincultuur af te breken tot onschadelijke componenten (Rouillon et al., 1989).

Onze kennis over de werking vßtn pesticiden is thans ontoereikend om de effecten op paddestoelen op oecosysteem-niveau te beoordelen. Het lijkt echter onwaarschijnlijk dat pesticiden een wezenlijke rol spelen bij de geconstateerde achteruitgang van de mycoflora in Nederland. Er bestaat bijvoorbeeld geen correlatie tussen de mate van achter­uitgang en de situering van gebieden met een hoog pesti-cidengebruik, zoals de binnenduinrand.

Overige organische verbindingen

Over de effecten van milieuvreemde stoffen als PCB's, dioxine en dergelijke op paddestoelen is dermate weinig bekend dat deze hier buiteiî eschouwing blijven. Wel is vastgesteld dat sommige lignine-afbfekende schimmels in staat zijn om ook chemisch verwante, milieu-vreemde polycyclische koolwaterstoffen af te breken (Hammei et al., 1987).

f

Lichenen

Oecologie van lichenen

Lichenen of korstmossen zijn een symbiose tussen schimmels (meestal Ascomyceten) en groenwieren of cyanobacteriën, die in combinatie een specifieke morfologie vertonen. Li^chenen zijn klein en groeien langzaam, zodat zij vooral aange­troffen worden op substraten en plaatsen met een zeer laag voedsel- en/of wateraanbod, die daardoor niet of minder geschikt zijn voor hogere planten. Naar het substraat worden ze ingedeeld in drie hoofdgroepen: epifyten op schors en hout (43% van de inlandse soorten), epilithen op steen (38%) ën terrestrische soorten op de bodem (20%). Bovendien is er een klein aantal soorten dat parasitisch leeft op andere lichenen (7%).

66

Veranderingen in de licheenflora van Nederland

De sterke achteruitgang van de Nederlandse licheenflora gedurende de laatste eeuw is een algemeen bekend verschijn­sel. Van de 665 soorten die uit Nederland bekend zijn, zijn er 103 na 1970 niet meer gevonden. Deze soorten zijn dus uit Nederland verdwenen (tabel 4). Deze cij fers geven echter nog een geflatteerd beeld. In de eerste plaats was de inven­tarisatie-intensiteit na 1970 veel groter dan daarvoor. Verder zeggen de cijfers niets over zeldzaamheid. Gedetail­leerd onderzoek heeft aangetoond dat veel vroeger algemene soorten thans beperkt zijn tot slechts enkele vindplaatsen. Er zijn na 1970 ook voor ons land nieuwe soorten gevonden, maar conclusies over mogelijke vooruitgang zijn hieruit in het algemeen niet te trekken gezien de toegenomen onder-zoeksinspanningen.

Van de verschillende groepen lichenen is voor de epifyten en parasieten de achteruitgang het grootst (tabel 4 ). Ter illustratie kan worden vermeld dat in een straal van ca. 20 km rond Den Bosch omstreeks 1900 115 soorten epifyten zijn gevonden, in 1974 56 soorten (Dobben, 1983) en in 1988 68 soorten (Dobben, in prep.). Biotoopvernietiging kan hier geen rol spelen; bomen zijn overal en zijn in de loop van de tijd in aantal eerder toe- dan afgenomen. Uit een groot aantal studies in binnen- en buitenland is duidelijk geworden dat het verdwijnen van de epifyten vrijwel geheel door verzuring (vooral door S02 ) veroorzaakt is. Men baseert deze conclusies op (1) de sterke ruimtelijke correlatie tussen het aantal

soorten epifyten en de S02 concentratie (Wit, 1976), ( 2 ) de afname van het aantal soorten in de periode van

stijgende S02 concentratie (tot ca. 1970) en de toename van het aantal soorten in de periode van dalende S02 concentratie in Nederland sinds ca. 1980 (Dobben, 1983 en bovenvermelde gegevens over Den Bosch),

(3) blootstellingsexperimenten in het laboratorium (Nash, 1988), en

(4) het verband tussen het voorkomen van bepaalde soorten en de pH van de schors (Gilbert, 1970; Bakker, 1989).

Waarschijnlijk reageren epifyten gevoeliger op luchtver­ontreiniging dan vele andere groepen omdat boomschors een zeer geringe buffercapaciteit bezit.

Tabel 4. Aantal in Nederland gevonden soorten lichenen, uitgesplitst naar levenswijze, als totaal en voor de periode na 1970 (het totaal is niet gelijk aan de som omdat sommige soorten in meer dan één groep voorkomen ). Naar Brand et al. (1988).

epifytisch epilithisch terrestri sch parasitisch totaal

totaal

283 255 134 47

665

na 1970

219 243 117 36

562

67

De laatste jaren is ook een effect van vermesting op epifyten duidelijk geworden: in de sterk met NH3 belaste gebieden nemen soorten met een voorkeur voor stikstofrijke standplaatsen snel toe. NH3 werkt op de epifyten in door een verhoging van de pH van de schors en is daarom ten dele antagonistisch aan S02 . Het is moeilijk de effecten van de stijgende NH3 concentratie te scheiden van die van de dalende S02 concentratie. Locaal kunnen andere factoren van belang zijn, bijvoorbeeld de verdroging van moerasbosjes, een biotoop rijk aan epifytische lichenen. De theorie dat droogte ('stadsklimaat') de hoofdoorzaak is van de achter­uitgang deed in de jaren '50 veel opgang maar is nu wel verlaten (Coppins, 1973).

Over de achteruitgang van de andere groepen is weinig gedetailleerd onderzoek gedaan. Biotoopverlies speelt zeker een belangrijke rol. Bij de epilithen kunnen verzwaringen van dijken en recreatief gebruik van hunebedden (onze belangrijkste voorkomens van graniet) een rol spelen (Boele & van Zanten, 1984), bij de terrestrische soorten heide­ontginning, stadsuitbreiding e.d. Verzuring speelt bij de achteruitgang van epilithen waarschijnlijk geen belarngrijke rol. De gesteenten die het meest in Nederland voorkomen (kalksteen, beton, baksteen) zijn gofed gebufferd. Alleen bij graniet is dit niet het geval, maar een mogelijk effect van verzuring wordt hier gemaskeerd door de reeds genoemde oorzaken.

De achteruitgang van de terrestrische soorten wordt behalve door biotoopverlies vooral veroorzaakt door vermesting. Hierdoor worden concurrentiekrachtige hogere planten sterk in hun groei gestimuleerd en treedt in vele milieus 'vergrassing' op, waarbij de lichenen door grassen verdrongen worden. Dit heeft o.a. geleid tot het vrijwel verdwijnen van het korstmosrijke dennenbos (Cladonio-Pinetum) uit Nederland (zie o.a. Vries, 1982);

Accumulatie van zware metalen*in lichenen

Er is veel onderzoek verricht naar de gehalten aan zware metalen van lichenen (voor Nederland zre Sloof & Wolterbeek, 1991). Alle onderzochte isoorten blijken zware metalen te accumuleren en kunnen zo gebruikt worden 'als 'passieve monitoren'. De opname kan zowel uit de atmosfeer als uit het substraat plaatsvinden. Overigens verschilt de accumulatie door lichenen weinig van die door hogere planten; vergelij­king van concentraties in hetzelfde gebied geven waarden in lichenen van ongeveer 0,5 tot 4 maal die in hogere planten (Thomas, 1986; Kanerva et al., 1988). Gehalten kunnen oplopen tot 1000 ppm koper, 2000 ppm zink, 350 ppm cadmium en 500 ppm lood (droog gewicht).

Effecten van zware metalen op lichenen

Over de effecten op lichenen is veel minder bekend dan over de concentraties in hun thalli, maar lichenen zijn zeker niet veel gevoeliger dan hogere planten. Vaststellen van effecten in het veld is moeilijk omdat emissie van metalen bijna altijd samengaat met emissie van S02; aan

68

metalen toegeschreven effecten (zoals door Nash, 1975) zijn dan vrijwel zeker effecten van S02. Brown & Beckett (1984) stellen dat er geen gevallen bekend zijn waarin achter­uitgang van lichenen ondubbelzinnig aan zware metalen kon worden toegeschreven. Nadien zijn echter twee gevallen beschreven van emissie van metalen zonder begeleidende emissie van S02 (Banâsovâ et al., 1987; Folkesson & Andersson-Bringmark, 1988). In het eerste geval bleken lichenen (Cladonia subg. Cladonia spp.) resistenter te zijn dan hogere planten uit vochtige en droge graslanden, met uitzondering van Rgrostis tenuis. In het tweede geval werden geen effecten gevonden op hogere planten in sparrenbossen, terwijl de meeste lichenen (vooral weer Cladonia subg. Cladonia) resistenter waren dan de meeste mossen (met uitzondering van Pohlia nutans, die resistenter was dan alle andere mossen en lichenen).

In het verleden waren drukke autowegen een sterke bron van lood, hetgeen leidde tot hoge gehalten in lichenen in bermen en op wegbomen (ca. 300-1000 ppm). Er zijn enkele studies waarin lichenen langs drukke wegen werden vergeleken met 'achtergrond' situaties. Deruelle & Petit (1983) vonden een reductie in de fotosynthese van ca. 50% bij ca. 500 ppm Pb bij drie algemene epifyten. Lawrey & Hale (1979) vonden bij de epilithische Parmelia baltimorensis bij ca. 1000 ppm Pb alleen significante effecten op de groei bij zeer kleine thalli (< 0,1 mm 2 ). De gevonden effecten worden mogelijk niet alleen door lood veroorzaakt maar ook door andere factoren zoals strooizout.

Tabel 5 geeft een vergelijking van in de literatuur aangetroffen "no-effect levels" en in het veld gemeten concentraties. Opvallend is dat de door verschillende onder­zoekers afgeleide waarden zeer sterk uiteenlopen. De uit veldonderzoek afgeleide waarden zijn meestal veel hoger dan die uit laboratoriumonderzoek, met uitzondering van Seaward (1974), waar echter sprake geweest kan zijn van synergisme

Tabel 5. Geschatte "no-effect levels" (in ppm droog-gewicht) van enkele zware metalen op algemene bladvormige korstmossen (dus exclusief gespecia­liseerde 'zwaar-metaal-soorten'), en gemiddelde gemeten concentraties in (1) Parmelia sulcata in de omgeving van Budel (zwaar belast), (2) P. sulcata op 250 locaties verspreid door Nederland, en (3) Hypogymnia phusodes op ruim 2000 locaties verspreid door Finland (achtergrond).

element

Zn Cu Pb Cd

no-e f fec t l e v e l (ppm drooggewicht)

1001 ; >1008 ; >3506 ; 20007 ; 600-20002

20 1 ; 350-10002

601 ; 1003 • 5 ; 500« >0 ,5 8 ; >3507

gemeten concentrat ies

( l ) 5

590 36 -4

( 2 ) 1 0

90-210 -

147 2

( 3 ) "

80 5

15 0 , 5

1 Seaward 1974, 2 Folkesson S Andersson-Bringmark 1988, 3 Deruelle S Petit 1983, 4 Lawrey 6 Hale 1979, 5 Garty et al. 1985, 6 Gough & al. 1988, 7 Nash 1975, * Kanerva et al. 1988, » Bruin & Hackenitz 1986, 10 Sloof S Wolterbeek 1991, l l Kubin 1990

69

met andere factoren. De in Nederland gemeten waarden zijn veel hoger dan die in een achtergrondgebied (Finland), maar liggen doorgaans onder de "no-effect levels" uit veldon­derzoek. Daarom lijken effecten van zware metalen op grote schaal onwaarschijnlijk, maar ze zijn niet geheel uit te sluiten.

Algemene soorten kunnen resistentie tegen zware metalen ontwikkelen (Brown & Beckett, 1984), maar bepaalde epilithi-sche soorten zijn gespecialiseerd op ertsen en worden uitsluitend gevonden op plaatsen die rijk zijn aan zware metalen. Dergelijke soorten kunnen zeer resistent zijn, hetgeen blijkt uit de extreme gehalten die soms worden gemeten: tot 9% Zn (Lambinon et al., 1964), 6% Cu (Purvis, 1984), 1,2% Pb (Shimwell & Laurie, 1972) en 350 ppm Cd (Nash, 1975). In Nederland voorkomende "zwaar-metaal-lichenen" zijn o.a. Äcarospora smaragduia, Stereocaulon pileatum, S. nanodes en S. vesuvianum. Groeiplaatsen van dergelijke soorten zijn plaatsen met een druk auto- of treinverkeer en stortplaatsen van mijnafval. Het terrein van de zinkfabriek in Budel is een rijke vindplaats (Aptroot, 1990).

De invloed van pesticiden op licheifen

De veronderstelling dat lichenen gevoelig zijn voor fungiciden ligt voor de hand, maar is nooit wetenschappelijk getoetst. Men zou verwachten dat gebruik van deze middelen in boomgaarden heeft geleid tot het verdwijnen van de daar aanwezige epifyten, maar in de praktijk blijkt dit mee te vallen. Boomgaarden zijn soms zelfs rijk aan lichenen (Knaap & Dobben, 1987). Toch lijkt nader onderzoek hier gewenst.

De invloed van andere milieuvreemde organische verbindingen

PAK, PCB en veel andere organische stoffen worden effectief door lichenen geaccugiileerd (typische achtergrond­waarde voor x-HCH 100 ng.g-?, voor' DDT ca. 10 ng.g"1, concentratiefactor vergeleken met lucht ca. 105 ; Villeneuve et al., 1988). Evenals bij zware metalen werden vergelijk­bare concentraties gevonden in. lichenen en hogere planten uit hetzelfde gebied (Gaggi et al., 1985). Naar de effecten is geen onderzoek gedaan. De waarneming dat niet-bereden asfalt snel gekoloniseerd kan worden door een aantal soorten lichenen (algemene soorten van neutraal of alkalisch substraat) wijst er op dat zij niet zeer gevoelig zijn voor teerachtige stoffen.

Mossen

Fysiologie en oecologie van mossen

Mossen (Bryophyfca) verschillen van hogere planten in fysiologisch opzicht vooral in hun waterhuishouding. Mossen hebben geen echte wortels en geen of een zwak functionerend systeem van interne watergeleiding. Een cuticula die waterverlies en binnendringen van vreemde stoffen tegen kan gaan ontbreekt meestal ook. Daarentegen zijn de meeste

70

soorten uitstekend bestand tegen tijdelijk uitdrogen (Proctor, 1982, 1984). De groene mosplant zelf is haploid (heeft één stel chromosomen), hetgeen ondermeer betekent dat handhaving van genetische variatie via 'sheltering' van recessieve allelen niet mogelijk is (Longton, 1976).

Bij vrijwel alle soorten is de mosplant in staat tot ongeslachtelijke voortplanting via broedkorrels, afbrekende plantendelen etcetera (overzicht in During, 1990). Geslach­telijke voortplanting geschiedt via de vorming van (diploi-de) moskapsels, (sporophyten) waarin na reductiedeling de haploide sporen gevormd worden. Kieming en vestiging vanuit deze sporen lijkt bij de meeste soorten weinig voor te komen en een stadium te zijn dat zeer gevoelig is voor ongunstige invloeden van buitenaf (During & Van Tooren, 1987).

Mossen komen voor in vrijwel alle milieus buiten het zoute water, maar men vindt ze vooral op plekken waar hogere planten minder goed of niet kunnen groeien: op steen en bomen, op extreem droge zandgrond in de duinen, in zeer zure hoogvenen, en dergelijke. Vanouds kon een grote diversiteit aan mossoorten aangetroffen worden in het oude, weinig bemeste cultuurlandschap, bijvoorbeeld op houtwallen, langs slootkanten, in schrale weilanden en heiden en op de bodem in voedselarme bossen. ,

Veranderingen in de Nederlandse mosflora

Nederland telt ca. 540 mossoorten (Dirkse et al., 1989); vele daarvan zijn zeldzaam, bedreigd of reeds uit Nederland verdwenen. Dit is vooral duidelijk geworden nu de bewerking van alle Nederlandse bladmos-collecties is gepubliceerd (Touw & Rubers, 1989). De achteruitgang uit zich in: (1) verdwijnen c.q. zeldzamer worden van soorten; (2) verminderingen van vitaliteit van veel soorten, tot

uiting komend in kleiner blijven van de planten, minder vertakking, maar vooral in een sterke vermindering in geslachtelijke voortplanting.

Dit is op korte termijn niet zo'n ramp, gezien de vele mogelijkheden van de meeste soorten om zich vegetatief voort te planten, maar over de effecten op langere termijn (bijv. verlies van genetische variatie) is nog vrijwel niets bekend.

De mechanismen die bij de achteruitgang een rol spelen zijn veelal moeilijk vast te stellen. Van groot belang zijn in ieder geval biotoopvernietiging, vermesting en luchtver­ontreiniging. Verlies van biotopen is ondermeer opgetreden door het verwijderen van houtwallen, het rechttrekken en (te) schoon houden of zelfs vernietigen van slootkanten en beekoevers; het droogleggen van vele natte terreinen zoals duinvalleien; de ontginning van heiden, hoogvenen en kwelvenen, enzovoorts. Vermesting werkt overal door; vooral is van belang dat schrale hooi- en weilanden, schrale wegbermen, en dergelijke verloren gaan. Ook watermossen blijken door eutrofiëring ernstige schade te ondervinden (Penuelas, 1984).

Luchtverontreiniging beïnvloedt mossen in vele habitats. Algemeen bekend is de dramatische achteruitgang van epifyten (Barkman, 1958; Rao, 1982), maar ook de achteruitgang van de

71

mossenrijkdom van trilvenen, heiden en duinen lijkt deels aan luchtverontreiniging te moeten worden toegeschreven. Hierbij gaat het echter waarschijnlijk om indirecte effecten: vergrassing van de hei onder invloed van stikstof-depositie leidt tot accumulatie van andersoortig strooisel waarop de karakteristieke heidemossen niet willen groeien. Stikstofdepositie en verzuring leiden in trilvenen tot dominantie van enkele snelgroeiende veenmossen (Sphagnum spp. ) waardoor soorten als schorpioenmos (Scorpldium scorpioides), sikkelmossen (Drepanocladus spp.) en gevoe­liger veenmossen (Sphagnum spp.) verdwijnen. Hoe deze processen in trilvenen doorwerken is momenteel in onderzoek (A.M. Kooijman, in prep.).

Accumulatie van zware metalen door mossen

Veel mossen accumuleren zware metalen als gevolg van hun bijzondere celwandstructuur (Brown, 1984). Ook radioactieve stoffen als Cs-137 worden geaccumuleerd (overzicht in Brown, 1984). De stoffen worden hierbij deels als partikels opgeslagen, deels aan celwanden gebonden. Om deze reden zijn mossen zeer geschikt als bio-indicatoren voor zware metalen (bijv. Rühling & Tyler, 1973; Grodzinska, 1978; Brown, 1984), ondermeer toegepast in de vorm van "moss bags" (in de natuur uitgezette zakjes (overzicht in Brown, 1984; Mäkinen, 1987). In aquatische milieus kunnen met behulp van analyses van mosmonsters zelfs verontreinigingen worden gedetecteerd als deze in het water nog niet aantoonbaar zijn (Empain, 1976; Say et al., 1981).

Effecten van zware metalen op mossen

De meeste mossoorten lijken zware metalen in het milieu goed te verdragen. Aangezien echter een' deel in het cytoplasma wordt opgenomen, kan bij hogere concentraties schade optreden. Bij overmatiOL aanbod, bijvoorbeeld rondom ertssmelterijen, is achteruitgang van vitaliteit gevonden in de vorm van afnemende frequentie van vertakken en kapsel­vorming (Bengtson et al., 1982; *Folkesson, 1984) en problemen bij kieming en vestiging vanuit sporen (Francis & Petersen, 1989). Ook 'is een toename vdn mortaliteit waargenomen. Ook aquatische mossen ondervinden schade van zware metalen in het water, zoals bleek bij veldstudies (McClean & Jones, 1975) en in kweekproeven met het aqua­tische levermosje Ricciocarpus natans, dat weliswaar hogere concentraties aan zware metalen tolereerde dan kroos-soorten (Lemna spp.), maar bij iets hogere concentraties toch aanzienlijke schade leed (Sarosiek et al., 1987)^

Gezien de overeenkomst van de verschijnselen rondom buitenlandse smelterijen en de overigens moeilijk verklaar­bare algemene vermindering van vitaliteit van de mossen in Nederland is zeker niet uit te sluiten dat ook de niet direct letale belasting met zware metalen, zoals die in ons land optreedt, op de lange duur sterk negatieve effecten zal hebben. Niet alle soorten zijn even gevoelig voor zware metalen; vooral 'onkruid' soorten zoals Purpersteeltje (Ceratodon purpureus) zijn relatief tolerant (Longton,

72

1988). Bij een ander 'onkruid'. Zilvermos (Bryum argenteum), kon in enkele generaties een duidelijke tolerantie van zware metalen worden geïnduceerd (Shaw et al., 1989)! Er zijn zelfs mossen, die juist op plekken met zware metalen voorkomen. Eén ervan, Scopelophila cataractae, is recent in ons land ontdekt op afval van een voormalige zinkfabriek (Melick, 1986). Welke factor het vóórkomen van zulke mossen bepaalt is overigens nog lang niet duidelijk (Shaw & Anderson, 1988).

De invloed van pesticiden op mossen

Specifiek op mossen gerichte herbiciden zijn wel ontwik­keld, maar het gebruik ervan is nog zodanig kleinschalig, dat dit nauwelijks een rol lijkt te spelen bij de achter­uitgang van de mossen. Op plekken waar door gebruik van algemener werkende herbiciden hogere planten grotendeels zijn verdwenen, kan men soms een spectaculaire toename van mossen zien. Dit betreft echter steeds algemene en naar het schijnt op vele fronten tolerante 'onkruiden' als Para-pluutjesmos (Marchantia polymorpha), Knikmossen (Bryum spp.) en het al genoemde Purpersteeltje (o.m. Balcerkiewicz & Rusinksa, 1987). /

De effecten van andere milieuvreemde organische stoffen

Over de effecten van andere chemische verbindingen op mossen is nog minder bekend. Ook voor polyaromatische koolwaterstoffen geldt, dat mossen deze kunnen accumuleren (Thomas & Schunke, 1984). De effecten ervan op groei van de mosplant zijn echter niet onderzocht.

Conclusies

Grote groepen paddestoelen, lichenen en mossen vertonen een sterke achteruitgang gedurende deze eeuw. Deze afname is voor een groot deel te verklaren door de enorme veran­deringen in het landschap, vooral onder invloed van de intensivering van de landbouw en de toegenomen emissies van verzurende en vermestende stoffen door landbouw, industrie en verkeer. Het belang van factoren als biotoopverlies, verzuring, vermesting en verdroging verschilt sterk per oecologische groep (tabel 6 ). Zeer locaal aanwezige hoge concentraties van metalen hebben onze flora verrijkt met enkele gespecialiseerde mossen en lichenen, daartegenover is uit het buitenland een negatieve invloed van dergelijke hoge gehalten bekend op tal van paddestoelen en terrestrische mossen. De thans wijd verbreide, in grote gebieden aanwezige metaalconcentraties lijken niet van grote betekenis als factor die de geconstateerde achteruitgang bepaalt. Er is echter weinig gericht onderzoek uitgevoerd aan een ( te ) beperkt aantal soorten. Mogelijk spelen toegenomen metaal­concentraties in de bodem een rol bij de geconstateerde verminderde fertiliteit van mossen en de afname van sommige mycorrhizafungi en strooiselsaprofyten. Veel soorten mossen, lichenen en paddestoelen accumuleren zware metalen en kunnen daarom goed als indicatororganismen worden gebruikt.

73

Tabel 6. Samenvatting van de invloed van enkele milieufactoren op de soortsdiversiteit van paddestoelen, mossen en lichenen.

Soortengroep

Paddestoelen:

saprofyten in grasland, heide ( — ) saprofyten op de grond in bossen (o) saprofyten op hout (+) parasieten op hout {++) mycorrhizavorraers (—)

Lichenen:

epifyten (—) epilithen (-) terrestrische soorten {-)

mossen:

epifyten (—) epilithen (-) terrestrische soorten (— aquatisch/amphibisch (—)

biotoop­verlies

o

+ o/-

o

o

ver­zuring

o? +7 +

o/-o

o/-

ver-mesting

-7 o?

+ o?

o o?

ver­droging

0/-

+7

o/-o o

o/-o

zware metalen

o/-o/-o o

0/-

o •/o •/o

o? 07

pesti­ciden

o o o o

o/-

7 7

-7

o7 o7 o7 o7

PAK PCB

7 7 •y

7 7

7 o?

7

7 7 7 7

(.. ) : De voor- of achteruitgang van da soortengroep in deze eeuw: — - sterke afname; geen verandering; + * toename; ++ - sterke toename. '

: Invloed op de soortsdiversiteit : + - gunstig voor soor*eenaantal; 0 - geen effect; — - zeer ongunstig; ? •> speculatief of onbekend. /

'•• afname; 0

- ongunstig;

Pesticiden lijken eveneens hooguit van locaal belang, maar hierover is nog minder bekend. De invloed van andere milieu-vreemde organische verbindingen laat zich slechts raden. Gezien de oecologische betekenis van een groot aantal hier behandelde organismen is nader onderzoek naar de effecten van chemische milieuverontreinigingen gewenst.

Literatuur

Aptroot, A., 1990. Lichenen vaft de voorjaarsexcursie 29-30 april 1989 naar Noord-Brabant. Buxba'umiella 23: 19-22.

Arnolds, E., 1984. Standaardlijst van Nederlandse macrofun-gi. Coolia 26, suppl. 1984. 363 pp. * '

Arnolds, E. (ed.), 1985., Veranderingen in de paddestoelen­flora (mycoflora). Wetenschappelijke '.Mededelingen Koninklijke Nederlandse Natuurhistorische Vereniging 167: 1-101.

Arnolds, E., 1988. The changing macromycete flora in the Netherlands. Transactions of the British mycological Society 90: 391-406.

Arnolds, E., 1989. A preliminary Red Data List of macrofungi in the Netherlands. Persoonia 14: 77-125. ^

Arnolds, E. & B. de Vries, 1989. Oecologische statistiek van de Nederlandse macrofungi. Coolia 32: 76-86.

Bakker, A.J. de, 1989. Effects of ammonia emission on epiphytic lichen vegetation. Acta Botanica Neerlandica 38: 337-342.

Balcerkiewicz, S. & A. Rusinska, 1987. Expansion of bryop-hytes on areas treated with herbicides. Symposia Biologica Hungarica 35: 285-293.

Banâsovâ, V., Z. Holub & E. Zelenâkovâ, 1987. The dynamics,

74

Vegetation structure and heavy metal accumulation in vegetation under the long-term influence of Pb and Cu emissions. Ekologia CSSR 6: 101-111.

Barkman, J.J., 1958. Phytosociology and ecology of crypto-gamic epiphytes. Van Gorcum, Assen.

Bengtson, C , L. Folkesson & A. Göransson, 1982. Growth reduction and branching frequency in Hylocomium splendens near a foundry emitting copper and zinc. Lindbergia 8: 129-138.

Boele, C. & B.0. van Zanten, 1984. De achteruitgang van de Nederlandse hunebeddenflora. Lindbergia 10: 187-189.

Brand, A.M, A. Aptroot, A.J. de Bakker & H.F. van Dobben, 1988. Standaardlij st van de Nederlandse korstmossen. Wetenschappelijke Mededelingen Koninklijke Nederlandse Natuurhistorische Vereniging 188: 1-68.

Brown, D.H., 1984. Uptake of mineral elements and their use in pollution monitoring. In: A.F. Dyer & J.G. Duckett (eds.): The experimental biology of bryophytes. Academic Press, London, p. 229-255.

Brown, D.H. & R.P. Beckett, 1984. Uptake and effect of cations on lichen metabolism. Lichenologist 16: 173-188.

Brown, M.T. & D.A. Wilkins, 1985. Zinc tolerance of Amanita and Paxillus. Transactions of the British mycological Society 84: 369-376.

Bruin, M. de & E. Hackenitz, 1986. Trace element concentra­tions in epiphytic lichens and bark substrate. Environ­mental Pollution Series B 11: 153-160.

Colpaert, I.V. & I.A. van Assche, 1987. Heavy metal tole­rance in some ectomycorrhizal fungi. Functional Ecology 1: 415-421.

Cooke, R.C. & A.D.M. Rayner, 1984. Ecology of saprotrophic fungi. Longman, London, New York.

Coppins, B.J., 1973. The 'drought hypothesis'. In: B.W. Ferry, M.S. Baddeley & D.L. Hawksworth (eds.): Air Pollution and lichens. Athlone Press, London, p. 124-142.

Deruelle, S. & P.J.X. Petit, 1983. Preliminary studies on the net photosynthesis and respiration responses of some lichens to automobile pollution. Cryptogamie, Bryologie et Lichenologie 4: 269-278.

Dirkse, G.M., H.M.H. van Melick & A. Touw, 1989. Checklist of Dutch bryophytes. Lindbergia 14: 167-175.

Dixon, R.K., 1988. Response of ectomycorrhizal Quercus rubra to soil cadmium, nickel and lead. Soil Biology and Biochemistry 20: 555-559.

Dobben, H.F. van, 1983. Changes in the epiphytic lichen flora and vegetation in the surroundings of 's-Hertogen-bosch (The Netherlands) since 1900. Nova Hedwigia 37: 691-719.

During, H.J., 1990. Clonal growth patterns among bryophytes. In: J. van Groenendael & H. de Kroon (eds.): Clonal growth in plants: regulation and function. SPB Academic Publishing, The Hague, p. 153-176.

During, H.J. & B.F. van Tooren, 1987. Recent developments in bryophyte population ecology. Trends in Ecology and Evolution 2: 89-93.

Empain, A., 1976. Les bryophytes aquatiques utilisés comme traceurs de la contamination en métaux lourds des eaux

75

douces. Memoirs de la Société Royaume Botanique de la Belgique 7: 141-156.

Folkesson, L., 1984. Deterioriation of the moss and lichen vegetation in a forest polluted by heavy metals. Ambio 13: 37-39.

Folkesson, L. & E. Andersson-Bringmark, 1988. Impoverishment of vegetation in a coniferous forest polluted by copper and zinc. Canadian Journal of Botany 66: 417-428.

Francis, P.C. & R.L. Petersen, 1989. Assessment of toxicity of heavy metal ion combinations on spore germination and protonemal growth of Polytrichia* commune. Bryologist 92: 60-67.

Gaggi, C., E. Bacci, D. Calamari & R. Fanelli, 1985. Chlo­rinated hydrocarbons in plant foliage: an indication of the tropospheric contamination level. Chemosphere 14: 1673-1686.

Garty, J., R. Ronen & M. Galun, 1985. Correlation between chlorophyll degradation and the amount of some elements in the lichen Ramalina duriaei. Environmental and Experimental Botany 25: 67-74.

Gilbert, O.L., 1970. Further studies on the effect of sulphur dioxide on lichens and bryophytes. New Phytolo-gist 69: 605-627. /

Gough, L.P., R.C. Severson & L.L. Jackson, 1988. Determining baseline element composition of lichens I. Parmelia sulcata at Theodore Roosevelt National Park North Dakota USA. Water, Air and Soil Pollution 38: 157-168.

Grodzinska, K., 1978. Mosses as bioindicators of heavy metal pollution in Polish national parks. Water, Air and Soil Pollution 9: 83-97.

Hammel, K.E., B. Kalyanaraman & T.K. Kirk, 1987. Oxidation of aromatic pollutants by Phanerochaete chrysosporlum ligninase. In: E. Odier (ed.): Lignin ' enzymic and microbial degradation. Symposium international Paris (France), 23-24 avril 1987. INRA, Paris, p. 45-49.

Iloba, C , 1978. Effect ofi ,vapam on three ectotrophic mycorrhizae-forming fungi *fln \jitro_. Zeitschrift für Pflanzenkrankheiten und Pflanzenschutz 85: 714-718.

Irlet, B. & K. Rieder, 1985. Cadmium und. Blei in Pilzen aus der alpinen Stufe der Schweizer Alpen. Mycologica helvetica 1: 393-399. ' f

Jansen, E. & H.F. van Dobben, 1987. Ié decline of Cantha-rellus cibarius in the Netherlands due to air pollution? Ambio 16: 211-213.

Jones, M.D. & T.C. Hutchinson, 1988. The effects of nickel and copper on the axenic growth of ectomycorrhizal fungi. Canadian Journal of Botany 66: 119-124.

Jongbloed, R.H. & G.W.F.H. Borst-Pauwels, 1990. Differential response of some ectomycorrhizal fungi to cadmtum in vitro. Acta botanica neerlandica 39: 241-246.

Kanerva, T., 0. Sarin & P. Nuorteva, 1988. Aluminium, iron, zinc, cadmium and mercury in some indicator plants growing in South Finnish forest areas with different degrees of damage. Annales Botanici Fennici 25: 275-279.

Knaap, W.O. van der, & H.F. van Dobben, 1987. Veranderingen in de epifytenflora van Rijnmond sinds 1972. Rapport Rijksinstituut voor Natuurbeheer Leersum 87/1, 24 pp. +

76

figs. Kubin, E., 1990. A survey of element concentrations in the

epiphytic lichen Hypogymnia physodes in Finland in 1985-86. In: P. Kauppi, P. Anttila & K. Kenttämies (eds.): Acidification in Finland. Springer, Berlin, p. 421-446.

Kuthan, J., 1979. Die Auswertung des Bleigehaltes im Bronze-Röhrling -Boletus aereus Bull, ex Fr. - entlang einer der Verkehrsadern in Bulgarien. Ceska Mykologie 33: 58-59.

Lambinon, J., A. Maquinay, & R.L. Ramaut, 1964. La teneur en zinc de quelques lichens des terrains calcaires Belges. Bulletin du Jardin Botanique de l'Etat Bruxelles 34: 273-282.

Lawrey, J.D. & M.E. Hale jr., 1979. Lichen growth responses to stress induced by automobile exhaust pollution. Science 204: 423-424.

Longton, R.E., 1976. Reproductive biology and evolutionary potential in bryophytes. Journal of the Hattori Botanical Laboratory 41: 205-223.

Longton, R.E., 1988. Biology of polar bryophytes and li­chens. Cambridge University Press, Cambridge.

Mäkinen, A., 1987. Sphagnum moss-bags in air pollution monitoring in the city of Helsinki. Symposia Biologica Hungarica 35: 755-776.

Marks, G.C. & T.T. Kozlowski (eds.), 1973. Ectomycorrhizae, their ecology and physiology. Academic Press, New York, London.

McClean, R.D. & A.K. Jones, 1975. Studies of the tolerance to heavy metals in the flora of the rivers Ystwyth and Charach, Wales. Freshwater Biology 5: 431-444.

McCreight, J.D. & D.B. Schroeder, 1982. Inhibition of growth of nine ecto-mycorrhizal fungi by cadmium, lead and nickel in vitro. Environmental and Experimental Botany 22: 1-7.

Melick, H.M.H. van, 1986. Scopelophila cataractae (Mitt.) Broth, ook in Nederland. Lindbergia 12: 163-165.

Nash, T.H., 1975. Influence of effluents from a zinc factory on lichens. Ecological Monographs 45: 183-198.

Nash, T.H., 1988. Correlating fumigation studies with field effects. In: T.H. Nash & V. Wirth (eds.): Lichens, bryophytes and air quality. Bibliotheca Lichenologica 30: 201-216.

Oolbekking, G.T. & Th.W. Kuyper, 1989. Radioactive caesium from Chernobyl in fungi. Mycologist 3: 3-6.

Penuelas, J., 1984. Pigments of aquatic mosses of the river Muga, NE Spain, and their response to water pollution. Lindbergia 10: 127-132.

Proctor, M.C.F., 1982. Physiological ecology: water relati­ons, light and temperature responses, carbon balance. In: A.J.E. Smith (ed.): Bryophyte Ecology. Chapman S Hall, London, p. 333-381.

Proctor, M.C.F., 1984. Structure and ecological adaptation. In: A.F. Dyer & J.G. Duckett (eds.): The experimental biology of bryophytes. Academic Press, London, p. 9-37.

Purvis, O.W., 1984. The occurrence of copper oxalate in lichens growing on copper sulfide-bearing rocks in Scandinavia. Lichenologist 16: 197-204.

Rao, D.N., 1982. Responses of bryophytes to air pollution.

77

In: A.J.E. Smith (ed.): Bryophyte Ecology. Chapman & Hall, London, p. 445-471.

Rayner, A.D.M & L. Boddy, 1988. Fungal decomposition of wood, its biology and ecology. John Wiley & Sons, Chichester, New York, Brisbane, Toronto, Singapore.

Rouillon, R., C. Poulain, J. Bastide & c.M. Coste, 1989. Degradation of the herbicide chlorpropham by some ectomycorrhizal fungi in pure culture. Agriculture, Ecosystems and Environment 28: 421-424.

Rücker, Th. & Th. Peer, 1988. Pilzsoziologische Untersu­chungen am Stubnerkogel (Gasteiner Tal, Salzburg, Österreich) unter Berücksichtigung der Schwermetall­situation. Nova Hedwigia 47: 1-38.

Rühling, A., E. Bàâth, A. Nordgren & B. Söderström, 1984. Fungi in metal-contaminated soil. Ambio 13: 34-36.

Rühling, A. & B. Söderström, 1990. Changes in fruitbody production of mycorrhizal and litter decomposing macromycetes in heavy metal polluted coniferous forests in North Sweden. Water, Air, and Soil Pollution 49: 375-387.

Rühling, A. & G. Tyler, 1973. Heavy metal deposition in Scandinavia. Water, Air and Soil Pollution 2: 445-455.

Sarosiek, J., Z. Wiewiorka & L. Mroz, 1987. Bioindication of heavy metal toxicity of water by the liverwort Ricciocar-pus natans (L.) Corda. Symposia Biologica Hungarica 35: 827-833.

Say, P.J., J.P.C. Harding & B.A. Whitton, 1981. Aquatic mosses as monitors of heavy metal contamination in the river Etherow, Great Britain. Environmental Pollution Series B. 2: 285-307.

Schmitt, J.A., 1989. Fungi and heavy metals. In: E. Borghi (ed.): Fungi atque loci natura. Borgo Val di Taro (It.). p. 105-146.

Seaward, M.R.D., 1974. Some observations .on heavy metal toxicity and tolerance in lichens. Lichenologist 6: 158-164. , 3 «

Shaw, J. & L.E. Anderson, <Ï988., Factors affecting the distribution and abundance of the 'copper moss', Scopelophila ligulata, in North America. Lindbergia 14: 55-58.

Shaw, J., S.C. Beer & * J. Lutz, 1989. Potential for the evolution of heavy metal tolerance 'in Bryùm argenteum, a moss I. Variation with and among populations. Bryologist 92: 73-80.

Shimwell, D.W. & A.E. Laurie, 1972. Lead and zinc contami­nation of vegetation in the southern Pennines. Environ­mental Pollution 3: 291-301.

Sloof, J.E., H.Th. Wolterbeek, 1991. National monitoring survey using epiphytic lichens as monitor of*vtrace-element air pollution. Lichenologist, in press.

Stijve, T., 1980. Enige potentieel giftige elementen in paddestoelen. Coolia 23: 92-108.

Termorshuizen, A.J., 1990. Decline of carpophores of my­corrhizal fungi in stands of Pinus sylvestris. Diss. L.U. Wageningen. 128 pp.

Thomas, W., 1986. Representativity of mosses as biomonitor organisms for the accumulation of environmental chemicals

78

in plants and soils. Ecotoxicology and Environmental Safety 11: 339-346.

Thomas, W. & E. Schunke, 1984. Polyaromatic hydrocarbons, chlorinated hydrocarbons, and trace metals in moss samples from Iceland. Lindbergia 10: 27-32.

Touw, A. & W.V. Rubers, 1989. De Nederlandse bladmossen. Flora en verspreidingsatlas van de Nederlandse Musci (Sphagnum uitgezonderd). Stichting Uitgeverij K.N.N.V., Utrecht.

Trappe, J.M., R. Molina & M. Castellano, 1984. Reactions of mycorrhizal fungi and mycorrhizae formation to pesti­cides. Annual Review of Phytopathology 22: 331-359.

Tyler, G., A.-M. Balsberg Pahlsson, G. Bengtsson, E. Bèâth & L. Tranvik, 1989. Heavy-metal ecology of terrestrial plants, microorganisms and invertebrates. Water, Air and Soil Pollution 47: 189-215.

Unestam, T., P. Chakravarty & E. Damm, 1989. Fungicides: in vitro tests not useful for evaluating effects on ectomycorrhizae. Agriculture, Ecosystems and Environment 28: 535-538.

Villeneuve, J.P., E. Fogelquist & C. Cattini, 1988. Lichens as bioindicators for atmospheric pollution by chlorinated hydrocarbons. Chemosphere 17: 399-403. /

Vries, I.M. de, 1982. De invloed van luchtverontreiniging en zure neerslag op hogere planten. Intern rapport Rijks­universiteit Utrecht, Rijksinstituut voor Natuurbeheer Leersum.

Wit, A. de, 1976. Epiphytic lichens and air pollution in The Netherlands. Bibliotheca Lichenologica 5. Cramer, Vaduz. 115 pp. + bijl.

79

MILIEUGEVAARLIJKE STOFFEN EN DE EFFECTEN OP HOGERE PLANTEN

J.A.C. Verkleij & W.H.O. Ernst

Vrije Universiteit, Vakgroep Oecologie en Oecotoxicologie, de Boelelaan 1087,1081 HV Amsterdam

Inleiding

Uit inventarisaties in de afgelopen eeuw blijkt een sterke verandering van de Nederlandse flora als gevolg van in hoofdzaak menselijke invloeden zoals verzuring, vermesting en verdroging. Naast een toename van een beperkt aantal soorten is een veel groter aantal soorten achteruitgegaan. Ook milieugevaarlijke stoffen spelen een directe of indirecte rol in floraverarming. Besproken worden de effecten van vier groepen milieugevaarlijke stoffen: zware metalen en metalloïden, bestrijdingsmiddelen, organische microverontreiniging en fotochemische stoffen. Metaal-gevoelige soorten verdwijnen bij oplopende metaalconcentra­ties in het milieu maar sommigen kunnen metaalresistente genotypen opbouwen, die zich alleen kunnen handhaven als de metaalbron in stand blijft. Wortellengtegroei kan als indicator worden gebruikt voor de mate van blootstelling. Ook door regelmatig toepassen van herbiciden zal een floraverarming optreden: niet-resistente soorten zullen verdwijnen en resistente (meestal eenjarige akkeronkruiden) zullen gaan domineren. Effecten van ozon en peroxyacetyl-nitraat (PAN) kunnen leiden tot aanzienlijke schade aan groei en productie van planten met significante oogstder-ving. Door interactie met andere verontreinigingen kan het effect worden versterkt.

Zware metalen en metalloïden

Via allerlei diffuse en puntvormige bronnen (tabel 1) wordt het milieu belast met zware metalen en metalloïden.

Tabel 1. Bronnen van metaal contaminatie

1. Ertsdelving en -verwerking a. Afspoeling van restanten van vroegere mijnbouwactiviteiten in België b. Restanten van ertsoverslagplaatsen c. Industriële emissie d. Industrieel rioolslib

2. Energievoorziening en -transport a. Energie-opwekking m.b.v. steenkool b. Hoogspanningsleidingen en -masten

3. Landbouw a. Koperhoudende varkensgier b. Gebruik van niet-industrieel rioolslib c. Pesticiden met zware metalen d. Meststoffen met zware metalen e. Toevoeging van zink aan voeder voor kalveren

4. Verkeer a. Loodhoudende brandstoffen b. Koperleidingen bij spoorwegen c. Vrij komen van metaal uit autobanden d. Metaalemissies door drieweg katalysatoren

Met name de extreem hoge belasting van de bodem met zware metalen die door (voormalige) mijnaktiviteit en (metaal) smelter!jen is veroorzaakt, heeft een ingrijpend effect op de vegetatie en het overleven van plantesoorten (Ernst, 1974, 1990). Hoewel in Nederland geen ertsaders aan het oppervlak komen, zijn door metalen bepaalde vegetaties wel degelijk aanwezig, gekenmerkt door endemische soorten en specifieke, metaalresistente populaties van meer algemeen voorkomende soorten. Zulke vegetaties hebben zich dan ook kunnen ontwikkelen vanuit een "historische" milieuvervui­ling, via aanvoer van door mijnafval beïnvloed water, of door ertsstof beïnvloede terreinen, door nieuwe vestiging of door selectie op metaalresistente genotypen vanuit de bestaande vegetatie. Dit zijn wel de duidelijkste voorbeel­den.

Van de andere metaalverontreiniging uit tabel I zijn de effecten op de flora minder uitgesproken. Bekend zijn effecten op planten van het gebruik van metaalhoudende herbiciden zoals lood-arsenaat in de fruitteelt, de depositie van metaalhoudend rioolslib en varkensgier op bouw- en grasland, hoogspanningsleidingen en ophoßing van zware metalen in mariene en fluviatiele sedimenten. Van zowel de flora sterk beïnvloedende* als de flora potentieel bedreigende situaties worden voorbeelden gegeven.

De geïmporteerde zinkflora in het Geuldal

In het Geuldal dicht bij de Belgische grens heeft zich een metaalvegetatie, behorende tot de associatie Violetum calaminariae rhenanicum (Ernst, 1965) gevestigd, waarin enkele kenmerkende metaalindikatoren voorkomen zoals het zinkviooltje (Viola calaminaria), de zinkboerenkers {Thlaspi caerulescens) en het Engels gras (Rrmeria maritima calamina­ria) (figuur 1, Heimans, 1911). Naast deze specifieke soorten komen nog zinkresistente populaties voor van, Gewoon struisgras (Rgrostis capAl^ris), Blaassilene (Silene vulgaris), Genaaid schapegras (Föstüca ovina ovina) en enkele andere kruiden en grassen (Ernst, 1965). Deze planten zijn van oorsprong niet inheems. De introductie in Nederland is te danken aan de Belgische zink-iood-cadmium mijnbouw in het stroomdal van de Geul (Heimans, 193,6). '.

Bij het delven en verwerken van de ertsen tussen La Calamine, Kelmis en Plombières (let op de plaatsnamen!) zijn sedert de Middeleeuwen grote hoeveelheden zware metalen in het water en slib van de Geul terecht gekomen. Met de uitbreiding van deze ertsindustrie in de 19e eeuw zijn de mijnrestanten op de oevers gedeponeerd en bij hoog water nog in versterkte mate op de benedenloops gelegen oeversvvan de Geul ook in Nederland afgezet (Leenaers, 1989). De' aan­wezigheid van een zinkflora in de bovenloop van de Geul maakte het mogelijk, dat met het vervuilde slib ook zaad van deze zinkresistente planten door het hele dal werd getrans­porteerd. Soortgelijke gevallen zijn ook beschreven in andere mijngebieden in Europa (bv. Harzgebied, Ernst, 1974). De zinkvegetatie heeft zich derhalve in Nederland slechts kunnen handhaven dankzij oeververvuiling met zware metalen. De uitzonderlijke situatie doet zich dan ook voor dat

82

>M^|,

Figuur 1. De zinkplanten van de Geul bij Epen (Heimans, 1911).

Nederland het eerste land ter wereld is, dat een door industriële vervuiling veranderd gebied tot natuurbescher­mingsgebied verklaard heeft en bovendien een geïntroduceerde plantesoort, t.w. het zinkviooltje (Heimans, 1961) onder de natuurbescherming heeft geplaatst (Stb. 487, 1973 en Min. CRM, 1979).

Wat zijn nu de gevolgen wanneer de riviervervuiling daad­werkelijk terugloopt? Tengevolge van de stopzetting van de Belgische zink-lood mijnbouw in 1940 en de verwijdering van de afvalhopen met zware metalen tussen La Calamine, Plombières en Sippenaken in 1965 is de aanvoer van zware metalen in het Geuldal de laatste decennia teruggelopen.

Door een drastische verlaging van het zinkgehalte in de bovenste bodem, kunnen genotypen van plantesoorten met een lagere zinkresistentie zich nu beter ontwikkelen. Hierdoor komen concurrentiegevoelige soorten zoals het zinkviooltje en de zinkboerenkers onder druk te staan en gaan in areaal sterk achteruit. Bij andere plantesoorten, waarvan zinkre-sistente genotypen in het Geuldal aanwezig zijn, zoals de blaassilene, kan via uitwisseling met minder resistente genotypen op zinkarmere bodems een verandering van de genetische samenstelling plaatsvinden zonder dat deze genetische verschuiving op grond van morfologische kenmerken opvalt. Naast de reduktie van de vervuiling met metalen, zal

83

een eventuele bodembemesting de concurrentiekracht van de zinkflora nog verder doen afnemen. Verheugenis over de afname van de vervuiling van de Geul gaat gepaard met droevenis over terreinverlies van de zinkflora van het Geuldal. Dit niet geplande grootschalige experiment geeft ons ondertussen meer inzicht in de mogelijkheid van herstel van gecontamineerde gebieden via natuurlijke processen.

De metaalreslstente flora rond metaalsmelterijen

Bij de vestiging van de smelterijen in een niet metaal-belaste regio aan het eind van de 19e eeuw was men zich er van bewust, dat contaminatie van de directe omgeving zou kunnen plaatsvinden. Deze smelterijen, zijn dan ook zoals thans de kernreaktoren, aan de grenzen van het land neergezet, bijv. de regio Overpelt in België en Budel in Nederland.

Men mag aannemen dat bij het opstarten van de zinksmel-terij in Budel in 1892 de vegetatie bestond uit een arm grasland, soortenarme droge berk-eikenbossen en op niet afgeplagde plaatsen een vochtig berkenbos met Pijpestrootje

•a 10-1

U - -

8 -

6 -

4 -

2 -

n

1 * Agrostis capillaris

L|

J~|

1 1 1 1

Molinia caerulea

Zinkfabriek populatie

V | Controle populatie

•O-1,0 1,5 2,0 2,5

T 1 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4

Tolerantie index

Figuur 2. Verdeling van de zinktolerantie (TI = Toleran­tie-Index) in twee populaties van Agrostis capillaris (gewoon struisgras) en twee populaties van Molinia caerulea (pijpestrootje) (Dueck, 1986).

84

(Molinia caerulea). In de loop van een nagenoeg honderd jaren durende emissie van metalen via de lucht en opstuiving vanuit de ertsopslag is de directe omgeving van de smelterij zo belast, dat de vegetatie gereduceerd is tot een monotoon bestand van Pijpestrootje en Gewoon struisgras (Agrostis caplllaris). Het struisgras heeft een hoge resistentie tegen zware metalen opgebouwd (Dueck et al., 1984, Dueck, 1986) (figuur 2). Maar Pijpestrootje is daarentegen niet metaal-resistent (figuur 2 ). Deze soort wortelt echter diep en omdat slechts in de toplaag hoge concentraties van zink en cadmium aanwezig zijn, komt het pijpestrootje nauwelijks met verhoogde metaalgehalten in contact (Dueck, 1986). Tegelijkertijd heeft zich een oecosysteem ontwikkeld, waarbij de met het Gewoon struisgras in symbiose levende vesiculair-arbusculaire mycorrhiza (VAM) schimmels blijkbaar ook resistent zijn geworden (Ietswaart et al., 1990). De heterotrofe bacterie Alcaligenes eutrophus, heeft in een vergelijkbare situatie in het naburige Overpelt metaalresis-tente populaties ontwikkeld (Diels et al., 1988), en is eveneens in Budel te verwachten. Ook bodemdieren, zoals de pissebed Porcellio scaber (van Capelleveen, 1985) hebben metaaltolerante populaties ontwikkeld.

Naast de duidelijke floraverarming en verandering van genetische samenstelling van de overblijvende plante- en diersoorten, heeft in Budel en omstreken ook een zekere floraverrijking plaatsgevonden. Met het aangevoerde erts is hoogst waarschijnlijk ook een van de zogenaamde kopermossen, t.w. Scopelophila cataractae in Nederland geïntroduceerd (van Melick, 1987). In Budel en andere plaatsen in Brabant groeit dit mos in dichte zoden op het sintelgruis geheel passend in het oecologische plaatje, dat van dit mos in Europa (Sotiaux et al., 1987) en wereldwijd (Shaw, 1990) is ontstaan.

De aldus ontstane metaal-resistente levensgemeenschap is zo uniek, dat het niet door ploegen en graven verstoorde gedeelte van dit gebied tot 'natuurbeschermingsgebied' dient te worden verklaard, om - analoog aan het Geuldal - de veranderingen van hoog tolerante populaties na stopzetting van de emissie te kunnen volgen en een nationaal en internationaal referentiekader te scheppen. Hiervoor pleit tevens, dat de contaminatie in de onvergraven bodem tot de bovenste 5 à 10 cm beperkt is gebleven (Harmsen, 1977) en geen gevaar voor het grondwater oplevert. In tegenstelling tot de ingrijpende effecten die door de zinksmelterij in Budel zijn veroorzaakt heeft de emissie van relatief hoge concentraties Fe, Zn en Mn door de hoogovens in het Hollands kustgebied bij IJmuiden geen duidelijke gevolgen voor de vegetatie (Dueck, 1986). Ontwikkeling van metaalresistentie (voor ijzer en mangaan) kon niet worden aangetoond, wat kan wijzen op de grote heterogeniteit van de bodem en de afwezigheid van een selectiedruk (hoge Ca-gehal-ten onderdrukken waarschijnlijk de metaaltoxiciteit).

Hoogspazmingsleidingen

Een meestal onderschatte bron van de belasting van het milieu met de zware metalen koper en zink zijn de hoogspan-

85

ningsleidingen, waaruit zware metalen (Cu, Zn) eroderen met name in aanwezigheid van zure depositie. Hoewel bij schapen kopervergiftiging kon worden vastgesteld (van Ulsen, 1972) en ook in de bodem en de daar voorkomende vegetatie verhoogde koperconcentraties zijn gevonden, kon geen effect worden aangetoond op de genetische samenstelling van de flora (geen kopertolerantie ontwikkeling) (Kraal & Ernst, 1976). Voor het onderhoud van hoogspanningsmasten wordt veelal een lood en/of zinkhoudende verf gebruikt, die de bodem rondom de hoogspanningsmasten verrijkt met deze metalen. In Noord-Wales is aangetoond dat Agrostis capil-laris en andere grassen die onder 30 jaar oude hoogspan­ningsmasten groeien populaties met een verhoogde zinkresis-tentie hebben ontwikkeld (Al-Hiyaly et al., 1988, 1990). Of dit ook in Nederland het geval is, moet nog onderzocht worden.

O)

E o en

8000

6000 -

4000

2000

M-C Westerschelde, Biesbosch* steunpilaren

Plaats » «

Figuur 3. Totaal gehalten aan zink (mg.kg_1i drooggewicht) in bodems van vier verschillende gebieden. Brongegevens: NHD (Noord Holland Duinreservaat): Dueck (1986); Westerschelde: Rozema et al. (1985); Biesbosch: Otte et al (1990); Steun­pilaren: Al-Hiyali et al. (1988)

Biesbosch *-.

De bodem van de Biesbosch blijkt in hoge mate verontrei­nigd te zijn met zware metalen en arsenicum. Zo worden totaal gehalten van bv. zink aangetroffen die variëren van 1700-3000 mg.kg-1 droge grond (figuur 3, Otte et al., 1990). Deze concentraties zijn te vergelijken met waarden die zijn gemeten onder verzinkte steunpilaren van hoogspanningskabels in N.Wales, waarbij een verschuiving in de genetische

86

samenstelling van een aantal grassen is aangetoond ( zie paragraaf 2 . 3 ) . Hoewel van duidelijke metaaltolerantie in de Biesbosch nog geen sprake is, zijn er wel indicaties in die richting. Er is in het algemeen een verhoogde opname van zware metalen en arseen in de wortels van planten geconsta­teerd (Otte et al., 1988).

Door allerlei chemische speciatieprocessen en interacties met nutriënten wordt de mobiliteit van het zware metaal/-metalloïde sterk veranderd. Wanneer bodems onder water komen te staan, leidt dat tot een verlaagd zuurstofgehalte en t e n s l o t t e zuurstofloosheid, waarbij m i c r o - o r g a n i s m e n geoxideerd ijzer (ferri) reduceren tot tweewaardig ijzer (ferro). De aan de ijzeroxyde geadsorbeerde metalen komen dan voor de plant beschikbaar wat bijvoorbeeld kon leiden tot verhoogde opname van arseen (Otte et al., 1989). Ook verlaging van pH (verzuring) en verhoging van fosfaat (vermesting) geeft aanleiding tot verhoogde beschikbaarheid. In een verontreinigde situatie kunnen zulke processen leiden tot toxische concentraties van zware metalen in de plant.

Effectparameters voor zwaarmetaaltoxicitelt en metaalstress

Door het meten van de wortellengtegroei van een aantal planten in een oplopende reeks van zwaar-metaalconcéhtraties kan de gemiddelde toxiciteit e.g. tolerantie van een populatie worden bepaald (Wilkins, 1978). De gevoeligheid van de getoetste populatie kan worden gekwantificeerd met parameters van de concentratie-effect-relatie zoals de NOEC, EC5 0 en EC10 0 . Met een op deze wij ze ontwikkelde methode konden Schat en Ten Bookum-van der Maarel (1991a) het grote verschil in gevoeligheid voor koper vaststellen bij twee populaties van Silene vulgaris al dan niet afkomstig van een kopermijn (figuur 4). Naast dit verschil in metaalgevoelig-heid vallen twee andere punten op:

a. de kopertolerante populatie heeft een optimum groei bij verhoogde koperconcentratie (de gevoelige niet) b. de optimale wortellengtegroei van de tolerante populatie ligt lager dan die van de gevoelige populatie (het verkrijgen van metaaltolerantie kost blijkbaar energie).

Ook voor een reeks van andere metalen (Zn, Cd, Co, Ni etc. ) blijkt de wortellengtegroei een uitstekende effect­parameter te zijn in metaaltoxiciteit en tolerantietoetsen van populaties van een aantal soorten (Schat & ten Bookum-van der Maarel, 1991b). Bij blootstelling van planten aan verhoogde concentraties van zware metalen vindt in het algemeen accumulatie van het metaal plaats in de wortel en wordt een geringer deel verplaatst naar de spruit (Baker, 1981; Verkleij & Prast, 1989). Het door de plant opgenomen metaal (met name Cd en Cu, maar ook andere metalen) induceert de synthese van metaalbindende peptiden (de zgn. fytochelatinen), die het metaal complexeren en in meer of mindere mate onschadelijk maken (detoxificatie) (Grill et al., 1987, Verkleij et al., 1990). Hoewel verschillende onderzoekers hebben gesuggereerd dat fytochelatinen een wezenlijke rol zouden vervullen in

87

Wortelgroei (cm)

7-1

6-

5-

4-

3-

2-

1-

o-lr 0.1

'NEC *EC 5 0 , EC 1 0 0

B NEC BEC 5 0 BEC 1 0 0

1 1 i i 1 1

100 ' ' 1000

Cu in testoplossing ((xM)

Figuur 4. Concentratie-effect relaties voor het effect van koper op de wortellengtegroei van een koper-gevoelige (•) en een kopertolerante (•) populatie van Silene cucubalus tijdens een blootstel­lingsperiode van 3 dagen (Schat & ten Bookum-van der Maarel, 1991b).

het mechanisme van metaaltolerantie, zijn er steeds meer aanwijzingen dat de productie ervan een maat is voor de fysiologische metaalstress waarin de plant zich bevindt (de Vos, 1991). ï* f ..

Conclusies t.a.v. zware metalen ,

Wanneer de metaalcontaminatie in de bodem tot hoge concentraties oploopt en vanwege speciatieprocessen van de metalen hun beschikbaarheid voor de plant wordt vergroot, dan kunnen metaalgevoelige soorten uit de vegetatie verdwijnen en soorten met een grote genetische variatie t.a.v. metaalresistentie metaalresistente genotypen ontwikkelen. Zolang de metaalemissies niet tot nul terug­gebracht zijn, mag worden verwacht, dat beide processen -soortsverarming en verandering van de genetische samenstel­ling - verder zullen plaatsvinden. De omvang van deze processen wordt zowel bepaald door de abiotische condities zoals organisch materiaal, pH en redoxpotentiaal (Ernst, 1988) als door de noodzakelijke resistentiemechanismen op het niveau van de cel, orgaan en gehele plant (Verkleij & Schat, 1990). Er is dan ook sterke behoefte aan een ecotoxicologische risico-evaluatie van metaalverontreiniging

op planten met name doordat verontreinigde en niet-veront-reinigde gebieden vaak moeilijk van elkaar te onderscheiden zijn vanwege de complexe bodemeigenschappen. Het lijkt mogelijk om effect-parameters te ontwikkelen om de fysiolo­gische metaalstress en metaaltoxiciteit van planten te karakteriseren, bijvoorbeeld met fytochelatinen.

Bestrijdingsmiddelen

Bestrijdingsmiddelen (pesticiden of zoals ze tegenwoordig vaak genoemd worden gewasbeschermingsmiddelen) vormen een toenemende belasting voor het milieu. De op wereldschaal meest gebruikte groepen zijn qua volume achtereenvolgens de herbiciden, insecticiden en fungiciden. In Nederland is het verbruik van chemische bestrijdingsmiddelen en met name grondontsmettingsmiddelen (vnl. nematociden tegen aaltjes) hoog (+ 3/4 van het totale gebruik van bestrijdingsmiddelen in de landbouw, CBS, 1989). Van de bestrijdingsmiddelen zijn de herbiciden de stoffen die primair bestemd zijn om planten te doden; de niet-herbiciden worden gebruikt voor andere doeleinden hoewel veel van deze stoffen zoals de vloeibare nematociden nevenwerkingen op planten vertonen. Omdat herbiciden de voornaamste veroorzakers zijn van effecten op de flora zowel in als buiten het toepassingsgebied zullen we ons vnl. beperken tot deze stofgroep. Verder zullen de indirecte effecten van niet-herbiciden op de vegetatie onder de loupe worden genomen.

Gebruik van herbiciden in het toepassingsgebied

Men kan de herbiciden in een aantal groepen indelen op grond van: a) selectiviteit. Enkele van de meest gebruikte herbiciden hebben een sterk selectieve werking. Ze beschadigen het gewas niet zodat ze toegepast kunnen worden terwijl het gewas nog op het veld staat (bv. simasine). Andere her­biciden zijn niet of nauwelijks selectief, bv. paraquat. Deze stof behoort tot de contactherbiciden en oefent vrijwel meteen zijn werking uit. b) persistentie. Sommige herbiciden zoals simasine zijn zeer persistent (nog aantoonbaar in de bodem na 9 mnd.; tot 3 mnd in de toepassing kan het zijn cytotoxische werking uitoefe­nen) . c) werkingsmechanisme. De fytotoxische werking van her­biciden kan verschillend van aard zijn. Sommigen grijpen op één bepaald proces in, bv. de fotosynthese (Holt et al., 1981). De meeste herbiciden echter kunnen tegelijkertijd verschillende metabolische processen ontregelen.

De effecten van de herbiciden zijn afhankelijk van werkzame stof, dosering, tijdstip en wijze van toediening (via het blad, op de bodem), ontwikkelingsstadium van de plant en andere omstandigheden (weer, temperatuur, relatieve vochtigheid e t c ) . Planten zijn in staat om herbiciden te metaboliseren. Soms zijn de ontstane tussenproducten nog giftiger (toxificering, zoals bij paraquat en diquat). In de meeste gevallen echter leidt metabolisering tot detoxifica-

tie. Veel bestrijdingsmiddelen zijn goed afbreekbaar, uit­

zonderingen hierop vormen ondermeer paraquat en diquat die gebonden kunnen worden aan kleimineralen en dan lange tijd niet biologisch beschikbaar zijn (halfwaardetijd + 20 jaar). Door veranderd bodemgebruik kunnen zij op den duur als chemische tijdbom beschikbaar komen.

De gevolgen van het veelvuldig gebruik van herbiciden kunnen uiteenlopen van (tijdelijke) reductie van de vegetatie, selectie van resistente soorten (éénjarige akkeronkruiden), en niche variatie voor invasieve soorten zoals knolcyperus (Cyperus esculentus) en fluweelblad (Rbutilon theophrasti). Uiteraard is de verarming van de akkerflora niet enkel te wijten aan het intensief gebruik van herbiciden na het midden van deze eeuw. Door het zuiveren van zaaizaad, mechanische bestrijding, bemesting, verandering van het gewas en de gewasdichtheid en verminde­ring van het akkerareaal zijn een reeks karakteristieke akkeronkruiden zeldzaam geworden of verdwenen. Zo is na toepassing van het zuiveren van het zaaigoed een sterke vermindering opgetreden van Bolderik (Rgrostemma gtthago), vroeger een algemene en geduchte verschijning in "'winter-graanakkers (figuur 5) (Mennema et al., 1980).

Agrostemma githago L

voor 1950: 386 uurhokken (UFK 6) sinds 1950: 83 uurhokken (UFK 5| ook voor 1950: Haarlemmermeer.

Schouwen-Duiveland

Figuur 5. Verspreiding van bolderik in Nederland voor en na 1950 (Milieukwartaalstatistieken, Mennema et al., 1980).

90

Door herhaaldelijk en regelmatig toepassen van herbiciden is vooral tegen de groep van triazine herbiciden resisten­tieontwikkeling aangetoond bij éénjarige onkruiden zoals Gewoon kruiskruid (Senecio vulgaris), Melganzevoet (Chenopo-dium album), Vogelmuur (Stellaria media). Straatgras (Poa annua) en Papagaaienkruid {Rmaranthus retroflexus) (Darmency & Gasquez, 1981; Warwick & Thomson, 1982; Conard & Radose-vich, 1979; Hall & Devine, 1990). Recentelijk is resistentie van Vogelmuur (Stellaria media) en Zandraket (Aradopsis thaliana) tegen chlorsulfuron en triazolopyrimidine ontdekt (Haugh et al., 1988). Ook in Nederland is deze vorm van resistentieontwikkeling opgetreden, maar dan minder in graanakkers alswel langs wegbermen en spoorwegen. Overigens is het merkwaardig dat langdurige toepassing van herbiciden slechts sporadisch geleid heeft tot een evolutionaire resistentieontwikkeling in tegenstelling tot de vaak snelle en veelvuldige resistentieontwikkeling na toepassing van antibiotica, insecticiden en zware metalen (zie voor discussie hierover Gressel & Segel, 1978).

Aan de rand van een bespoten perceel komt een strook voor waarin wat betreft effecten van herbiciden van een over­gangssituatie sprake is. In deze randzône, die bij goed gebruik nooit veel breder is dan enkele meters zullen de hierboven genoemde effecten in verminderde mate optreden (afname van de diversiteit, soortsverarming, verruiging).

Deze floraverarming in de randzône kan niet alleen worden tegengegaan door het toepassen van beter werkzame middelen en een selectiever gebruik op de akkers, maar ook door over te gaan op een ander beheer van de randzône. Uit duits en engels onderzoek dat zich over vele jaren uitstrekt (Kees, 1986; Marss et al., 1989), komt naar voren dat in onbespoten perceelsranden meer soorten voorkomen waaronder zeldzame akkeronkruiden, dan in bespoten perceelsranden. Ook uit Nederlands onderzoek blijkt na één jaar dat bij niet bespuiten van een perceel het aantal soorten onkruiden verdubbelt (4 --> 8), bij gelijkblijvende productie. Wordt ook de bemesting weggelaten dan verdubbelt het aantal soorten zich nogmaals, maar tevens wordt de productie gehalveerd (Smeding & Joenje, 1990, Tabel 2).

Tabel 2. Gemiddelden van metingen aan de onkruidvegetatie (soortenaantal per m2 , % bedekking, hoogte in cm) en het gewas (% bedekking, hoogte in cm) in de buitenste meter (R), van 3-6 m (M) of op 6 m afstand van de akker (G). (Smeding & Joenje, 1990).

perceel

A

B

C

D

E

beheer

gangbaar onbehandeld gangbaar onbehandeld gangbaar onbehandeld gangbaar onbehandeld gangbaar onbehandeld

srt

R

7 11

5 8

12 29 10 20 18 16

ONKRUIDEN

./m2

G

0 7 4 6 3

15 0 4

12 12

% dek

H

0 1

20 50

1 60

0 1

35 40

h (cm)

M

30 55 50 70

110 115

5 25 30 50

GEWAS

% dek

M

85 30 45 35 85 35 75 50 40 50

h (cm)

H

105 95 65 60 80 70 60 50

100 130

91

Gebruik van herbiciden/bestrijdingsmiddelen buiten het toepassingsgebied

Over de effecten van bestrijdingsmiddelen buiten het doelgebied is voor wat betreft de wilde flora weinig kennis aanwezig. Door onder andere uitspoeling, afspoeling en verdamping kunnen concentraties voorkomen boven 1 ug.1"1. Op grond van een oecotoxicologische risico-evaluatie van bestrijdingsmiddelen in het oppervlaktewater uit het akkerbouwgebied in de Haarlemmermeer, werd bij deze concentraties voor sommige stoffen de berekende veilige waarde voor het ecosysteem overschreden (Grève et al., 1989). Of dit ook geldt voor met name waterplanten is onduidelijk omdat over deze groep van planten toxiciteits-gegevens volledig ontbreken.

Naast de herbiciden worden in de landbouw allerlei niet-herbiciden toegepast ter bestrijding van ziekten en plagen. Deze oefenen ook een beperkte fytotoxische werking uit en met name fungiciden zouden een mogelijke negatieve invloed kunnen uitoefenen op de mycorrhiza-relaties met name de toepassing van benomyl (als fungicide) vermindert de infectiegraad van planten met vesiculair-arbusculaire mycorrhiza (Fitter, 1986). Verder, zijn er ongetwijfeld duidelijke indirecte effecten vao niet-herbiciden op de vegetatie via complexe plant-dier interacties, maar quantitatieve gegevens ontbreken hiervoor.

Conclusies t.a.v. herbiciden

1. Door het regelmatig toepassen van herbiciden op en perceel zal lokaal (inclusief randzône) een floraver­arming optreden; niet-resistente soorten zullen ver­dwijnen en resistente soorten (vnl. éénjarige akkeron­kruiden) zullen gaan domineren.

2. Kennis van effecten van herbiciden buiten het doelgebied is onvoldoende aanwezig. Door uitspoeling is er een negatieve invloed te verwacl^en op met name waterplanten. Uit een recent rapport blijkt 'echter dat een direct meetbaar effect nog niet aanwezig is (werking gecamou­fleerd).

3. Hoewel herbiciden binnen de groep van bestrijdings­middelen het grootste effect .veroorzaken op de flora, is een zekere nevenwerking van niet-herbicide bestrij­dingsmiddelen niet uit te sluiten. Verschuiving van de populatie-omvang van soorten door toepassing van het bestrijdingsmiddel kan optreden waardoor er op het niveau van de levensgemeenschap een duidelijke verandering zou kunnen ontstaan.

Om de voornoemde effecten te verminderen of tegen té gaan moeten bestrijdingsmiddelen selectiever worden toegepast. In de randzône zou door een sterke vermindering van het bespuiten en bemesten de soortenrijkdom sterk kunnen worden vergroot.

92

Overige organische microverontreiniging

Hoewel weinig gegevens beschikbaar zijn over effecten op planten en de vegetatie blijkt dat planten in staat zijn stoffen als gehalogeneerde benzenen, polychloorbifenylen (PCB's) en polyaromatische koolwaterstoffen (PAK's) op te kunnen nemen (Harms & Langebartels, 1986; Strek & Weber, 1982; Edwards, 1983). Planten kunnen sommige van deze niet-polaire organische verbindingen metaboliseren tot polaire metabolieten of onoplosbare macromoleculen. Het is echter onwaarschijnlijk dat opname en verwerking van deze stoffen door planten op grote schaal plaatsvindt omdat verreweg het grootste gedeelte (> 95%) aan het wortel-oppervlak zal absorberen (extracellulair gebonden). Daarnaast zullen deze organische verbindingen sterk aan bodemdeeltjes gehecht zijn. Verder zullen bepaalde verbin­dingen zoals PCB's via de atmosfeer de plant bereiken, waarbij een gering percentage in de waslaag van de cuticula terechtkomt (Strek S Weber, 1982)

Er is weinig onderzoek verricht naar toxische effecten van organische microverontreiniging op hogere planten. Bij blootstelling van Sojaboon, Papagaaienkruid en Biet aan hoge doses PCB's werd groeiremming en vervorming van het blad geconstateerd (Strek & Weber, 1982; figuur 6). De toegepaste concentraties van de gebruikte mengsels PCB's (Aroclor) zijn echter dermate hoog (100 en 1000 ppm), in vergelijking met de voor de plant beschikbare concentraties, dat de ecologi­sche relevantie hiervan sterk in twij fel kan worden getrokken (c-waarde voor PCB: 10 mg.kg-1 drooggewicht, Interimwet Bodemsanering). Daarentegen lijkt het wenselijk meer kennis te verkrijgen over langere termijn effecten van lage concentraties van organische contaminanten in planten op het totale ecosysteem, met name in ecosystemen waar ophoping van meerdere contaminanten plaatsvindt.

vers water-Hoogte gewicht gebruik

S = sojaboon B = biet P = papagaaienkruid

Figuur 6. Effect van 1000 ppm (gestreepte kolommen) en 100 ppm (zwarte kolommen) van aan bodem toegevoegd Aroclor 1254 op de groei van sojaboon (s), biet (b) en papagaaienkruid (p). (Strek & Weber, 1982).

93

LU CO LUV X L ES >- Q. CO •

4

3

2

1

O

10

*>*,

LUV h- c < cfl ÇÇ Q. 0. • COT Z x : < .

8 -

6 -

4

2

0 -10

^ 1

* * * * * rt^f-

es

sojaboon

B

sojaboon

olijf **

10 30 uren

50 n r~ 70

Figuur 7. Fotosynthese (A) en transpiratie (B) van es (ash), sojaboon (soybean) en olijf (autumn olive) planten onder gecontroleerde omstandigheden voor en na blootstelling aan nitrobenzeen (8 pg.ml"1) in een voedingsoplossing (McFarlane et, al., 1990). >i

* " .

Uit recent onderzoek naar de effecten van nitrobenzeen op transpiratie en fotosynthese van een groot aantal plante-soorten blijkt dat er duidelijk verschil, bestaat in activiteit tussen soorten (McFarlane et al., 1990). Sommigen vertonen na blootstelling geen verschil in transpiratie en fotosynthese-activiteit, andere een verhoogde en bij één heeft zijn beide activiteiten volledig gestopt geen enkele reactie meer (figuur 7). Resultaten van deze laatste studie suggereren dat hogere planten een veel belangrijker rol lijken te spelen bij het bepalen van het lot van. deze chemicaliën op afvalplaatsen dan tot nu toe werd gedacht.

Fotochemische stoffen (ozon, PAN)

Een belangrijk bestanddeel van de secundaire, fotochemi-sche luchtverontreiniging is ozon. Ozon op leefniveau ontstaat door complexe omzettingen van stikstofoxiden (N0x), vluchtige organische stoffen (VOS) en zuurstof (02 ) onder invloed van het UV-licht van de zon. Stikstofoxiden komen

94

vrij bij alle verbrandingsprocessen zoals verwarming en verkeer. Verkeer en industrie zijn de voornaamste bronnen van vluchtige organische stoffen. Eén van de fotochemische basisprocessen is de vorming van ozon door splitsing van stikstofoxyde :

UV N02 + 02 <====> NO + O3

De aanwezigheid van vluchtige organische stoffen zorgt ervoor dat via verschillende reacties NO weer wordt omgezet in N02 en zo blijft de ozonvorming doorgaan. Ook worden er onder omstandigheden allerlei andere fotochemische oxidantia gevormd zoals peroxyacetylnitraat (CH3 CO . 02 N02 = PAN). Gedurende de beruchte fotochemische smogperioden in Los Angelos lopen de concentraties van PAN op tot hoge waarden van 50 ugnr3 . PAN veroorzaakt dan oog- en longirritatie en is fytotoxisch.

De piekconcentraties van 03 zijn in de ochtend, bij zonnig, rustig weer vaak nog beduidend hoger. In de loop van de dag en met name ' s nachts daalt de ozonconcentratie sterk, ozon wordt dan sneller afgebroken dan PAN (McBride en Miller, 1987). '

Dagwaardeconcentraties van 03 in Nederland variëren per seizoen en plaats en de gemiddelde achtergrondconcentratie wordt geschat op 80 pgm~3 (Tonneyk, 1987). De gemiddelde oppervlakte-concentratie van PAN ('s zomers aan de kust) is 0.03 ugnr3

Effecten van fotochemische stoffen op planten

Bij blootstelling van planten aan hoge PAN concentraties zijn de typische symptomen de vorming van bronskleurige bandenpatronen aan de onderkant van het blad ten gevolge van mesofylcelbeschadiging. Er zijn grote verschillen in gevoeligheid: in het algemeen zijn kruidachtige gewassen minder resistent dan de houtige gewassen. Sinds 1973 zijn in Nederland concentraties van PAN gemeten, en de effecten gemonitoord op de Kleine Brandnetel (Urtica urens), een gevoelige indicatorsoort. De maximaal gemeten concentraties blijven nog ver beneden de berekende grenswaarde voor deze plant, waarbij een duidelijk symptoom kan worden waargenomen (figuur 8). Ook in andere West-Europese landen zijn de PAN waarden beduidend lager dan in de regio Los Angelos (Tonneyk & Posthumus, 1987). Vandaar dat in het Landelijk Meetnet Luchtkwaliteit (LML, 1987) observaties van PAN niet meer worden meegenomen. In de Verenigde Staten en Canada daarentegen zijn er duidelijke negatieve effecten van hoge PAN concentraties op planten aanwezig (McBride & Miller, 1987).

Effecten van ozon variëren van fysiologische en biochemi­sche veranderingen tot duidelijk zichtbare beschadigingen van het blad. Het door de huidmondjes, rechtstreeks opgenomen ozon veroorzaakt een verandering in de cel-membraanpermeabiliteit, waarbij o.a. waterverlies optreedt, de fotosynthese en groei wordt geremd en de ademhaling gestimuleerd (Tingey & Taylor, 1982). De gevoeligheid van

95

9.00 -12.00 13.30-16.30

250 500 250 500 \ jiçn

Figuur 8. Bladbeschadiging bij kleine brandnetel na begassingen van 3 uur /met verschillende con­centraties PAN (Tonneyck, 1987).

planten voor ozon wordt door een groot aantal factoren bepaald: relatieve vochtigheid, de windsnelheid, de lichtintensiteit, de temperatuur, enkele bodemparameters, en ook de leeftijd en de genetische constitutie van de plant. Het effect is uiteraard ook afhankelijk van de dosis, de concentratie, en de blootstellingsduur en -frequentie.

Er zijn vier soorten van symptomen van bladbeschadiging door ozon beschreven: éénzijdige spikkelnecrose, tweezijdige necrose, verbleking en chlorose. De twee vormen van necrose treden vooral op na kortdurende blootstellingen; de andere symptomen zijn het gevolg vaiï meer langdurige blootstel­lingen aan lage concentraties (Tonneyk, 1987). Een aantal gevoelige cultivars van tabak reageert met min of meer specifieke symptomen en, wordt, derhalve als indicatoren gebruikt om effecten te bestuderen. Zo, werden in het kader van het Landelijk Meetnet Luchtkwaliteit de grootste effecten op tabak cultivar Bel W3 (in percentages blad­beschadiging) geconstateerd na korte perioden met hoge ozon concentraties (figuur 9, Tonneyk & Posthumus, 1987). Uit de landelijke metingen wordt verder duidelijk dat ozon overal in Nederland in fytotoxische concentraties aanwezig is. De effecten hiervan op de groei en productie van planten zijn duidelijk waargenomen. Zo blijkt uit Amerikaans en Neder­lands onderzoek dat tengevolge van de huidige ozon-belasting de oogstreducties geschat kunnen worden op 1,6 tot 4,7% (Tonneyk, 1988; van der Eerden et al., 1988).

96

120 40a£

Aug. Sept. Okt.

Figuur 9. Gemiddelde ozon-concentraties per dag (lijn) en het percentage bladbeschadiging per week (kolom­men) op tabak cv. Bel W3 (Tonneyck & Posthumus, 1987).

Variatie in ozon (03 ) gevoeligheid/resistentie

Er bestaan grote verschillen in gevoeligheid/resistentie tegen ozon tussen en binnen plantesoorten. Dit is aan­getoond voor een reeks van cultuurgewassen ("gevoelige en resistente" cultivars) bij korte blootstelling aan hoge ozon niveaus en bij langdurige blootstelling aan lage ozon concentraties. Ook in natuurlijke populaties is de variatie in ozonresistentie binnen en tussen populaties vrij algemeen en aanzienlijk. Ze komt voor bij éénjarige en meerjarige planten en bij langlevende naald- en loofbomen (Roose et al., 1982). De ozonresistentie is een "polygeen" bepaald kenmerk en verschillen in resistentie tussen genotypen hebben waarschijnlijk in een aantal soorten geleid tot evolutie van meer resistente genotypen (Berrang et al., 1986).

Deze aanpassingen aan verhoogde concentraties van luchtverontreinigende stoffen zouden gepaard kunnen gaan met "kosten van de resistentie" zoals dat ook is vastgesteld bij aanpassingen van planten aan verhoogde gehaltes aan zware metalen (Ernst, 1983; Pitelka, 1988). Een kwanti­tatieve kosten-baten analyse ontbreekt nog volledig, ook al omdat onduidelijk is op welke wijze de planten zich hebben aangepast. Het vermijden ("avoidance") lijkt een effectief mechanisme tegen korte, hoge ozon belasting, terwijl tolerantie meer waarschijnlijk is in gevallen van langdurige chronische, lage ozon concentraties.

97

Interactie van ozon met andere stoffen Omdat ozonbelasting altijd gepaard gaat met verhoogde

concentraties van andere luchtverontreinigingen zullen combinatie-effecten reeds optreden bij relatief lage concentraties. Zo verhogen zowel S02 en N02 de gevoeligheid voor 03 van een reeks gewassen (Wolting & Mooi, 1984). Ook in natuurlijke vegetaties treedt dit verschijnsel op en 03 lijkt in combinatie met S02 en zure depositie de primaire oorzaak te zijn van de teruggang in vitaliteit van de bossen (Guderian, 1984). Middelmatige en lage doses van fotochemi-sche stoffen veroorzaken ook een grote gevoeligheid voor biotische en abiotische stress (Tonneyck, 1987). Ook zware metalen (Cd, Ni, Zn) versterken de fytotoxische reactie van 03 (Becker et al., 1985), waarbij in een lang lopend experiment een duidelijke verlaging optrad van de potentiële zaadproductie (Dueck, 1986). Op grond van deze gegevens kan worden geconcludeerd dat de huidige ozonconcentraties een reëel risico inhouden voor de natuurlijke vegetaties en in combinatie met andere toxische stoffen dit risico, zelfs wordt verhoogd.

Conclusies '

1. Er zijn verschillen in ozon (03 ) gevoeligheid/resisten­tie waargenomen in een groot aantal plantesoorten (grassen, kruidachtigen, bomen) in met ozon belaste gebieden.

2. Fotochemische stoffen veroorzaken symptomen bij planten zoals schade aan palissade/sponsparenchym, gereduceerde bloemvorming en slechte pollenkieming. Effecten zijn hiervan gemeten in het Landelijk Meetnet Luchtkwaliteit (RIVM/IPO).

3. Effecten van fotochemische stoffen kunnen sterk worden beïnvloed door andere Steffen (zoals zware metale*n).

»*> Dankzegging

» De auteurs zijn dank verschuldigd -aan Ing. A.J. Rotteveel

voor zijn bijdrage aan ' het hoofdstuk over • bestrijdings­middelen

Referenties

Al-Hiyaly, S.A.K., T. McNeilly & A.D. Bradshaw, 1988. The effects of zinc contamination from electricity pylons -evolution in a replicated situation. New Phytologist 110, 571-580. *v

Al-Hiyaly, S.A.K., T. McNeilly & A.D. Bradshaw, 1990. The effects of zinc contamination from electricity pylons -contrasting patterns of evolution in five grass species. New Phytologist 114, 183-190.

Baker, A.J.M., 1981. Accumulators and excluders-strategies in the response of plants to heavy metals. J. Plant Nutr. 3, 643-654.

Becker, K.H., W. Fricke, J. Löbel & U. Schurath, 1985. Formation, transport and control of photochemical

98

oxidants. In: "Air pollution by photochemical oxidants" (R. Guderian, ed.) Ecological Studies Vol. 52 pp.

Berrang, P., D.F. Karrosky, R.A. Mickler & J. P. Bennet, 1986. Can. J. For. Res. 16, 1214-1216.

CBS, 1989. Kwartaalbericht milieustatistieken, jaargang 6 pp 26-30.

Conard, S.G. & S.R. Radosevich, 1979. Ecological fitness of Senecio vulgaris and Amaranthus retroflexus biotypes susceptible or resistant to atrazine. J. Appl. Ecol. 16, 171-177.

Capelleveen, H.E. van, 1985. The ecotoxicity of zinc and cadmium for terrestrial isopods. Internat. Conf. Heavy Metals in the Environment. Athens 1985, pp. 245-247. CEP Consultants Edinburgh.

Darmency, H. & I. Gasquez, 1981. Inheritance of triazine resistance in Poa annua: consequences for population dynamics. New Phytologist 89, 487-493.

Diels, L., S. Veb, L. Hoogberghs & M. Mergeay, 1988. Detection of heterotrophic bacteria with plasmid-bound resistance to heavy metals from belgian industrial sites. Archives Internationales de Physiologie et de Biochemie 96, 384. /

Dueck, Th.A., 1986. Impact of heavy metals and air pollu­tants on plants. Proefschrift Vrije Universiteit Amster­dam.

Dueck, Th.A., W.H.0 Ernst, J. Faber & F. Pasman, 1984. Heavy metal immission and genetic constitution of plant populations in the vicinity of two metal emission sources. Angewandte Botanik 5_8, 47-59.

Edwards, N.T., 1983. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in the terrestrial environment - A review. J. Environ. Qual. 12, 427-441.

Eerden, L.J. van der, A.E.G. Tonneyk & J.H.M. Wynands, 1988. Crop loss due to air pollution in the Netherlands. Environ. Poll. 53, 365-376.

Ernst, W., 1965. Ökologisch-soziologische Untersuchungen der Schwermetall-Pflanzen-gesellschaften Mitteleuropas unter Einschluss der Alpen. - Abhandlungen aus dem Landesmuseum für Naturkunde zu Münster in Westfalen 27(1), 1-54.

Ernst, W., 1974. Schwermetallvegetation der Erde. G. Fischer Verlag Stuttgart.

Ernst, W.H.0., 1983. Ökologische Anpassungsstrategien an Bodenfaktoren. Ber. Deutsch. Bot. Ges. 96, 49-71.

Ernst, W.H.0., 1988. Response of plants and vegetation to mine tailings and dredged materials. In: Salomons, W. & Förstner, U. (eds). Chemistry and Biology of Solid Wastes, pp. 54-69. Springer Verlag, Berlin.

Ernst, W.H.0., 1990. Mine vegetation in Europe. In: A.J. Shaw (ed.) Heavy Metal Tolerance in Plants: Evolutionary Aspects, pp. 21-37. CRC Press Boca Raton, Florida.

Fitter, A.H., 1986. Effect of benomyl on leaf phosphorous concentrations in alpine grasslands. A test of mycorrizal benefit. New Phytol. 103, 767-776

Grève, P.A., S.P. Klapwijk, J.B.H.J. Linders & E.J. van der Plassche, 1989. Bestrijdingsmiddelen in oppervlaktewater uit het akkerbouwgebied in de Haarlemmermeer. Rapportnr. 638812002 RIVM, Bilthoven.

99

Grill, E., E-L. Winnacker & M.H. Zenk, 1987. Phytochelatins, a class of heavy-metal binding peptides from plants, are functionally analogous to metallothioneins. PNAS (US) 84, 439-443.

Gressel, J. & L.D. Segel, 1978. The paucity of plants evolving genetic resistance to herbicides: possible reasons and inplications. J. Theor. Biol. 75, 349-371.

Guderian, R., 1984. Impact of photochemical oxidants on vegetation in the Federal Republic of Germany. In: Grennfelt, P. (Ed) pp. 76-91.

Hall, L.M., & M.D. Devine, 1990. Cross-resistance of a chlorsulfuron-resistant biotype of Stellaria media to a triazolopyrimidine herbicide. Plant Physiol. 93, 962-966.

Harms, H. & C. Langebartels, 1986. Standardized plant cell suspension test systems for an ecotoxicological evalu­ation of the metabolic fate of xenobiotics. Plant Sei. 45, 157-165.

Harmsen, K., 1977. Behaviour of heavy metals in soils. Pudoc Wageningen.

Heimans, E., 1911. Uit ons Krijtland. Amsterdam. Heimans, J., 1936. De herkomst van de zinkflora -aan de

Geul. Nederlandsch Kruidkundig Archief 46, 879-893. Heimans, J., 1961. Taxonomia, phytog*eographical and

ecological problems round Viola calaminaria, the zinc violet. Natuurhistorisch Genootschap Limburg 12, 54-71.

Holt, J.S., A.J. Stemler & S.R. Radosevich, 1981. Differen­tial light responses of photosynthesis by triazine resistant and triazine susceptible Senecio vulgaris biotypes. Plant Physiol. 67, 744-748.

Ietswaart, J.H., W.A.J. Griffioen & W.H.0. Ernst, 1991. Seasonality of VAM infection in three populations of Rgrostis capillaris on soils with or withou-t enrichment of heavy metals. Plant and Soil (in press). .

Kees, H., 1986. Einfluss zehnjähriger Unkrautbekämpfung mit 4 unterschiedlichen Intens»Ltätsstufen unter Berücksich­tigung der Wirtschaftlichen StBhadepsschwelle auf Unkraut­flora und Unkrautsamenvorfat in Öoden. Proc. EWRS Symposium on economic weed control Wageningen pp. 399-406.

Kraal, H. & W. Ernst, 1976. • Influence of copper high tension lines on plants'and soils. Environmental Pollution 11, 131-135.

Landelijk Meetnet Luchtkwaliteit, 1987. Jaarverslag. RIVM-rapport nr. 228702009, Bilthoven.

Langeweg, F. (red.), 1988. Zorgen voor morgen. Nationale milieuverkenning 1985-2010. Samson H.D. Tjeenk Willink, Alphen a.d. Rijn.

Leenaers, H., 1989. The dispersal of metal mining wastes in the catchment of the river Geul (Belgium-The Me.ther-lands). Nederlandse Geografische Studies 102, 1-200.

Marss, R.H., C.T. Williams, A.J. Frost & R.A. Plant, 1989. Assessment of the effect of herbicide spray drift on a range of plant species of conservation interest. Environ. Poll. 59, 71-86.

McBride, J.R. & P.R. Miller, 1987. Responses of American forests to photochemical oxidants. In: "Effects of Atmospheric Pollutants on Forests, Wetlands and Agricul­tural Ecosystems (Eds. T.C. Hutchinson & K.M. Meema) pp.

100

217-228. NATO ASI Series Vol. 916. Springer Verlag Berlin/Heidelberg.

McFarlane, C , T. Pfleeger & J. Fletcher, 1990. Effect, uptake and disposition of nitrobenzene in several terrestrial plants. Environm. Tox. Chem. 9, 513-520.

Melick, H. van, 1987. Scopeophila cataractae (Mitt.) Broth, ook in Nederland. Lindbergia 12 p. 163-165.

Mennema, J., A.J. Quené-Boterenbrood & C L . Plate, 1980. Atlas van de Nederlandse Flora 1. Uitgestorven en zeer zeldzame planten, p. 197 en p. 207. Uitgeverij Kosmos Amsterdam.

Ministerie van Cultuur, Recreatie en Maatschappelijk Werk, 1979. Beschermde planten en dieren aangewezen op grond van de natuurbeschermingswet. Staatsuitgeverij, 's-Gra-venhage.

Otte, M.L., J. Rozema & W.H.O. Ernst, 1988. Ecosysteem Onderzoek Noordelijk Deltabekken 1987. Zware metalen en arsenicum in sediment en vegetatie van de buitendijkse gebieden van het noordelijk deltabekken. Deel 1: Opname van Zn, Cu, Cd en As door de vegetatie van de buiten­dijkse gebieden van het Haringvliet, Het Hollandsen Diep, De Nieuwe Merwede en de Amer. Vakgroep Oecologie & Oecotoxicologie, VU, Amsterdam. /

Otte, M.L., J. Rozema, L. Koster, M.S. Haarsma, S R.A. Broekman, 1989. Iron plaque on roots of Aster tripolium L.: interation with zinc uptake. New Phytol. Ill, 309-317.

Otte, M.L., J. Rozema, M.A. Beek & R.A. Broekman, 1990. Uptake of arsenic by estuarine plants and interactions with phosphate, in the field (Rhine estuary) and under outdoor experimental conditions, The Science of the Total Environment 97/98, 839-854.

Pitelka, L.F., 1988. Evolutionary responses of plants to anthropogenic pollutants TREE 3, 233-236.

Roose, M.L., A.D. Bradshaw & T.M. Roberts, 1982. Evolution of resistance to gaseous air pollutants. In: Effects of Gaseous Air Pollution in Agriculture and Horticulture (Eds. M.H. Umworth & D.P. Ormrod) pp. 379-409. Butter-worth Scientific.

Rozema, J., J. Roosenstein & R. Broekman, 1985. Effects of zinc, copper and cadmium on the mineral nutrition and ion selection of some salt marsh halophytes. In: Ecology of coastal vegetation (W.G. Beeftink, J. Rozema & A.H.C. Huiskes Eds.) pp. 554-556. Jung Den Haag.

Schat, H. & W.M. ten Bookum -van der Maarel, 1991a. Genetic control of copper tolerance in Silene vulgaris (Moench) Garcke. Heredity (submitted).

Schat, H. & W.M. ten Bookum-van der Maarel, 1991b. Multiple metal tolerance in Silene vulgaris (Moench) Garcke (in preparation).

Shaw, A.J., 1990. Metal tolerance in bryophytes. In: A.J. Shaw (ed). Heavy Metal Tolerance in Plants. Evolutionary Aspects, pp. 133-152. CRC Press, Boca Raton, Florida.

Smeding, F.W. & W. Joenje, 1990. Onbespoten en onbemeste perceelsranden in graanakkers. In: "Zonderwijk en VPO" (van Groenendael, J.M., Joenje, W & Sykora, K.V. eds.) pp 129-134. Vakgroep VPO, Adviesgroep Vegetatiebeheer.

Sotiaux, A., Ph. de Zuttere, R. Schumacker, R.B. Pierrot &

101

U. Ulrich, 1987. Scopelophila cataractae (Mitt.) Broth. (Pottiaceae, Musci) nouveau pour le continent européen en France, en Belgique, aux Pays-Bas et en République fédérale allemande. - Cryptogamie, Bryologie et Lichéno-logie 8, 95-108.

Staatsblad, 1973. Besluit beschermde inheemse plante-soorten. Besluit van 6 augustus 1973. Staatsblad 487.

Strek, H.J. & J.B. Weber, 1982. Behaviour of polychlorinated biphenyls (PCBs) in soils and plants. Environ. Poll. Ser. A. Ecol. Biol. 291-312.

Tingey, D.T. & G.E. Taylor, 1982. Variation in plant response to ozone: a conceptual model of physiological events. In: Effects of Gaseous Air Pollution in Agricul­ture and Horticulture (Unsworth, M.H. & Ormrod, D.P., eds). pp. 113-138. Butterworths, London.

Tonneyk, A.E.G. & A.C. Posthumus, 1987. Use of indicator plants for biological monitoring of effects of air pollution: the dutch approach. VDI Berichte nr 609, 205-216.

Tonneyk, A.E.G., 1987. Effecten van ozon op vegetatie. In: "Ozon: fysische en chemische veranderingen in de atmosfeer en de gevolgen" (Guicherit, R., Hem, J. van en Posthumus, A.C. Eds.) pp. 60-65. Kluwer, Deventer.

Tonneyk, A.E.G., 1988. Effect van ozon op gewassen in Nederland. Gewasbescherming 19, 183-192.

Ulsen, F.W. van, 1972. Schapen, varkens en koper. Tijd­schrift voor Diergeneeskunde 97, 735-738.

Verkleij, J.A.C. & J.E. Prast, 1989. Cadmium tolerance and cotolerance in Silene vulgaris (Moench.) Garcke (= S. cucubalus L. Wib.) New Phytol. 111, 637-645.

Verkleij, J.A.C. & H. Schat, 1990. Mechanisms of metal tolerance in higher plants. In: A.J. Shaw .(ed.), Heavy Metal Tolerance in Plants: Evolutionary Aspects, pp. 179-193 (C.R.C. Press, Boca Raton, Florida):

Verkleij, J.A.C., P. Koevoets, J. van 't Riet, R. Ba/ik, Y. Nijdam & W.H.0. Ernst, 1^9^ Poly (gammma-glutamylcys-teinyl) glycines or phytochelatrhs' and their role in cadmium tolerance of Silene vulgaris. Plant Cell and Environment 13, 913-921. * '

Vos, de C.H., 1991. Copper-induced oxidative stress and free radical damage in roots of ..copper^tolerant and sensitive Silene cucubalus. Academisch Proefschrift Vrije Universiteit Amsterdam.

Warwick, S.I., B.K. Thomson, 1982. Comparative growth and atrazine respons of resistant and susceptible population of Rmaranthus from Southern Ontario. J. Appl. Ecol. 19, 611-620.

Wilkins, D.A., 1978. The measurement of tolerance to «daphic factors by means of root growth. New Phytol. 80, 623-633.

Wolting, H.G. & J. Mooi, 1984. Effecten van luchtverontrei­niging op de groei en productie van gewassen. Bedrijfs­ontwikkeling 15, 449-454.

102

AQUATISCHE MOLLUSKEN CHEMISCH ONDER DRUK

H. Hummel1 en G. van Urk2

1 Delta Instituut voor Hydrobiologisch Onderzoek, Vierstraat 28, 4401 EA Yerseke

2 Rijkswaterstaat, Dienst Binnenwateren/RIZA, Postbus 17, 8200 AA Lelystad

Samenvatting

In Nederland is in het algemeen sprake van een lichte ver­mindering van de • chemische druk op aquatische mollusken, echter in relatief schone gebieden kunnen 'uitgestelde nega­tieve' stress-reacties van mollusken mogelijk zijn. Bio-monitoring moet uitgebreid worden met ecofysiologische processtudie in mollusken in relatie tot variaties in omge­vingsfactoren .

Inleiding

Van de belangrijkste klassen der mollusken, zoals de tweekleppigen en inktvissen, komen alle soorten alleen in water voor. Enkel van de klasse der slakken komen, naast soorten in het water, ook soorten op land voor. We zullen ons beperken tot de aquatische mollusken.

Mollusken staan niet alleen onder druk van chemische stoffen van anthropogene oorsprong. Ze staan ook voortdurend onder wisselende druk van fysisch-chemische en biotische omgevingsfactoren, zoals het getij, zoutgehalte, temperatuur, stroomsnelheid, wind, concurrenten om voedsel en plaats, etc.. Dit maakt het moeilijk om eenduidig aan te geven of de Nederlandse mollusken chemisch onder druk staan.

In het onderstaande is het uitdrukkelijk niet onze bedoeling om een uitputtende 'state of the art' voor de chemische druk op de Nederlandse mollusken te presenteren. In dit artikel wordt het samenspel van natuurlijke en anthropogene chemische druk aan de hand van enkele voorbeelden verduidelijkt en aangegeven welke trends er zijn waar te nemen ten aanzien van de ontwikkeling van de chemische druk op mollusken. Tot slot worden op basis van de voorhanden liggende gegevens enkele adviezen gegeven.

De rol van natuurlijke en chemische druk bij inktvissen

Adulte inktvissen van de soort Sepia officinalis komen niet in de Westerschelde voor, maar wel in de Oosterschelde (Paulij, Bogaards & Denucé 1990). Alleen in de Oosterschelde komen de inktvissen tot eiafzetting. De vraag was of de vervuiling in de Westerschelde debet zou zijn aan de afwezigheid van inktvissen. Twee factoren bleken sterke invloed te hebben op de ontwikkeling en overleving van embryo's van deze inktvissen: 1) het zoutgehalte en 2) het gehalte aan zware metalen in het water (Paulij et al.,

103

1990). Bij lage zoutgehalten en hoge gehalten aan zware metalen nam het overlevingspercentage van eieren en embryo's af. Bij een zoutgehalte beneden 26,5% komen de embryo's niet uit hun kapsel en sterven. Bij een koperconcentratie in het water van 25 ppb of meer neemt de overlevingskans van uitgekomen embryo 's af. Een zo hoge koperconcentratie komt in het brakke en zoute deel van de Delta alleen in het oosten van de Westerschelde voor. Echter de Westerschelde heeft, omdat het een estuarium is, voor het overgrote deel een zoutgehalte lager dan 26,5%. Derhalve bleek in het Delta gebied het zoutgehalte eerder dan chemische druk een cruciale factor voor de aanwezigheid van inktvissen.

De invloed van metalen op de ecofysiologie van bivalven

Dat zware metalen in andere gevallen, dan bij inktvissen, juist van doorslaggevende betekenis kunnen zijn bleek uit de groei van het tweekleppige schelpdier Macoma balthlca, het nonnetje.

In het Deltagebied van ZW Nederland werden óp vele plaatsen monsters genomen van nonnetjes om verschillen en veranderingen in zijn groei, condftie en voortplanting te kunnen relateren aan omgevingsfactoren zoals temperatuur, voedselconcentratie of hoeveelheid verontreinigingen.

Wanneer alle data tezamen werden genomen bleek dat in het Deltagebied wisselingen in de groei en conditie van het nonnetje vooral veroorzaakt werden door wisselingen in voedselconcentratie en temperatuur (Goossen, 1989). Echter op een aantal plaatsen bleek de groei van het nonnetje ver achter te blijven bij de verwachtingen; en dit was juist het geval in de relatief schone Oosterschelde. Op die plaatsen waar de groei achterbleef werd een hoog koper gehalte in de dieren aangetroffen (figuur 1 ) ; zelfs veel hogere gehalten dan in nonnetjes van de Westerschelde (figuur 2). Dit terwijl de kope^ehalten in sediment (figuur 2 ) en water van de Oosterschel'de gemiddeld lager waren dan in de Westerschelde. » ,

Klaarblijkelijk is de vorm waarin het koper in het milieu van de Oosterschelde voorkomt meer beschikbaar! voor de biota dan in de Westerschelde. Oorzaak'hiervan kan zijn dat in de Westerschelde meer organische stof, dat koper complexeerd, aanwezig is. De complexerende capaciteit van Oosterschelde water voor koper bleek inderdaad gering (nagenoeg 0) te zijn, en in de Westerschelde hoog (ongeveer 3 ug.1"1)(Absil & Gerringa, mond. med.). Dit houdt in dat in de Oosterschelde een geringe hoeveelheid koper in het water in ionische, bio-beschikbare, vorm aanwezig kan zijnjv daar waar het in de Westerschelde weggevangen wordt.

Het effect van relatief meer beschikbaar koper in de Oosterschelde zal natuurlijk niet tot het nonnetje beperkt blijven. Ook voor de mossel is een relatief hoog kopergehalte in de Oosterschelde waargenomen (Hummel, i.p.)

104

Toename in Conditie of Lengte 10 r

zu ou Koper (ug/g)

- * - Conditie (mg,cm~3) Lengte (mm)

Figuur 1. De toename over het groeiseizoen (maart tot juli) van de conditie (mg drooggewicht per cm3) en de lengte (mm) in Macoma balthica in relatie tot de concentratie koper in de dieren (ug per g drooggewicht)(dieren van de 5 stations uit de Wester- en Oosterschelde gebruikt in figuur 2).

Koper (ug/g)

W8 W7 W6 oe 04

E 3 Sediment Macoma Figuur 2. De concentratie koper in nonnetjes Macoma

balthica en in het omringende sediment (ug per g drooggewicht) voor 3 stations in de Wester-schelde (W) en 2 stations in de Oosterschelde (O).

105

Voor chemische druk gevoelige soorten terug in de Rijn

Zoals uit vorengaande bleek kan een afwijking van het normaal ecofysiologisch functioneren van een organisme een indruk geven van de chemische druk waaraan het organisme blootstaat. Een andere factor die als indicatie voor de graad van verontreinigingen wordt gebruikt is de aan- of afwezigheid van bepaalde soorten. Dit zijn de soorten die aan- of afwezig zijn in gebieden zonder of met verontreinigingen. Hierbij wordt niet gebruik gemaakt van functionele processen maar van structurele aspecten van een ecosysteem. Een bekend voorbeeld hiervan is de situatie in de Rijn.

In de Rijn werden in de jaren zestig vrijwel geen tweekleppige mollusken aangetroffen. In de loop van de daaropvolgende decennia zijn een aantal soorten teruggekomen in de Rijn: eerst Dreissena (rond 1981), later Unio, Anodonta, Pisidium, en recent Sphaerivm, Corbicula, en Lithoglyphus (Bij de Vaate & Greijdanus-Klaas, 1990; Van Urk & Bij de Vaate, 1990). Een soort die wel in het syst,eem van de Rijn thuis hoort en nog niet in Nederland, maar wel bovenstrooms, voorkomt, is Theodoxus/.

In de eerste jaren dat Dreissena weer in de Rijn werd aangetroffen, en daarmee komen we terug bij processtudies, was er duidelijk sprake van sublethale effecten, d.w.z. histopathologische veranderingen in de voortplantingsorganen en groeiremming (Van Urk & Marquenie, i.p.) werden gevonden. De incidentie van deze negatieve effecten nam met de jaren, waarin vooral de concentratie cadmium daalde, af.

Effecten van PCBs

In de Rijn wordt een afname van de chemische druk op de fauna waargenomen. Zover is het nog niet in de Schelde, alhoewel ook hier voor de ,metaalgehalten een afname gedurende de laatste tien jaren wotfdt' gevonden (van Haren 1989). Echter de Poly Chloor Biphenyl (PCB) gehalten zijn in de Schelde nog hoog. En het zijn juist de PCBs die in mosselen M y t l l u s edulis een opvallende jaarcyclus vertonen (Hummel et al 1990). , , *.

In het voorjaar is er een drastische daling (40 tot 60%) van het PCB gehalte in mosselen waar te nemen, in de rest van het jaar is er een toename van het PCB gehalte of blijft het stabiel (figuur 3 ). Volgens de gangbare theorie van 'equilibrium partitioning' staat de concentratie PCB in het organisme in evenwicht met die in het water. Veranderingen in PCB gehalte van de mossel zou dan gelijk op moeten^lopen met concentratie-veranderingen in het water. Een translocatieproef, met dieren verplaats tussen de Ooster-en de Westerschelde, toonde aan dat mosselen uit de Westerschelde de PCBs niet op korte termijn (4 maanden) konden elimineren (Hummel et al., 1989). De mosselen uit de Oosterschelde, die geplaatst waren in de Westerschelde, accumuleerden daarentegen binnen 2 maanden zoveel PCBs dat ze een gelijk gehalte hadden als de oorspronkelijke Westerschelde mosselen. Conclusie is een lager gehalte aan

106

PCB (ug per mossel)

ES3 Nov. 1986 EZ3 Feb. 1987 Mei 1987 ES3 Aug. 1987

Figuur 3. Veranderingen in de PCB concentraties per gemiddelde individuele mossel Mytxlus edulis (van 4 tot 6 cm lengte) van 2 stations in de Westerschelde (W) en 2 stations in de Ooster-schelde (0) door het jaar heen (naar Hummel et al., 1990).

PCBs in het voorjaar bij de mosselen niet veroorzaakt werd doordat water met een lager gehalte aan PCBs in dat jaargetijde langs de dieren stroomde zodat de dieren PCBs (via equilibrium partioning) aan het water zouden verliezen. Bleef de vraag hoe die afname was te verklaren.

De PCBs zitten in de mosselen gehecht aan neutrale lipiden. Neutrale lipiden worden juist opgeslagen in de voortplantingsorganen en vormen de reservestof voor de gameten. In het voorjaar worden de gameten uitgestoten en daarmee het vet en de PCBs ook. De PCBs in de volwassen mosselen worden dus voor de helft in het voorjaar met de voortplantingsproducten naar buiten gestoten. Dit houdt ook in dat gedurende de eerste dagen de embryo's een PCB gehalte hebben dat, zoals waargenomen werd, tot 3 keer zo hoog is dan in de adulten. In sterk met PCBs vervuilde gebieden zal dat leiden tot sterfte van mosselembryo's, en derhalve veranderingen in het normale functioneren van het ecosysteem.

Discussie

Metingen naar de totale concentratie van een verontreinigende stof in sediment, water of organisme kunnen een foutieve indruk geven over de mate van chemische druk op het milieu, zoals het voorbeeld van de slechte groei voor het tweekleppige schelpdier, het nonnetje, bij relatief lage

107

omgevingsconcentraties voor metalen laat zien. Belangrijk is hoeveel is opgenomen, wat de biobeschikbaarheid van de verontreinigende stof is, en wat uiteindelijk de interne speciatie, de verdeling van de stoffen in het organisme, is. Het nonnetje betaalt in de Oosterschelde nu als het ware de tol van het vuil dat terecht is gekomen in een schoon milieu. Er is sprake van een 'uitgesteld' effect van verontreinigingen in een verbeterend milieu; fauna die nog steeds chemisch onder druk staat.

We moeten er anderzijds voor waken, op basis van een goede groei van het nonnetje in de Westerschelde, de conclusie te trekken dat het met de vervuiling van de aldaar wel meevalt. Immers, de chemische vervuiling wordt hier gemaskeerd door de, vanwege eutrofiëring, hoge organische last.

Conclusie is dat het chemisch bepalen van concentraties verontreinigende stoffen in water, sediment of organisme, het inventariseren van de aan- of afwezigheid van soorten, het meten van de conditie, groei of andere ecofysioljogische parameters van een mollusk, als ze op zich worden geïnter­preteerd, geen goede graadmeters voor de chemische druk in het systeem zijn. We moeten steeds meerdere parameters (stress-indicatoren) naast elkaar plaatsen, en daarbij vooral functionele ecofysiologische processen in de organismen in relatie tot hun omgevingsfactoren in ogenschouw nemen.

Derhalve is het essentieel om de ontwikkelingen in ecosystemen gedetailleerd te blijven volgen in een monitoring systeem waarbij niet alleen, zoals tot nu toe vaak geschiedt, naar aan- of afwezigheid (biomassa, aantallen) van dieren in het ecosysteem in de" loop van de tijd wordt gekeken, maar juist ook naar processen, naar het functioneren, het welbevinden, van de organismen in het systeem wordt gekeken. • . •

Mollusken zijn geschikte dieren voor het inrichten van monitoring-programma's aangezien de fysiologie en ecologie van vele soorten, zoals de mossel M y t i l u s edulis, het nonnetje Macoma balthlca, de driehoeksmosisel Dreissena polymorpha en Corbicula flumineà goed 'onderzocht is, en de temporele en spatiele variatie in de verschillende factoren bekend is. Daarnaast zitten veel mollusken van juveniel stadium af vast aan het substraat, hetgeen een goede indruk geeft van de chemische druk ter plekke. Daarenboven de brede geografische verspreiding van vele soorten, de relatief lange levensduur, en grote handelbaarheid in experimenten maken de mollusken maken de mollusken in vervuilingslstudies breed inzetbaar.

Conclusies

- Globaal lijkt er in Nederland sprake te zijn van een lichte vermindering van de chemische druk op aquatische mollusken. - Juist in de relatief schonere gebieden kunnen 'negatieve' stress-reacties (bijv. lage groei) van mollusken mogelijk

108

zijn. - Bio-monitoring zou uitgebreid moeten worden met het meten van ecofysiologische parameters van mollusken in relatie tot omgevingsfactoren, waartoe bijvoorbeeld ook hoort dat onder­zocht wordt in welke vorm een metaal aanwezig is, zodat negatieve effecten in relatief schone gebieden tot de verwachtingen kunnen behoren. Vanzelfsprekend zal het dan nodig zijn het onderzoek te concentreren op enkele plaatsen.

Dankwoord

Dank is verschuldigd aan Dr. A. bij de Vaate voor de door hem ingebrachte aanvullingen en verbeteringen in de tekst.

Literatuur

Haren, R.J.F, van, 1989. Accumulatie model voor zware metalen in de mossel Mytilus edulis, een black-box model en een fysiologisch gestructureerd model. Notitie Rijkswaterstaat, Dienst Getijdewateren, GWAO-89.240.

Goossen, W.-J., 1989. Groei en stressparameters bij het nonnetje (Macoma balthica) in de Ooster- en Westerschelde. DIHO, Studentenverslagen, D4-1989, 87 pp.

Hummel, H., R.H. Bogaards, J. Nieuwenhuize, L. de Wolf and J.M. van Liere, 1990. Spatial and seasonal differences in the PCB contentof the mussel Mytilus edulis. Sc. Total Environm. 92: 155-163.

Hummel, H., J.P. UitOudeGroeneveld, J. Nieuwenhuize, J.M. van Liere, R.H. Bogaards & L. de Wolf, 1989. Relationship between PCB concentrations and reproduction in mussels Mytilus edulis. Mar. Environm. Res. 28: 489-493.

Paulij, W.P., R.H. Bogaards & J.M. Denucé, 1990. Influence of salinity on embryonic development and the distribution of Sepia officinalis in the Delta area (South Western part of The Netherlands). Mar. Biol. 107: 17-23.

Paulij, W.P., W. Zurburg, J.M. Denucé & E.J. van Hannen, 1990. The effect of copper on the embryonic development and hatching of Sepia officinalis L. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 19: 797-801.

Urk, G. van & A. Bij de Vaate, 1990. Ecological studies in the Lower Rhine in The Netherlands. Limnologie aktuell, 1: 131-145.

Urk, G. van & J.M. Marquenie, i.p.. Environmental behaviour of cadmium: who are at risk and why? In: J.-P. Vernet (ed.), Proceedings International Conference on Heavy Metals in the Environment 2: 456-459, Edinburgh.

Vaate, A. Bij de & M. Greijdanus-Klaas, 1990. The asiatic clam Coriicula fluminea (Müller, 1774 ) (Pelecypoda, Corbiculidae), a new immigrant in the Netherlands. Bull. Zool. Mus. Amsterdam 12, 12: 173-178.

109

ARTHROPODEN EN WORMEN CHEMISCH ONDER DRUK

H. Eijsackers

Speerpuntprogramma Bodemonderzoek, Postbus 37,6700 AA Wageningen

Samenvatting

Om te weten of de stand van arthropoden of wormen achteruit gaat door de schadelijke invloed van chemische stoffen, zal kennis over deze "stand" en over de "schade­lijkheid" beschikbaar moeten zijn. Ten aanzien van beide aspekten blijkt er een aanzienlijk gebrek aan kennis te zijn.

Langjarige, landelijke inventarisaties zijn slechts van een beperkt aantal arthropodengroepen (vlinders en loop-kevers) aanwezig. Daarnaast zijn er inventarisaties van specifieke diergroepen in één bepaald terrein. Geen van deze studies noemt chemische stoffen als faktor die de stand beperkt. Wel wordt verandering van habitat o.i.v. voedsel-rijkdom genoemd. '

Laboratoriumstudies over dosis-effektrelaties van bestrijdingsmiddelen op natuurlijke vijanden (arthropoden) en bodemdieren en van zware metalen op bodemdieren zijn wel voorhanden. Daaruit blijkt dat een groot aantal stoffen potentieel schadelijke effekten kan hebben. Waarnemingen daarvan in statistisch opgezette veldproeven of -inventa­risaties zijn echter uiterst schaars. Niettemin vormt het regelmatig uitbreken van plagen van fytofage insekten een aanwijzing dat - waarschijnlijk o.i.v. bestrijdingsmiddelen - het bestand van hun natuurlijke vijanden is gereduceerd. Daarnaast zullen echter andere faktoren zoals teeltmaat-regelen en veranderingen in het (agrarisch) landschap een rol spelen.

Van een groot aantal chemische stoffen is in het geheel niet bekend wat hun invloed op arthropoden en wormen is.

Naast het inhalen van de kennisachterstand t.a.v. bovengenoemde stoffen, zal ook aanvullend aandacht moeten worden besteed dosis-effektonderzoek, bioassays, risiko-analyse en veldvalidatie.

Inleiding

Bij een publieksenquête in de Verenigde Staten naar de voorkeur voor verschillende diergroepen, bleken de arthro­poden zeer laag te scoren. De ervaringen met hinderlijke of "gevaarlijke" representanten gaven de doorslag in de waardering (Van Lenteren, 1985). Ook ten aanzien van regenwormen is de reaktie van de meeste mensen afwerend.

Beide diergroepen vervullen een belangrijke rol in het funktioneren van terrestrische ecosystemen. Ook hebben zij een soms dominerende invloed op menselijke aktiviteiten, zoals landbouw. Die kan positief zijn (bestuiving, biolo­gische plaagbestrijding, verhoging bodemproduktiviteit), maar ook negatief: plaaginsekten (tabel 1).

lil

Tabel 1. Positieve en negatieve betekenis van arthropo-den en wormen.

arthropoden

bestuivers predator honingproducent schoonheid onderdeel ecosysteem

regenwormen

afbrekers voedselkringloop bodemvormer onderdeel ecosysteem

concurrent voedsel overbrenger ziekten beschadiger goederen veroorzaker irritatie/pijn

concurrent voedsel

0 20 40 60

totaal

droog

bos

oever

ruderaal

afgenorr

^ S l V//////A

^ ^ ^ 1 V/A ^ ^ ^ X/////À ^ Y////////A

^ L \y///////////A en gelijk geble\

^ ^ 1 ier\ toegenomen

Y///////Û

0 100% '

96 134 144 374

46 38 20 104

8 7 6 21

2 4 63 71 158

9 9 27 45

50

S '. 100% _i l

^^M v e rdwenen

| A a f genomen

ge l i jkgebleven

Figuur 1. De voor- en achteruitgang van A) loopkevers (1890-1950 t.o.v. 1950-heden) en B) dagvlinders (1900-1980 t.o.v. 1981-1986). (Bron: Loopkever-databank EIS en Databank Landelijk Dagvlinder-proj eet)

112

Het is daarom niet verwonderlijk dat in land- en bosbouw veel aandacht is besteed aan bestrijding van deze plaag-insekten, de laatste 40-50 jaar in steeds grotere mate met chemische middelen.

Deze chemifikatie, . in kombinatie met een algehele verhoging van de chemische belasting van het milieu, heeft echter ook nadelige effekten op niet-plaag arthropoden en andere organismen, die op of in de bodem met chemische stoffen in aanraking kunnen komen.

In dit hoofdstuk zal worden nagegaan wat bekend is over de achteruitgang/ verschuiving in de aantallen arthropoden en wormen. Vervolgens zal worden nagegaan wat de invloed van chemische stoffen is. Tenslotte zal worden aangegeven op welke wijze aanvullende informatie vergaard zal moeten worden.

De stand van arthropoden en wormen

Ter voorbereiding van het Natuurbeleidsplan (NBP) is door Weinreich en Musters (1989 ) samen met vele terzake kundigen de stand van de Nederlandse flora en fauna opgemaakt. Van de arthropoden komen dagvlinders, loopkevers en libellen aan de orde; de regenwormen komen in het geheel niet aan t>od. In een rapport over de internationale betekenis van de

ruderaal

4%% \

Figuur 2. Relatieve voor- en achteruitgang van loopkevers per ecologische groep in verschillende landschapstypen tussen 1890 en heden. (Bron Loopkeverdatabank, EIS).

113

Nederlandse natuur (Wolff et al., 1989) wordt aanvullende informatie gegeven over de toestand van sprinkhanen en krekels, de mieren en de aquatische insekten in Nederland.

Er is voor een groot aantal groepen van soorten sprake van een achteruitgang (figuur 1) of van een, soms komplexe, verschuiving in de soortenbestanden (figuur 2). Geen van de auteurs noemt echter chemische belasting als oorzaak. Met name achteruitgang van specifieke habitats onder druk van toenemende voedselrijkdom wordt als oorzaak van geconsta­teerde veranderingen aangevoerd.

Enkele langjarige meetreeksen aan de dennespanner (Klomp, 1966), loopkevers (Den Boer, 1979) en regenwormen (Van Rhee & Nathans, 1973) geven evenmin aanwijzingen over een duidelijke negatieve invloed van chemische belasting. Met name t.a.v. de regenwormen mag dit verwonderlijk heten. Deze werden bemonsterd in boomgaarden waar bestrijdings­middelen in aanzienlijke mate werden toegepast.

Ook langjarige inventarisaties in bepaalde terreinen zoals het duingebied Meijendel (Bakker, 1974) of de nieuwe polders (100, 1982) gaven geen aanleiding een dergelijke invloed te veronderstellen, al leenden de betreffende terreinen zich minder voor het vaststellen van een dergelijke invloed.

Als konklusie kan worden gesteld, dat het beschikbare cijfermateriaal over aantallen arthropoden en regenwormen beperkt is en niet gericht op het vaststellen van een invloed van chemische stoffen. Het materiaal dat beschikbaar is geeft ook geen indikatie van een duidelijk nadelige invloed van chemische stoffen.

Een invloed van chemische stoffen, m.n. bestrijdings­middelen, in landbouwecosystemen op arthropoden ligt echter voor de hand, gegeven de brede werking van deze bestrij­dingsmiddelen en de aanwezigheid van vele andere arthropo-densoorten naast het beperkte aantal plaagsoorten. Echter, de inventarisaties ter vaststelling van die- invloed zijn niet uitgevoerd. Dit komt ten dele omdat het moeilijk is een goede blanko te hebben, tfe , weten een landbouws^steem volgens exakt dezelfde opzet, iticukr zonder, chemische

Tabel 2. Aantal publikaties 'van 'effekten of opname van groepen van stoffen op anneliden én arthropoden in bodems of sedimenten (Bibsis).

zware metalen chlor.koolw.st. PAK's PCB's dioxinen bestrij dingsmiddelen olie

Effekt bodem sediment 0 2 2 0 2 4 1 1 1 0 3 3 4 29

Opname bodem 0 1 1 1 3 3 0

sediment 2

11 18

9 **• 3 3 2

Trefwoorden zoekprofiel en resulterende aantallen referenties: Anneliden 16.776 Arthropoden 36.799

Stoffen 52.842 Bodem+sediment 144.968 An+Ar+St+Bo+Sed: 147 (waarvan 109 bruikbaar)

114

bestrijding. Bovendien moet dit zodanig groot zijn dat im-en emigratie naar en van het proefterrein geen doorslag­gevende rol in de aantalsveranderingen spelen. In paragraaf 4 wordt hierop teruggekomen. Eerst wordt nagegaan wat bekend is uit laboratorium- en proefveldonderzoek over de poten­tiële effekten van chemische stoffen op arthropoden en regenwormen.

Potentiële effekten van chemische stoffen

Referenties over effekten en blo accumul at Ie In bodems en sedimenten

Om een overzicht te krijgen van de beschikbare literatuur is een uitdraai gemaakt van het BlOSIS-bestand, dat literatuur bevat vanaf 1970. Het resultaat is samengevat in tabel 2, waarin tevens het zoekprofiel is aangegeven. In sedimenten is relatief veel onderzoek gedaan naar effekten van chemische stoffen, m.n. betreffende olie, gechloreerde koolwaterstoffen en PAK's, in terrestrische bodems zeer veel minder.

Referenties over effekten van chemische stoffen op bodem­organismen

Denneman en Van Gestel (1990) deden eenzelfde studie, maar met een veel uitgebreider zoekprofiel v.w.b. de stoffen. Deze studie was gericht op een onderbouwing van de door de overheid voor de bodemsanering te hanteren C-waarden.

Voor de afleiding van de gehanteerde grenswaarden is het RAB-systeem (Risico Analyse Bodem) gebruikt (Van Straalen, 1989 ). Teneinde voldoende nauwkeurig de gemiddelde gevoelig­heid van bodemdieren voor een bepaalde stof of groep van stoffen en het 95% betrouwbaarheidsinterval van deze gevoeligheid te kunnen schatten, zijn minimaal vijf toetsen met verschillende diersoorten nodig. Zoals tabel 3 aangeeft wordt dat kriterium slechts gehaald voor 3 van de 11 in het onderzoek betrokken zware metalen, voor 1 van de 38 gechloreerde koolwaterstoffen en voor 3 van de 95 bestrij­dingsmiddelen. Nemen we als kriterium dat er op zijn minst één referentie is, dan blijkt er niets te vinden te zijn over 2 van de 11 zware metalen, 9 van de 13 aromatische verbindingen, 28 van de 38 gechloreerde koolwaterstoffen en 26 van de 95 bestrijdingsmiddelen. Bekijken we nader bij welke organismengroepen effekten onderzocht zijn (tabel 4), dan zijn dat vooral de regenwormen. Ook loopkevers (Coleop-tera) en springstaarten (Collembola) zijn redelijk onder­zocht, terwijl het opvallend grote aantal bestrijdings­middelen waarvan het effekt onderzocht is bij Heteroptera op één studie slaat. Het gaat daarbij in alle gevallen om laboratoriumonderzoek.

115

Tabel 3. Aantal organismen waarvoor effekten van verschil­lende stoffen getoetst zijn. Tussen haakjes achter iedere stofgroep het totaal aantal verbindingen waarover literatuur gezocht is (Denneman en Van Gestel, 1990).

zware metalen (11) arom. verbindingen (13) PAK's (2) gechloreerde koolwaterstoffen (38) PCB's (1) dioxinen (1) bestrijdingsmiddelen (95):

hooggechloreerde (10) benzimidazolen (2) triazinen (1) organofosfaten (26) carbamoyl-oxinen (3) dithiocarbamaten (4) pyrimidinen (1) quats (2) carbamaten (12) rest niet-gechloreerd

rest gechloreerd (23) (11)

> 5

3

1

3

1 1

1

3-5

3

1

10

4 1

2 2

,,1 *

1-2

3 4 1 9 1 1

56

6 1

23 1 2 1 2 6 8 6

0 org. groepen

2 9

28

26

2

• ' 5 3

16

Tabel 4. Aantal publikaties waarin effekten van verbindingen zijn onderzocht op groepen bodemdieren (Denneman en Van Gestel, 1990).

Oli Col Coli Aca Nem Mol Iso Aran Het Pro

zware metalen 43 arom. verbindingen 4 PAK's 1 chlor.koolw.st. 27 PCB's dioxinen 1 bestrijdingsmidd. 95 18 38

• 2. 1»*

13

Oligochaeta, Coleoptera, Collembola, Acari, Mollusca, Isopoda, Aranea, Heteroptera, Protozoa.

Nematoda,

Effekten van bestrijdingsmiddelen en andere stoffen op natuurlijke vijanden **.

Een derde databestand-studie betreft het werk van Croft en Theiling (1989) naar de effekten van bestrijdingsmiddelen op natuurlijke vijanden. Uit figuur 3 komt naar voren dat het voor het merendeel (ca. 70%) laboratoriumonderzoek betreft, terwijl minder dan 30% veldonderzoek betreft. Wordt daarbij een onderscheid gemaakt tussen onderzoek met en zonder statistische toetsing, dan blijkt maar een zeer beperkt deel

116

(< 9%) betrekking te hebben op statistisch getoetst veldonderzoek.

Croft en Theiling hebben de onderzoeksresultaten ook ingedeeld naar toxiciteitsklassen. Ongeacht het type onderzoek zoals gehanteerd in figuur 3 heeft éénderde deel van de bestrijdingsmiddelen een toxisch effekt lager dan 30%, één derde heeft 30-90% toxisch effekt en één derde een toxiciteit hoger dan 90%. In tabel 5 zijn de toxiciteits­klassen voor de verschillende groepen van bestrijdings­middelen aangegeven. Insekticiden zijn voor natuurlijke vijanden het meest toxisch, maar ook de andere groepen hebben een toxische werking, voor sommige individuele middelen tot een aanzienlijk niveau.

Concluderend is er over de effekten van bestrijdings­middelen op economisch belangrijke arthropoden (natuurlijke vijanden) redelijk veel informatie voorhanden. Deze informatie bevestigt de aanname dat bestrijdingsmiddelen potentieel een aanzienlijke toxische werking kunnen hebben op natuurlijke vijanden.

Ook over effekten van zware metalen is redelijk veel informatie beschikbaar.

In de bovengenoemde literatuurbestanden komen weinig tot geen referentie voor betreffende effecten van andere stoffen dan bestrijdingsmiddelen en zware metalen. Dit betreft een aanzienlijk aantal aromatische verbindingen, gechloreerde koolwaterstoffen, PAK's en PCB's, die allen vanwege effekten in aquatische systemen of vanwege chemische gelijkenis met andere toxische stoffen door de overheid op een lijst van verdachte stoffen zijn geplaatst. Snelle opvulling van deze kennisachterstand lijkt dringend gewenst.

40

30

20

10

Percentage van totaal

Veldonderzoek Lab.onderzoek LC/LD50 uit samenvatting

H l Alle waarnemingen I H J Statistische analyse

Figuur 3 . Typen o n d e r z o e k n a a r n e v e n w e r k i n g e n van b e s t r i j d i n g s m i d d e l e n . (Naar : T h e i l i n g , 1 9 8 7 )

117

Tabel 5. Toxiciteitsklassen van verschillende groepen bestrijdingsmiddelen voor natuurlijke vijanden (Croft & Theiling, 1988).

Chemische verbinding Aantal Gemiddelde referenties toxiciteitsindex*

insekticiden pyrethroiden 701 organofosfaten 5.089 carbamaten 1.353 DDT derivaten 616 gechloreerde koolwaterstoffen 884 juveniel hormoon analogen 297 anorganische verbindingen 226 plantaardige extrakten 319 chitine remmers 162 microbiële Produkten 490

fungiciden nitrofenol derivaten 65 carbamaten 217 anorganische verbindingen 191 diverse organische verbindingen 650

acariciden carbamaten IA nitrofenol derivaten 262 DDT derivaten 73 organotin verbindingen 188 gechloreerde koolwaterstoffen 9 zwavelverbindingen 228

herbiciden nitrofenol derivaten 15 heterocyclische N-verbindingen 35 ureum derivaten 29 carbamaten 12 diverse organische verbindingen 12 organometaal verbindingen 12

phenoxy-alkyl derivaten 12

4,00 3,88 3,75 3,69 3,54 3,06 2,87 2,84 2,83 2,20

3,29 2,68 2,67 2,46

4,45 3,18 2,80 2,78 2,33 2,25

3,74 3,28 2,93 2,67 2,57 2,17 2,00

* Toxiciteitsindex gebaseerd op*de volgende schawl: 1 : 0 effekt, 2 : < 10% effekt,r$ : 10-30%, effekt,

effekt, 5 : > 90% effekt. 31-90%

Veldonderzoek

Zoals in de vorige paragraaf is aangegeven, is er niet al teveel veldonderzoek dat voldoet aan de eis van een statistisch onderbouwde opzet en uitwerking van resultaten. Naast deze statistische opzet zijn er nog een aantal ••endere voorwaarden waaraan voldaan zou moeten worden:

- zuiverheid van proefopzet

- omvang proefpercelen

- omvang bemonstering

118

- duur bemonstering.

Voorwaarden voor goed veldonderzoek aan arthropoden

Zuiverheid van proefopzet betreft één van de grondregels van wetenschappelijk onderzoek: alleen de te bestuderen faktor moet als variabele in de proefopzet zijn opgenomen. Ten aanzien van landbouwsystemen blijkt dit een haast onoverkomelijke barrière te vormen, aangezien teelt en teeltmaatregelen nauw samenhangen en het gebruik van b.v. bestrijdingsmiddelen in de huidige teeltsystemen een welhaast onlosmakelijk onderdeel daarvan vormt. Het is zeer moeilijk een adequate kontrolesituatie te kreëren, zodat vaak een vergelijking gemaakt zal moeten worden tussen chemische en geïntegreerde of ecologische bestrijdings­middelen, of tussen verschillende methoden (= middelen) onderling.

De omvang van proefpercelen is van belang in verband met de aktieradius van de te bestuderen organismen. Vanwege de mobiliteit van dieren kunnen zij zich onttrekken aan de invloed van b.v. bestrijdingsmiddelen i.r.t. de ongelijk­matige verdeling van het middel. Daarnaast zal na de toepassing immigratie kunnen optreden van buiten het proefperceel. Bij oppervlakte-dieren kunnen de afgelegde afstanden per dag aanzienlijk zijn (voor loopkevers tientallen meters ! ) , waardoor ook de omvang van de proef­percelen aanzienlijk moet zijn (Everts et al., 1989).

De omvang van de bemonstering heeft te maken met de veelvormigheid van de organismen in de bodem en de gespecia­liseerde bemonsteringsmethoden die voor verschillende groepen nodig zijn (zie b.v. Eijsackers & Van de Bund, 1980). Niettemin zullen met deze methoden bepaalde groepen in de bemonsterde dieren onder- of oververtegenwoordigd worden. Met deze verschillen dient vooraf rekening te worden gehouden.

De duur van de bemonstering hangt nauw samen met de hierboven genoemde keuze van organismengroepen. Deze groepen kennen ieder hun eigen seizoensgebonden aktiviteitsperiode. Wil men inzicht krijgen in de beïnvloeding van een bepaalde groep, dan zal men gedurende de aktiviteitsperiode moeten monsteren; bij voorkeur gedurende de gehele periode.

Gekombineerd veld/laboratorium-onderzoek naar effekten van deltamethrin

Een voorbeeld van een veldonderzoek, dat voldoet aan de bovenbeschreven voorwaarden, is het werk van Everts en Jagers op Akkerhuis over de effekten van deltamethrin op arthropoden in graanvelden behandeld met deltamethrin. Na een brede inventarisatie van graanpercelen in Zuidelijk Flevoland (groot oppervlak, homogene bodem- en gewasstruk-tuur, geen voorafgaande verontreiniging) kon worden vastgesteld welke aan het bodemoppervlak aktieve arthropoden door deltamethrin worden beïnvloed. Dit bleek een groep van spinnen te zijn (Everts et al., 1989) en enkele soorten kortschildkevers. In het algemeen bleven de effekten van beperkte omvang. Vervolgens is in nadere veldproeven

119

nagegaan welke andere teeltmaatregelen op deze arthropoden van invloed kunnen zijn. Grondbewerking (Everts et al., 1990) en gewasrotatie (Jagers op Akkerhuis et al., 1988) hadden vaak een grotere nadelige invloed op de aantallen arthropoden dan de toepassing van bestrijdingsmiddelen.

Verder is in het laboratorium vastgesteld welke milieu-faktoren met name van invloed zijn op de blootstelling/bio-beschikbaarheid van deltamethrin voor deze spinnen. Met name de mobiliteit van deze spinnen gedurende de eerste paar uur na bespuiting bepaalde voor het overgrote deel de blootstel­ling en het uiteindelijke effekt van deltamethrin (Everts, 1990).

Recent is door Jagers op Akkerhuis (pers. med.) gewerkt aan een gedetailleerde en intensieve bemonstering van de diverse "omgevingsfactoren" onder veldomstandigheden. Met behulp van een ontwikkeld simulatiemodel is het mogelijk het aantal aktieve spinnen onder verschillende veldomstandig­heden te schatten. In kombinatie met de laboratoriumresul­taten over de gevoeligheid voor deltamethrin van de spinnen onder verschillende omstandigheden, kan een nauwkeurige schatting worden gemaakt van de te verwachten nadelige effekten onder bepaalde milieu-omstandigheden. Afhankelijk van de weersomstandigheden kunnen déze effekten aanzienlijk variëren; soms treden bij 1/20 vart de praktijkdosis reeds effekten op.

Ook als de nadelige effekten slechts van korte duur zouden zijn, moeten we ons realiseren dat de rol van de predatore spinnen gedurende specifieke perioden in het seizoen essentieel kan zijn aangetast. Redukties in aantallen gedurende die, relatief korte perioden, zouden aanzienlijke konsekwenties kunnen hebben voor de aantallen van de prooi soorten.

Dit soort uitgebreide veld- en laboratoriumstudies is uiterst beperkt. Zij kunnen echter als leidraad dienen om de relevantie van ecotoxische risiko-schattingsmethoden op basis van laboratoriumonderzoek te valideren. Daarnaast zal op kreatieve wij ze gebruikt moeten • worden gemaakt van "praktijk"-experimenten, ook al zouden deze niet volledig voldoen aan de hiervoor geschetste« voorwaarden voor onderzoek.

I Praktijk-experimenten

Behalve met grote proefvelden, zijn ook een aantal Projekten uitgevoerd waarin:

onbehandelde veldjes in een bespoten gebied werden vergeleken met onbespoten gebieden;

spuitvrije perceelsranden werden bemonsterd;

ecologisch beheerde proefvelden werden vergeleken met bespoten velden;

verschillende teeltsystemen onderling werden vergeleken.

Het eerste voorbeeld is in onze Europese landbouwsystemen

120

in feite niet meer te vinden. Klingauf (1988) geeft een voorbeeld .van katoenvelden in Iran, waar de aantallen roofvijanden in een onbespoten gebied 4x hoger waren dan in onbespoten percelen in een bespoten gebied. Het zal duidelijk zijn, dat bij een dergelijke waarneming statis­tisch vereiste voorwaarden niet te realiseren zijn.

Hald & Reddersen (1990) vonden in "ecologisch" bewerkte graanvelden een 2x zo hoog bestand aan ongewervelden. Dit leek mede verband te houden met aanzienlijke verschillen in de aantallen en soorten kruiden tussen graanvelden waar ecologisch danwei chemisch bestrijding plaatsvond.

Onderzoek in spuitvrije zones is uitgevoerd in Engeland (Sotherton et al., 1988) en Denemarken (Bodil Hald et al., 1988). Probleem is hier de reïmmigratie. In ieder geval is vastgesteld, dat in deze qua oppervlak relatief geringe zones arthropoden kunnen overleven, ondanks de uitgevoerde bespuitingen in de naastgelegen percelen.

Van een langjarige vergelijking van verschillende teeltsystemen is het Boxworth-projekt een bekend voorbeeld. Gedurende de periode 1981-88 bleek dat in de gangbaar beteelde velden de herbivore en de weinig mobiele Insekten sterk in aantal gereduceerd waren. Ook uit dit soort praktijkwaarnemingen komt de gedachte naar voren, dat mobiliteit en ontwijking belangrijke veiligheidsmechanismen kunnen zijn voor arthropoden.

Naast deze min of meer onderzoeksmatig onderbouwde praktijksituatie, zijn er nog de talrijke waarnemingen uit de praktijk zelf (m.n. de groente- en fruitteelt) b.v. de na uitroeiing van natuurlijke vijanden optredende massieve mij tenplagen.

Ook ten aanzien van regenwormen of ten aanzien van het bodemleven i.h.a. zou een dergelijke opeenvolging van waarnemingen kunnen worden gegeven, zij het minder volledig gedokumenteerd. Enige overzichtsartikelen betreffende nevenwerkingen van bestrijdingsmiddelen zijn opgenomen in de literatuurlij st.

Als konklusie kan worden gesteld dat op verschillende niveau's van onderzoek - proefplotonderzoek, proefveldonder-zoek, praktijkonderzoek - duidelijke en omvangrijke nadelige beïnvloeding van de aantallen arthropoden en regenwormen bekend is. Probleem is echter, dat bij kritische beschouwing behalve bestrijdings-middelen ook andere (teelt)faktoren van invloed konden zijn op deze aantallen. Aan één van deze faktoren, de veranderingen in het agrarisch landschap, is nog weinig aandacht besteed, al wordt deze door Weinreich & Musters (1989) wel als belangrijkste faktor genoemd. Uit kartografisch onderzoek van Barends (1987) blijkt, dat het aantal en de omvang van de natuurlijke landschapselementen­begroeiing perceelsranden, voorkomen woeste grond, veran­dering van grondgebruik - sterk veranderd is. Dit is samen­gebracht in één kaart (figuur 4), waaruit naar voren komt, dat met name in het oosten en zuiden van ons land vrijwel alle percelen matig tot sterk veranderd zijn.

Mede door deze ingrijpende wijzigingen is het eigenlijk onmogelijk om de basale vraag achter deze bijdrage - is de stand van arthropoden en regenwormen onder invloed van chemische belasting blijvend veranderd - met ja of met neen

121

0 licht veranderd

fH matig veranderd

•anderd

iü. Atf.

atf;

.«Si

-n

Figuur 4. Mate van veranderingen in percelen in 1980 t.o.v. 1900. (Bron: Barends, 1987\.

te beantwoorden. Wat zal er daarom moeten get>euren om over de invloed van chemische stoffen een dergelijke uitspraak te kunnen doen?

Konklusies en aanbevelingen * '

Koriklusies _ , '.

Als algemene konklusie komt naar voren, dat er een geweldige kennisachterstand is t.a.v. effekten van chemische verbindingen anders dan bestrijdingsmiddelen en zware metalen.

Van bestrijdingsmiddelen en zware metalen is in laborato­riumonderzoek vastgesteld, dat potentieel de nadelige effekten aanzienlijk kunnen zijn.

Statistisch goed onderbouwd veldonderzoek/veldvalidatie is uiterst beperkt. Uit één van deze onderzoeken komt naar voren, dat in het algemeen de effekten beperkt van omvang zijn, maar dat onder specifieke weersomstandigheden bij lage doseringen (1/20 van de praktijkdosis) effekten optreden. Uit praktijkonderzoek blijkt aan de andere kant dat de aantallen arthropoden en regenwormen in gangbare

122

landbouwsystemen aanzienlijk gereduceerd zijn. Naast het gebruik van bestrijdingsmiddelen in deze

gangbare systemen, kunnen echter ook andere teeltmaatregelen (b.v. bodembewerking) een grote bijdrage aan deze reduktie leveren. In het agrarisch gebied speelt verder de veran­dering van het agrarisch landschap voor arthropoden een rol.

Onderzoek ter onderbouwing van beleid

Wil onderzoek een goede onderbouwing van het beleid kunnen leveren, dan zal dit daarop moeten aansluiten. Dit lijkt voor de hand liggend, maar is niet zo gemakkelijk te realiseren, doordat onderzoek eerst na enige jaren resul­taten gaat opleveren.

Daarom wordt in de volgende paragrafen eerst aangegeven welke beleids-alternatieven er m.i. zijn om - gezien de enorme aantallen stoffen en de reeds opgetreden milieupro­blemen - binnen redelijke termijn tot adequaat beleid te komen. Vervolgens zal worden geschetst hoe onderzoek hierop kan aansluiten of op kan worden toegesneden.

Gekwantificeerd risiko-evaluatiesysteem vs. expert judgement

Gegeven de enorme aantallen stoffen in het milieu en de voortdurende toename daarvan, is het noodzakelijk reeds op dit moment over een goed eerste beoordelingssysteem te beschikken. Het RAB-systeem biedt daarbij - met alle beperkingen die dit systeem mogelijk (nog) heeft - de mogelijkheid om op gekwantificeerde en geobjektiveerde wijze een berekening te maken van de spreiding in gevoeligheid van alle te beschermen organismengroepen op basis van de resultaten van onderzoek aan een beperkt aantal toets-soorten.

Het hanteren van een bepaalde grenswaarde (hoeveel procent van de soorten bij het betreffende niveau van een stof geen waarneembaar nadelige effekten vertoont) blijft even diskutabel, welke hoogte van dit niveau: 5%-, 1%- of zelfs 0.01% ook wordt gehanteerd. Gegeven het totale aantal op de aarde aanwezige soorten organismen, zullen namelijk zelfs bij het laagste niveau bepaalde, door ons op subjektieve gronden te beschermen, organismen niet beschermd worden.

Aan een dergelijke geobjektiveerde berekeningswijze is in principe echter de voorkeur te geven boven het t.a.v. bestrijdingsmiddelen gehanteerde expert judgement systeem. Indien bij stoffen om welke redenen dan ook gewerkt moet worden met een onvolledig dossier, zullen experts inter- of extrapoleren op basis van Fingerspitzengefühl. Bij het RAB-systeem komt een beperktere hoeveelheid kennis automatisch tot uiting in de berekende spreiding en dus in de risiko-kans.

Overigens moet ook bij het RAB-systeem naar aanleiding van de cijfermatige uitwerking een nadere ecotoxicologische beoordeling van de resultaten moet plaatsvinden. Daarbij moet mede gelet worden op de aard van de verwerkte onder­zoeksgegevens (welke proefdieren, welke proefomstandigheden, wat voor soort proeven, e t c ) .

123

"Black box" veldonderzoek benadering vs. uitgebreid proefveldonderzoek

Voor het hanteren en beoordelen van de resultaten van veldonderzoek, waarbij naast effekten van de betreffende stof(fen) zelf ook een groot aantal andere faktoren zal meespelen (denk bij landbouwsystemen aan de invloed van gewas, bodembewerking, verkaveling), kan uitgegaan worden van een black box-benadering. Daarbij worden al deze effekten zonder onderscheid of onderlinge weging als totaal meegenomen.

Het alternatief is, dat in de totale toelatingsprocedure een adequaat opgezet veldonderzoek zal moeten worden opgenomen. Dit vergt veel onderzoekpotentieel, zowel qua menskracht als qua ruimtebeslag. Bedacht moet worden dat stoffen worden toegelaten voor toepassing in de praktijk op basis van een beperkte voorafgaande laboratoriumtoetsing.

Te denken valt aan een konstruktie met een voorlopige toelating in kombinatie met een verplichting tot gekontro-leerde veldtoepassing. Bij deze veldtoepassing worden de praktijkomstandigheden gekombineerd met een wetenschappelijk verantwoord opgezet waarnemingssysteem (zie ook Eijsäckers, 1984). /

Benodigd onderzoek

Gegeven de enorme kennisachterstand en de noodzaak om op korte termijn effektief beleid te realiseren, is het volgende onderzoek nodig:

a - verzamelen van dosis-effektgegevens in het labora­torium,

b - uitwerken/toetsen RAB-systemen, c - "worst case analyses", d - validatie RAB en "worst case analyses", e - uitvoering beperkte bàqmonitoring. »

? • * . a Het gaat hier namelijk om een inhaalprogramma met als

primair doel het op vergelijkbare »wijze verkrijgen van gegevens over de mate van ecotoxiciteit i.v.t. andere op dezelfde wijze get'oetste stoffen. Dfartoe kunnen bestaande toetssystemen worden gebruikt, ook al is er discussie over de ecologische relevantie, omdat het om vergelijkende waarnemingen gaat.

b Beoordeling en uitwerking van het RAB-systeem betreft de gebruikte statistische afleidingsmethode, de keuze voor structurele kenmerken of de kombinatie van structurele en functionele kenmerken en de nadere invulling van de blootstellingparameter. *».

c Het merendeel van het laboratoriumonderzoek wordt thans nog uitgevoerd onder gemiddelde milieu-omstandigheden en met "algemene" proefdieren. Aangezien het niet mogelijk is om alle laboratoriumonderzoek ook onder extreme omstandigheden, respektievelijk met minder algemene, meer gespecialiseerde of zelfs beschermde soorten organismen uit te voeren, wordt voorgesteld een beperkt aantal bureaustudies inzake "worst case analyses" uit te

124

voeren eventueel uitgebreid met een evaluatie van de kansen op ongewenste effekten van stoffen onder extreme milieu-omstandigheden. Het zijn juist deze (kombinaties van) extreme omstandigheden, die aanleiding geven tot katastrofes of incidenten waarbij grote aantallen dieren het leven laten.

d Teneinde de relevantie van de verkregen laboratorium-gegevens voor de veldsituatie te kunnen beoordelen, zal voor een beperkt aantal stoffen een uitgebreid veldonder­zoek moeten worden opgezet, met veldinventarisaties op grote proefvlakken, aanvullend laboratoriumonderzoek naar de effekt-beïnvloedende milieufaktoren en modellering van de kans op mogelijke effekten gekombineerd met klein­schaliger veldvalidatie van de modelresultaten.

e Naast dit onderzoek gericht op afzonderlijke, bekende stoffen hebben we in het milieubeleid en -onderzoek ook te maken met het gezamenlijk voorkomen van verschillende stoffen en met onbekende stoffen. Om over de haalbaarheid van algemeen signalerende biomonitoring in dit verband inzicht te verkrijgen, zou op experimentele basis biomonitoring kunnen worden uitgevoerd op enkele "hot spots" (plaatsen waar gezien de bekende, aanwezige verontreiniging effekten te verwachten zijn). Door bij deze monitoring organismengroepen te betrekken, die ook bij het laboratoriumonderzoek (zie a) en de "worst case analyses" (zie c) betrokken zijn, wordt een optimaal op elkaar afgestemd programma verkregen. De daaruit af te leiden relaties zouden dan vervolgens voor andere stoffen kunnen worden gebruikt om, op basis van beperkte laboratorium- toetsing, uitspraken/voorspel­lingen te doen over al dan niet onder extreme veldom-standigheden te verwachten effekten.

Literatuur

Bakker K., H. Bosch, R. van Grevel, N. Croin Michielsen, G. Drost, E.A.J. Wanders, V. Westhoff & M. van Wijngaarden, 1974. Meijendel, duin-water-leven. Med. Meijendel-Comité, Nieuwe serie no. 28, Uitg. W. van Hoeve, Den Haag. 271 pp.

Barends, S., 1987. Steekproefsgewijze inventarisatie van perceelsvormen in Nederland. Rapport 1927, Stiboka, Wageningen.

Bodil Hald, A., B. Overgaard Nielsen, L. Sams0e-Petersen, K. Hansen, N. Elmegaard & J. Kj01holt, 1988. Spr0jtfri randzoner i kornmaker. Milj0projekt 103. Milj0styrolsen, Copenhagen, 209 pp. ISBN 87-503-7610-1.

Boer, P.J. den, 1977. Dispersal power and survival. Carabids in a cultivated countryside. Miscell. Papers, nr. 14, Landbouwhogeschool Wageningen.

Croft, B.A. & K.M. Theiling, 1989. Pesticide effects on arthropod natural enemies: a database summary. In: B.A. Croft. Arthropod biological control agents and pes­ticides. John Wiley & Sons, New York: 17-47.

Denneman, C.A.J. & C.A.M. van Gestel, 1990. Bodemverontrei­niging en bodemecosysteem: voorstel voor C-(toetsings)-waarden op basis van ecotoxicologische risico's. RIVM,

1.25

Bilthoven, rapport 725201001, 64 pp. met bijlage 133 pp. Eijsackers, H. & C.F. van de Bund, 1980. Effects on soil

fauna. In: R.J. Hance (Ed.). Interactions between herbicides and the soil. Acad. Press, London, 347 pp.

Everts, J.W., B. Aukema, R. Hengeveld & J.H. Koeman, 1989. Side-effects of pesticides on ground dwelling predatory-arthropods in arable ecosystems. Env. Poll., 59: 203-225.

Everts, J.W., 1990. Sensitive indicators of side-effects of pesticides on the epigeal fauna of arable land. Diss. Agric. Univ. Wageningen.

Everts, J.W., B. Aukema, R. Hengeveld & J.H. Koeman, 1990. Variation in Linyphiid and Erigonid spiders in arable land related to other factors than insecticides. In: J.W. Everts, 1990. Sensitive indicators of side-effects of pesticides on the epigeal fauna of arable land. Diss. Agric. Univ. Wageningen.

Hald, A.B. & J. Redderson, 1990. Fuglef0de i kornmarker-insekter og vilde planter. Unders0gelser pa konven­tionelle og 0kologiske landbrug 1987 - 88. Milj^styrel-sen. 107 pp. Milj0projekt nr. 125.

Instituut voor Oecologisch Onderzoek, 1982. Komen, gaan en blijven staan; Enkele voorbeelden van oecologisch onderzoek; speciale uitg. vajl het Instituut voor Oecologisch Onderzoek, Heteren, 87 pp.

Jagers op Akkerhuis, G., F. de Leij, H.J.C. Zwetsloot, J.-F. Ponge & L. Brussaard, 1988. Soil microarthropods (Acari and Collembola) in two crop rotations on a heavy marine clay soil. Rev. Ecol. Biol. Sol., 25: 175-202.

Klingauf, F.A., 1988. Are feasible methods for an ecological pest control in view? In: H. Eijsackers & A. Quispel (Eds.). Ecological implications of contemporary agriculture. Ecol. Bull. (Copenhagen), 39: 74-81.

Klomp, H., 1966. The dynamics of a field population of the pine looper, Bupalus piniarlus L. (Lep.- Geom.), Adv. Ecol. Res. 3: 207-305.

Lenteren, J.C. van, 1985. Pla*aobestrijding anders: meer dan kunst en vliegwerk, oratie Lyw, Wagehingen.

Rhee J.A. van & S. Nathans, 1973. Ecological aspects of earthworm population in relation to* weather conditions. Rev. Ecol. Biol. Sol. 10: 523-533.'

Sotherton, N.W., J.W. Dover & M.R.W. Randte, 1988. The effects of pesticide exclusion strips on faunal popula­tions in Great Britain. In: H. Eijsackers & A. Quispel (Ed.). Ecological implications of contemporary agricul­ture. Ecological Bulletin (Copenhagen), 39: 197-199.

Straalen, N.M. van & C.A.J. Denneman, 1989. Ecotoxicological evaluation of soil quality criteria. Ecotox. Environ. Saf. 18: 241-251.

Weinreich, J.A. & C.J.M. Musters, 1989. Toestand van de natuur. Veranderingen in de Nederlandse natuur. Achter­grondreeks Natuurbeleidsplan nr. 4, Ministerie van Landbouw, Natuurbeheer en Visserij, Den Haag. 241 pp.

Wolff, W.J. (red.), 1989. De internationale betekenis van de Nederlandse natuur. Achtergrondreeks Natuurbeleidsplan nr. 1, Ministerie van Landbouw, Natuurbeheer en Visserij, Den Haag. 137 pp.

126

VISSEN EN AMFIBIEëN CHEMISCH ONDER DRUK

P. Hagel1 en J.J. van Gelder2

1 Rijksinstituut voor Visserijonderzoek, Postbus 68,1970ABIJmuiden

2 Katholieke Universiteit Nijmegen - Experimentele Zoölogie, Toernooiveld, 6525 ED Nijmegen

Samenvatting

Worden grootschalige effekten van chemische veranderingen van het milieu leidende tot klimaatsveranderingen (kool-dioxyde) buiten beschouwing gelaten, dan valt voor de Nederlandse binnenwateren het alles overheersende effekt van de uitstoot van vermestende stoffen op. Overmatige algen-bloei, troebelheid van het water en een verstoorde zuurstof-huishouding leiden tot verarming van populaties van vissen en amfibieën. Het opkomen van soorten die van de gewijzigde omstandigheden kunnen profiteren (verbraseming) is daar onlosmakelijk mee verbonden. Voor de zwak gebufferde binnenwateren komt daar dan nog bij het effek^ van de verzuring via de atmosfeer als gevolg van vooral zwavel-dioxyde. Een verstoorde zuurstofhuishouding in de Neder­landse oppervlaktewateren, ook in kwetsbare gebieden op de Noordzee, vermindert voorts de weerstand van vissen en amfibieën tegen ziekten en parasieten.

De belangrijke rol van het Rijnwater voor het kwanti­tatieve waterbeheer in Nederland leidt niet alleen tot nivellering van oorspronkelijk vaak zeer verscheiden aquatische ekosystemen, maar stelt de beïnvloede gebieden tevens bloot aan de vele verontreinigende stoffen in deze rivier. Daarbij gaat het dan niet alleen om in het Rijnwater aanwezige toxische stoffen, maar nadrukkelijk ook om de sterk toegenomen hoeveelheden anorganische zouten in dat water.

Bij de toxische stoffen zelf lijken de bestrijdings­middelen een belangrijke oorzaak voor de vergiftiging van populaties van vissen en amfibieën. Het aantonen van duidelijke stof-effekt verbanden is echter, behoudens in het geval van kalamiteiten, erg moeilijk. Dit is niet alleen het gevolg van de eerder aangegeven wijzen waarop vissen en amfibieën reeds chemisch onder druk staan, maar ook door de onmogelijkheid bepaalde effekten toe te schrijven aan één stof, waar in het algemeen sprake is van een veelheid van aanwezige toxische stoffen. Wel is te verwachten dat van deze toxische stoffen de milieuvreemde en slecht afbreek­bare, door hun ophoping in zee, mondiaal uiteindelijk de grootste druk zullen leggen op flora en fauna.

Inleiding

Van de in Nederland voorkomende 51 zoetwatervissoorten zijn er 38 inheems. Hiervan zijn er 14 ernstig bedreigd. Steur, zalm en elft zijn zelfs nagenoeg uit ons milieu verdwenen. De soorten die achteruit gegaan zijn omvatten

127

vooral soorten voorkomend in stromend water, in zwak gebufferde kalkarme wateren en soorten die afhankelijk zijn van een rijke watervegetatie. Van de 17 in Nederland voorkomende amfibieën zijn 9 soorten bedreigd of gaan achteruit (Weinreich & Musters, 1989).

Waterverontreiniging en het daarmee chemisch onder druk komen te staan van populaties van vissen en amfibieën vormt één van de oorzaken voor het verdwijnen van de natuurlijke variatie van deze populaties.

Oorzaken van veranderingen in populaties van vissen en amfibieën zijn echter zeker niet alleen terug te voeren op het chemisch onder druk staan van aquatische ekosystemen. Bij het op grote schaal veranderen van deze ekosystemen in Nederland spelen ook fysische en biologische invloeden een aanzienlijke, zo geen overwegende rol. Waterstaatkundige werken, inpolderingen, aanleg van stuwen, overbevissing, introduktie van konkurrerende exoten, eenvormigheid in plaats van ruimtelijke verscheidenheid zijn, tezamen met de chemische belasting van het water, verantwoordelijk voor de vastgestelde achteruitgang van populaties van vissen en amfibieën. Bij een behandeling van deze achteruitgang zullen dus naast de chemische druk 'ook de bijdrage van de fysische en biologische aspekten de aandacht moeten krijgen.

Fysische aspekten

Nederland is oorspronkelijk over een aanzienlijk oppervlak een kwelder- of schorrenlandschap geweest. Het oorspron­kelijke karakter is in de loop der eeuwen verdwenen als gevolg van bedijking en inpolderingen. De oorspronkelijke in de Nederlandse omgeving aanwezige populaties van vissen en amfibieën zijn als gevolg van deze fysische veranderingen sterk veranderd. Alleen populaties die zich in betrekkelijk beperkte arealen in stand kunnen houden hebben zich in het waterrijke Nederland goed kunnen ontwikkelen. •

Van oudsher vormt het rivierërfgebied-van Rijn en Maas een zeer dynamisch geheel van ondiep en dieper stromend water in een veranderend geulensysteem. Deze natuurlijke dynamiek is door ingrijpen van de mens sterk- beperkt. Kanalisatie, verstuwing en het wegbaggeren van paaiplaalisen heeft de bestaansmogelijkheden van vele tr'ekvisso'orten sterk negatief beïnvloed. Zoetwatergetijdegebieden en brakwaterzones met karakteristieke populaties aan vissen en amfibieën in de monding van Rijn en Maas zijn nagenoeg verdwenen.

De geleidelijkheid van dit soort van processen kan het best geïllustreerd worden aan de hand van het verdwijnen van de zalm uit de Rijn. Het verloop van de zalmvangsten in deze rivier laat reeds aan het einde van de 17e ee*Bw een aanzienlijke teruggang van de zalmstand vermoeden. Het afsnijden van rivierbochten en het aantasten van de paaiplaatsen van zalm in de bovenstroomse gebieden hebben toen kennelijk reeds hun invloed gehad. Toch heeft zich nog tot het begin van de 20e eeuw een redelijk stabiele zalmpopulatie weten te handhaven. Daarna is het door de verregaande verstuwing van de Rijn en zijn zijrivieren, in kombinatie met een sterk toegenomen visserijdruk, met de zalm snel bergafwaarts gegaan (figuur 1). In 1933 is de

128

1600 1700 1800

Figuur 1. De ontwikkeling van de Nederlandse zalmvisserij op de Rijn sedert 1650. De gegevens zijn afkomstig uit belastinginkomsten (1650-1800) en zalmstatistiek (1870-1933). (S.J. de Groot, 1990. Pers. com.).

Figuur 2. Door afsluiting van de Zuiderzee ( Z ) ontstaat het IJsselmeer (IJ).

129

zalmvisserij in Nederland dan ook nagenoeg verdwenen (de Groot, 1989). De chemische verontreiniging lijkt bij dit alles hooguit een ondergeschikte rol te spelen.

Grote waterstaatkundige werken hebben uiteraard belang­rijkere effekten dan kleine ingrepen. De grootschaligste in Nederland in dit verband is de afsluiting van de Zuiderzee (figuur 2), waardoor de oorspronkelijk in dit brakwater-getijdegebied voorkomende aquatische leefgemeenschappen grotendeels verloren zijn gegaan. Daarvoor in de plaats is dan een vrij eenvormige en soortarme levensgemeenschap gekomen. De Zuiderzeeharing, een haringras dat zijn paaigebieden had voor de kust van Gelderland in de Zuider­zee, is als gevolg van het aanleggen van de Afsluitdijk zelfs geheel van de aardbodem verdwenen. Met het aanleggen van deze Afsluitdijk zijn tevens nagenoeg de mogelijkheden verdwenen voor trekvissen om via de Zuiderzee en de IJssel het stroomgebied van de Rijn binnen te komen. Door het uitvoeren van de Deltawerken zijn tevens vrijwel alle zeeopeningen vanuit het zuiden van Nederland richting Maas en Rijn gebarrikadeerd, zodat trekvissen alleen nog maar effektief gebruik kunnen maken van de (nog niet van een stormvloedkering voorziene) Nieuwe Waterweg.

Fysische verstoring van aquatische ekosystemen kan ook optreden in samenhang met zandwinning. Betrekkelijk kleine meertjes met een diepte van enkele meters herbergen vaak zeer rijke levensgemeenschappen. Wordt een dergelijk meertje gebruikt als zandwinplaats, dan is het resultaat vaak een meertje met een diepte van enkele tientallen meters. Als gevolg van de opwarming van de bovenlaag van het meertje vormt zich dan in de zomer meestal een temperatuur-gelaagdheid in water. De wind is door een ongunstige verhouding tussen oppervlak en diepte van het meertje onvoldoende in staat het koudere bodemwater en de warmere bovenlaag te mengen (figuur 3 ). Aangezien in de warmere bovenlaag door fotosynthese van planten organische stof en zuurstof ontstaat, terwijl ïn^het koudere bodemwater de afbraak van organisch materiaal.' onder verbruik van zuurstof overweegt, leidt een dergelijke gelaagdheid van het water tot verstoring van de zuurstofhuishouding in het meertje. Het zuurstofarme bodemwater vormt vóór vissen en amfibieën,

•

3rrT~L _r 30 m

Goede visstand Slechte visstand

Figuur 3. Effekten zandwinning op het ontstaan van temperatuurgelaagdheid (Golterman, 1975) en de gevolgen voor de visstand.

130

alsmede hun voedselorganismen, een minder geschikte omgeving. Het resultaat van de verdieping van het meertje is dan ook in het algemeen een sterke verarming van de aquatische levensgemeenschap, inklusief vissen en amfibieën.

Ook fysische faktoren als het verdwijnen van (voort-plantings)poelen ten gevolge van een veranderde bedrijfs­voering in de landbouw en het onttrekken van grondwater, waardoor de hoeveelheid oppervlaktewater vermindert, dragen er toe bij dat plaatselijk amfibieënsoorten in aantal achteruitgaan.

Een geheel andere wijze van fysische belasting van aquatische ekosystemen levert het lozen van opgewarmd koelwater. Als gevolg van de aantrekkingskracht van warm, stromend water op vissen ontstaat aldus vaak een zeer hoge koncentratie van vissen bij het lozingspunt. Verhoogd risiko op het overbrengen van infektieziekten, nog vergroot door voedselgebrek en gas-oververzadiging kunnen dan plaatselijk leiden tot min of meer ernstige aantasting van de visstand door visziekten. Daarnaast speelt dan ook nog de vissterfte als gevolg van de mechanische schade door het binnenzuigen van vissen in de koelwatersystemen zelf.

De vele koelwaterlozingen in het stroomgebied van Rijn en Maas leiden tot een aanzienlijke fysische belasting van het rivierwater met afvalwarmte. Het resultaat is een stijging van de gemiddelde temperatuur van dit rivierwater met een aantal graden Celsius. Voor koudwatervissen als de zalm betekent deze fysische druk een duidelijke verslechtering van de (potentiële) levensomstandigheden. Voor andere soorten van organismen, die juist een hogere watertempe­ratuur vereisen, nemen de vestigingsmogelijkneden daar­entegen toe.

Visserij aspekten

De grootschalige onttrekking van biomassa aan aquatische ekosystemen door de visserij, heeft een aantal belangrijke effekten tot gevolg, niet alleen op de visstand zelf, maar ook op de rest van het ekosysteem. Bij de meeste vissoorten treden jaarlijks grote verschillen in jaarklassterkten en visstand op. De jaarklassterkte wordt vooral beïnvloed door natuurlijke faktoren, waaronder het klimaat. De visstand zelf wordt daarnaast echter ook sterk beïnvloed door de visserij. De jaarlijkse onttrekking van aanzienlijke hoeveelheden vooral oudere jaarklassen vis aan het ekosys­teem uit zich in een sterke verjonging van de visstand. Door de afnemende vraat van oudere jaarklassen vis op jongere vis zal bovendien een toename optreden van het aantal jongere vissen dat overleeft. Door een betere omzetting van het aanwezige visvoedsel in visgewicht bij jongere vissen leidt dit toenemende aantal jongere vissen bij een afnemende biomassa van de visstand als geheel in principe tot een verhoging van de biomassa van deze jongere jaarklassen vis. Eén en ander is schematisch weergegeven in figuur 4. Verschuivingen in het soortenspektrum van de aanwezige vis brengen op zich weer verschuivingen met zich mee in de soortensamenstelling van de in direkte relatie tot de beviste populaties staande organismen als parasieten,

131

prooidieren en predatoren, en leiden via deze weer tot veranderingen ook in de niet beviste populaties (Daan, 1989). In samenhang met de natuurlijke jaarlijkse grote verschillen in jaarklassterkte kan de visserijdruk daarmee leiden tot een afname van de diversiteit in de vispopulaties en verstoring van het natuurlijk evenwicht. Het komt er op neer dat de visserij een zeer grote invloed heeft op de ontwikkelingen binnen het gehele aquatische ekosysteem. Het gevolg is, dat eventuele effekten van chemische druk op populaties van vissen, en mogelijk zelfs op amfibieën, moeilijk binnen de overheersende visserij-invloed kunnen worden herkend.

Biomassa Vis

Zonder visserij

Leeftijd vis

Figuur 4. Effekten visserij op de visstand (toelichting in de tekst).

Door de introduktie van exoten kunnen aquatische ekosys-temen ook ernstig onder biologische druk komen te staan. Geïmporteerde ziekten en p^gen hebben bijvoorbeeld regelmatig huisgehouden in de Néderldhdae- schelpdierkultuur-gebieden, recentelijk nog door de voor de platte oester Ostrea edulis zo fataal verlopende besmetting met de eencellige Bonamia oestreae (van Banning, 1986). Door de introduktie van de zwemblaasparasiet Anguillicbla crassus in het begin van de 80-er jaren in Europa is in zeer korte tijd 80-100% van de aal in de Nederlandse binnenwateren besmet geraakt. In aalkwekerijen heeft dit tot grote sterfte geleid, terwijl in de overlevende aal uit de binnenwateren de zwemblaas werd vernietigd (van Banning, 1990). Het is moeilijk in te zien hoe aal eenmaal volwassen geworden zonder zijn zwemblaas nog zijn paaigebieden op de^volle oceaan zal weten te bereiken. De toekomst zal dan" ook moeten leren wat de introduktie van Angulllicola crassus voor de voortplanting van de Europese aal betekent. Met de introduktie ervan is echter een onomkeerbare verandering in ons milieu aangebracht. Wat ook de effekten zullen zijn, wij zullen er mee moeten leren leven. Een dergelijke beschouwing is kenmerkend voor de introduktie van in principe alle exoten.

132

Vermesting

Bij de toevoer van verontreinigende stoffen naar de Nederlandse binnenwateren valt het alles overheersende effekt van de vermestende stoffen op. Vermesting is een te hoge toevoer van eutrofiërende stoffen, voornamelijk stikstof- en fosforverbindingen. Vermesting van oppervlakte­wateren leidt tot meer algen en minder lichtdoordringing in het water. Bovendien treden verschuivingen op in de soortensamenstelling van algen die zich ontwikkelen. Algensoorten kenmerkend voor voedselarme wateren verdwijnen en worden vervangen door algensoorten kenmerkend voor eutrofe wateren. In diverse Nederlandse oppervlaktewateren heeft dit geleid tot grote troebelheid van het water en uitbundige bloei van blauwwieren. Door veranderingen in het voedselaanbod en het lichtregime treden weer een heel skala aan verdere verschuivingen op, waardoor uiteindelijk het gehele aquatische ekosysteem verandert met alle gevolgen van dien ook voor vissen en amfibieën.

De vermesting van oppervlaktewateren hangt in hoofdzaak samen met het intensieve gebruik en de produktie van meststoffen in de landbouw. Daarnaast leveren ook lozingen van al dan niet gezuiverd rioolwater nog steeds een aanzienlijke bijdrage tot de vermesting. Door de wijze van vrijkomen zullen de sterkste effekten van de vermesting zich voordoen in de Nederlandse binnenwateren. De belasting van deze wateren is nog steeds zo hoog, dat de referentiewaarden in vrijwel alle grote zoete binnenwateren veelvoudig wordt overschreden. In de stagnante binnenwateren is dan ook sprake van een in dit opzicht grote chemische druk op vissen en amfibieën. Permanente bloei van algen maakt het water troebel en heeft onderwaterplanten en vissen als snoek en houting-achtigen, die helder water nodig hebben om hun prooi te bemachtigen, doen verdwijnen. Van alle vissoorten heeft in feite alleen de brasem duidelijk geprofiteerd: bij een sterk toegenomen biomassa aan vis bestaat thans in vele

Vangst in kg/ha

100 -

80 -

60

40

20

0

Karper / achtigen /

Houting acht igen Snoekbaars

Baars i r

10 5 1 — I 1

1 0.5 0.1

Doorzicht in meters

Figuur 5. Effekten eutrofiëring op de samenstelling van de visstand (Willemsen, 1980).

133

van de genoemde stagnante wateren de visstand voor meer dan 80% uit brasem (Willemsen, 1980). Dit betekent uiteraard een sterke verarming van de diversiteit van de visstand (figuur 5).

De bedekkingsgraad van het oppervlak van de stagnante binnenwateren met waterplanten is voorts afgenomen van circa 40-50% in het verleden tot minder dan 5% thans (Derde Nota Waterhuishouding, 1989). De ontwikkelingsmogelijkheden van veel vissoorten en amfibieën zijn daardoor sterk verminderd.

Rijn en Maas bevatten thans een veelvoud aan stikstof- en fosforverbindingen in vergelijking met de vroegere natuur­lijke omstandigheden. Door de geringe verblijftijd van het water in deze rivieren, in de orde van een week, en door de van nature al grotere troebelheid van het rivierwater, zullen effekten van vermesting in de rivieren zelf op de meeste plaatsen van weinig betekenis zijn. Veel belangrijker zijn de effekten van vermestende stoffen in het water van Rijn en Maas, in gebieden waar dit water wordt gebruikt om tekorten aan zoetwater aan te vullen. Het gaat hierbij dan uiteraard weer om de stagnante binnenwateren.

De belangrijkste effekten van vermesting in de rivieren zelf zullen daar optreden, waar do»r een nog grote helder­heid van het rivierwater door vermesting de groei van vaste waterplanten kan worden gestimuleerd. In de bovenloop van Rijn en Maas heeft dit er bijvoorbeeld toe geleid, dat hele grindbedden door algenmatten zijn overwoekerd. Het gevolg is dat deze gebieden hun potentiële betekenis als paaigebied voor riviertrekvissen als de zalm hebben verloren.

Door een grote toevoer van vermestende stoffen kunnen ook effekten in de Noordzee optreden. De gehalten aan stikstof-en fosforverbindingen in de kustwateren zijn vaak veel hoger dan in de natuurlijke situatie voorheen. In een zone van enkele tientallen kilometers breed langs bijvoorbeeld de Nederlandse, Duitse en Deense, Noordzeekust zijn de gehalten aan stikstof- en fosforverbindingen thans nog een veelvoud van die uit het verleden. De gevolgen zi'jn vooral vanuit de lucht goed waarneembaar in de vorm j/an een blauw-groene verkleuring van het water onder .de invloed van de toegenomen algenhoeveelheden. In de< huidige situatie iSj de bloei van algen in de Noordzee niet alleen in intensiteit versterkt, maar is ook de frekwentie waarin bepaalde algenbloeien zich voordoen sterk verhoogd. Ook in de natuurlijke situatie kunnen zich door het toevallig samenvallen van voor de bloei van bepaalde algensoorten zeer gunstige omstandigheden wel eens extreme ontwikkelingen voordoen met negatieve gevolgen voor andere organismen in hun omgeving. Door de eutrofiëring van de Noordzee zijn dit soort van natuurlijke ontwikke­lingen dusdanig gestimuleerd, dat zich op bepaalde plaatsen ernstige kalamiteiten hebben voorgedaan, zoals bijvoorbeeld tijdens de zeer sterke algenontwikkeling in het zeegebied tussen Denemarken en Noorwegen in mei 1988, leidende tot vissterfte en grote schade aan aquakultuursystemen (Rosen­berg et al., 1988).

Een hogere produktie van algen in het water als gevolg van de vermesting heeft tot gevolg dat er meer voedsel beschikbaar is voor algenkonsumenten als vislarven en

134

kreeftachtigen. Dit kan tot gevolg hebben dat de stand aan vissen en amfibieën in biomassa toeneemt. Voor vissen in de binnenwateren is deze toename goed zichtbaar in figuur 5. Aangezien de meest beïnvloede kustwateren juist opgroei-gebieden voor jonge vis zijn behoeft vermesting dus ook voor de visstand op de Noordzee op zich niet ongunstig te zijn. Plaatselijk kan echter sterke ophoping van afstervend algenmateriaal sterfte onder bodemdieren veroorzaken. De laatste decennia is dat bijvoorbeeld het geval geweest in de Duitse Bocht, de Waddenzee en langs de Deense kust. Kwetsbaar zijn vooral die gebieden in de Noordzee, waar door een natuurlijke gelaagdheid van het water een belangrijk deel van de primaire produktie uit de bovenste waterlaag moet worden afgebroken in een betrekkelijk dunne waterlaag aan de bodem, alsmede in ondiepe kustwateren, waar voor min of meer toevallig bijeengekomen algenresten ook te weinig zuurstof beschikbaar is. Het gevolg is dan een meestal in het najaar optredende sterke daling van het zuurstofgehalte van het water, leidende tot sterfte en aantasting van bodemorganismen, inklusief vis. Vooral de zuurstofhuis­houding in de Duitse Bocht, het gebied ten zuiden van de Doggersbank en het Deense kustgebied is in dit opzicht kwetsbaar voor vermesting. Dergelijke gebieden kenmerken zich meestal door een hoge mate van voorkomen van visziekten (Mellergaard & Nielsen, 1990). Een als gevolg van de vermesting verstoorde zuurstofhuishouding in oppervlakte­wateren leidt dus niet alleen tot direkte effekten op de visstand, maar kan via een vermindering van de weerstand tegen ziekten en parasieten ook indirekt grote schade aanrichten.

Verzuring

Door verbranding van fossiele brandstoffen komen grote hoeveelheden kooldioxyde, zwaveldioxyde en stikstofoxyde vrij in de atmosfeer. Al deze stoffen, tezamen met uit de landbouw afkomstige ammoniak kunnen leiden tot verzuring van oppervlaktewateren. Als gevolg hiervan kunnen belang­rijke wijzigingen optreden in de chemische samenstelling van deze wateren en daarmee van de in deze wateren aanwezige levensgemeenschappen, inklusief vissen en amfibieën.

De zuurgraad (pH) van de meeste oppervlaktewateren wordt bepaald door het oplossen van kooldioxyde uit de atmosfeer en het oplossen van kalk uit het bodemsediment. In de evenwichtstoestand in een goed gemengd systeem betekent dit, dat het water naar de atmosfeer toe verzadigd is met kooldioxyde en naar de bodem toe met kalk. Onder natuurlijke omstandigheden, bij een kooldioxydegehalte van de atmosfeer van 0,03%, leidt het kalk-kooldioxyde evenwicht tot een pH van rond de 8,5 in zoetwater en 8,2 in zeewater. Gedurende de ijstijden was het natuurlijk kooldioxydegehalte van de atmosfeer minder dan 0,02% en gedurende eerdere geologische perioden met een veel hogere temperatuur op aarde meer dan 0,04%. Verlaging van het kooldioxyde-gehalte van de atmosfeer doet de evenwicht-pH van oppervlaktewateren met enkele tienden punten stijgen, verhoging bewerkt het omgekeerde effekt. Verdubbeling van het kooldioxydegehalte

135

van de atmosfeer onder invloed van de verbranding van fossiele brandstoffen zal dus leiden tot een daling van enkele tienden pH-eenheden in zowel zoetwater als zeewater. Alhoewel deze veranderingen klein lijken is het toch niet bij voorbaat uit te sluiten, dat via een verschuiving in de samenstelling van het fytoplankton door de pH-verlaging, nog versterkt door een grotere beschikbaarheid van C02, zich mondiaal ook op ekosysteemniveau wijzigingen zullen voordoen. Ook hier zullen er "winnaars" zijn en "ver­liezers" .

Veel belangrijker echter dan het effekt van een verhoogd kooldioxydegehalte in de atmosfeer op de pH van oppervlakte­wateren is de invloed van het met de verbranding van fossiele brandstoffen tevens vrijkomende zwaveldioxyde. Dit zwaveldioxyde lost net als kooldioxyde in het oppervlakte­water op, waar het vervolgens wordt omgezet in zwavelzuur. Dit zwavelzuur doet extra kalk uit het bodemsediment in oplossing gaan onder het vrijkomen van kooldioxyde. Zolang voldoende kalk aanwezig is betekent dit niet veel anders dan dat het oppervlaktewater wat meer calciumsulfaat in oplossing zal gaan bevatten. Op de pH heeft dit in..eerste instantie nauwelijks invloed. Veel ernstiger wor*dt het echter, wanneer het kalk van het' bodemsediment uitgeput raakt. De totale samenstelling van'het water verandert dan van een kalk-kooldioxydewater in een water waar sulfaten en zwavelzuur de pH bepalen. Onder dergelijke omstandigheden kan de pH gemakkelijk dalen tot waarden beneden de 5. Bij dergelijke lage pH waarden worden normaal niet of nauwelijks in het oppervlaktewater aanwezige stoffen uit het bodem­sediment vrijgemaakt, waaronder bijvoorbeeld het in opgeloste vorm voor aquatische organismen zeer toxische aluminium (Birchall et al., 1989).

Stikstofoxyden en ammoniak zullen eveneens via de atmosfeer in het oppervlaktewater terecht kunnen komen en daarbij worden omgezet in salpeterzuur, hetgeen eveneens verzurend kan werken. Gegevterv echter de in oppervlakte­wateren zeer aktieve mikrobiologische .processen, waarbij netto het gevormde salpeterzuur weer wordt omgezet in molekulaire stikstof, is in tegenstelling tot de vorming van sulfaten uit zwaveldioxyde bij het oplossen van stikstofoxyden en ammoniak geen sprake van tie opbouw van hoge nitraatgehalten. Stikstofoxyden 'en ammoniak dragen daardoor vrijwel niet bij tot de verzuring van oppervlakte­wateren.

Kwetsbaar voor verzuring door zwaveldioxyde zijn in Nederland vooral kalkarme gebieden op hogere zandgronden. In verscheidene oppervlaktewateren in deze omgevingen is de pH in de afgelopen honderd jaar dan ook aanzienlijk gedaald, waardoor een sterke verarming van het aantal organieinen is opgetreden. In vele meren en hoogveenplassen is thans een pH tussen de 4 en 5,5 heel gangbaar, met katastrofale gevolgen voor visstand en amfibieën (Leuven & Schuurkes, 1987). De kombinatie van een lage pH en mobilisatie van zware metalen levert grote problemen op voor de regulatie van lichaams-zouten en voortplanting. Ook van kikkers, padden en salamanders is bekend dat het voortplantingssukses sterk vermindert als gevolg van de verzuring (Linnenbach &

136

Gebhardt, 1987; Leuven et al., 1986). Veel amfibieën sterven daardoor lokaal uit.

Het toekomstperspektief voor verzuurde wateren is somber. Bekalking kan alleen in bijzondere situaties voor enige verbetering zorgen. De kwetsbaarheid van kalkarme gebieden voor verdere verzuring is thans groter dan voorheen. Verzuring van oppervlaktewateren begint namelijk langzaam, maar zet zich als de meeste kalk eenmaal verdwenen is zeer snel voort.

Verzouting

De belangrijke rol van het Rijnwater voor het kwanti­tatieve waterbeheer in Nederland leidt niet alleen tot een nivellering van oorspronkelijk vaak zeer verscheiden aquatische ekosystemen in de beïnvloede gebieden, maar stelt deze gebieden tevens bloot aan de vele verontreinigende stoffen in deze rivieren. Daarbij gaat het niet alleen om de in het Rijnwater aanwezige toxische stoffen, maar nadruk­kelijk ook om de in dit water aanwezige sterk verhoogde gehalten aan anorganische zouten.

Verzouting van het Rijnwater vindt in hoofdzaak plaats via de lozingen van anorganische zouten: natriumch.loride, calciumchloride en calciumsulfaat. Als gevolg van de verzouting van het Rijnwater kunnen thans in de Rijn brakwaterorganismen worden aangetroffen van zee tot aan de Nederlands-Duitse grens! Alhoewel de aanwezige verzoutende stoffen in de hoeveelheden waarin zij aanwezig zijn op zich geen toxische effekten zullen veroorzaken, mag van een dergelijke grote wijziging in de watersamenstelling voor wat betreft de hoofdkomponenten van natuurlijk zoetwater een

mol/lm^

5 - i

4

3 -

2 -

1 -

0

Hl Natuurlijk U Verontreiniging

h. * •

ie» * < •

HCO3- Cl" S042- Na+ K+ Ca2+ Mg2+

Figuur 6. Verzouting van de Rijn bij Lobith (toelichting in tekst).

137

belangrijke invloed op de ontwikkelingsmogelijkheden van aquatische organismen worden verwacht. Met name de sterke verhoging van het chloridegehalte en het natriumgehalte zal sturend werken op de in dit water tot ontwikkeling komende populaties van organismen, inklusief vissen en amfibieën. In de figuur 6 wordt de huidige situatie van de Rijn bij Lobith (RIWA, 1987/'88) in dit opzicht vergeleken met de samen­stelling van gemiddeld rivierwater (Golterman, 1975). Het eerder genoemde binnendringen van brakwatersoorten in de Rijn bevestigt ook hier weer een ontwikkeling van "winnaars" naast ongetwijfeld "verliezers", die zich in het sterk verzoute Rijnwater op den duur niet meer kunnen handhaven. Voor de nabije toekomst is van een enigermate herstel van de natuurlijke samenstelling van Rijnwater voor wat betreft de aanwezige anorganische zouten weinig te verwachten. Voor de Rijn zelf, maar ook voor alle wateren die in sterke mate door de kwaliteit van het Rijnwater worden beïnvloed, zal dit een voortdurende chemische druk betekenen op de zich in deze wateren ontwikkelende flora en fauna. Direkt of indirekt zal dit ook van betekenis zijn voor de aanwezige vissen en amfibieën. In zijn meest extreme vorm wordt dit zichtbaar uit het omgekeerde proces, waarbij door bijvoor­beeld afsluiting van de Zuiderzee/en het Haringvliet op grote schaal verzoeting is opgetreden. Zoutwatersoorten zijn verdwenen en zoetwatersoorten konden zich volop ontwikkelen. Het bijzondere van het verzouten van het Rijnwater is hierin gelegen, dat de veroorzaakte chemische druk tot uiting komt in wateren, die zich gezien hun huidige hydrologische omstandigheden tot echte zoetwaterekosystemen zouden moeten kunnen ontwikkelen.

Vergi ftiging

Bij vergiftiging van vissen en amfibieën gaat het om een veelheid aan door de mens in het milieu gebrachte toxische stoffen. Bij de beoordeling1 yan de risiko's van' deze toxische stoffen voor vissen eft amfibieën kan het best de natuurlijke situatie als referentiekader gekozen worden. Verspreiding van stoffen die niet leiden tot wezenlijke verhogingen van de van .nature, in aquatische ekosystemen aanwezige gehalten zullen dan, geen belangrijke risiko's opleveren. Het gaat hierbij principieel om stoffen, die hetzij van nature in aquatische systemen voorkomen (nitra­ten, fosfaten, sulfaten, zouten, zware metalen, kool­waterstoffen (inklusief de polycyclische aromatische koolwaterstoffen) en zelfs radio-aktieve stoffen), hetzij eenmaal in het water gebracht daarin worden omgezet in van nature voorkomende stoffen (afbreekbare organische stoffen, bijvoorbeeld afbreekbare detergenten).

Bij het beoordelen van de risiko's van milieubelasting met minder goed afbreekbare milieuvreemde stoffen is het gebruik van de natuurlijke situatie als referentiekader moeilijker. Alleen als bekend is welke gehalten in relatie tot hun afbreekbaarheid in het aquatisch milieu zijn te verwachten als gevolg van de verspreiding ervan, zijn risikoschattingen mogelijk.

Veel moeilijker wordt het tenslotte de risiko's te

138

beoordelen van milieuvreemde organische stoffen als polychloorbifenylen (PCB's), hexachloorbenzeen (HCB) en pentachloorfenol (PCP), waarvan de afbreekbaarheid zo gering is dat verspreiding onvermijdelijk tot ophoping in het aquatisch milieu zal leiden. Op grond van ekotoxi-kologisch onderzoek is het dan, gezien de zeer lange blootstellingsduur van aguatische ekosystemen in vergelij­king tot de blootstellingsduur in het laboratorium, ondoenlijk gefundeerde uitspraken te doen over de mogelijke risiko's ervan voor aguatische ekosystemen. Het produceren van dit soort van stoffen, vooral de persistente organo-halogeenverbindingen zijn wat dit betreft berucht, en het dan onvermijdelijk in het milieu terechtkomen ervan, kan aanleiding geven tot effekten op langere termijn, waarvan de aard tot op zekere hoogte onbekend is maar waarvan we de gevolgen vanwege hun onomkeerbaarheid wel moeten vrezen. Immers, zit een dergelijke persistente verbinding eenmaal in het water, dan is de mogelijkheid van verwijdering ervan miniem en zal de mensheid de komende generaties in hun aanwezigheid moeten berusten, schadelijke effekten of niet. Opmerkelijk is daarbij wel, dat door het voortdurend verversen van rivierwater door neerslag uiteindelijk vooral de zee, als eindstation voor niet afbreekbare organische stoffen, het meest kwetsbaar is.

Organismen in het aquatische milieu worden over het algemeen sterker met aantasting door toxische stoffen bedreigd dan organismen in een terrestische omgeving. Bij aquatische soorten kan de opname van stoffen door de organismen sneller verlopen dan bij terrestische soorten. De aard van de huid van het organisme speelt daarbij een grote rol, evenals het al dan niet hebben van kieuwen. Zo zijn bijvoorbeeld reptielen minder gevoelig voor bestrij­dingsmiddelen dan amfibieën. De konstante waterstroom door de kieuwen van vissen verklaart de hoge gevoeligheid van vissen voor toxische stoffen (Demon, 1982). Bepaalde toxische stoffen hebben de neiging zich in een film aan het wateroppervlak te koncentreren. Dit kan dan vooral van betekenis zijn voor aquatische organismen zoals kikkers en salamanders, die regelmatig het wateroppervlak doorbreken om lucht te happen.

De Nederlandse oppervlaktewateren bevatten in het algemeen een grote verscheidenheid aan toxische stoffen. Het aantonen van duidelijke stof-effekt verbanden wordt door deze grote verscheidenheid sterk bemoeilijkt. Dit is niet alleen het gevolg van de eerder beschreven effekten van vermestende, verzurende en verzoutende stoffen, waardoor vissen en amfibieën reeds onder druk staan, maar ook door de onmoge­lijkheid bepaalde effekten toe te schrijven aan één stof, waar in het algemeen sprake is van een veelheid aan toxische stoffen.

Bestrijdingsmiddelen

Bij de afbreekbare toxische organische stoffen zelf lijken de bestrijdingsmiddelen als stofgroep een belangrijke oorzaak voor de vergiftiging van populaties van vissen en amfibieën. Met een jaarlijks gebruik van vele tienduizenden

139

tonnen aktieve stof wordt het aquatisch milieu zwaar onder druk gezet. Het zijn vooral cholinesteraseremmers als carbamaten en fosforesters, die in verband met vissen en amfibieën de aandacht vragen. Alhoewel de gehalten aan deze op zich goed afbreekbare verbindingen in bijvoorbeeld het water van de Rijn de laatste jaren gemiddeld nog wel aan de basiskwaliteit voor de bescherming van aquatische ekosys-temen voldoen (figuur 7), zijn het vooral de kalamiteiten die bepalend zijn voor het optreden van schade aan de aanwezige populaties vissen en amfibieën. Eén of tweemaal per jaar een overschrijding van de dodelijke koncentratie is voldoende om de ontwikkeling om een goede stand aan vissen en amfibieën in de kiem te smoren. Het gemiddelde gehalte aan cholinesteraseremmers lag in 1986 bijvoorbeeld nagenoeg op het niveau van de basiskwaliteit van 0,5 mg/m3 (uitge­drukt in de overeenkomstige toxiciteit van paraoxon als referentiestof). Als gevolg van de Sandoz-kalamiteit is begin november 1986 echter wel een piekwaarde van meer dan 5 mg/m3 bereikt, waardoor in de IJssel sterfte bij Insekten­larven kon worden vastgesteld (Schäfer et al., 1986)! De piekwaarden van cholinesteraseremmers in het midden.wan de 70-er jaren is waarschijnlijk toe te schrijven aan tijdelijk in bedrijf genomen produktieprocessen.

Chronisch slecht is de situatie in het glastuinbouwgebied van Zuid-Holland. In de Poelpolder aldaar worden regelmatig waarden vastgesteld die 50 maal hoger zijn dan de basis­kwaliteit voor oppervlaktewater. Piekwaarden gaan hier nog eens 5-voudig overheen (CCRX, 1990)! Het verdwijnen van vissen en amfibieën uit deze omgeving is het resultaat.

Het afbreekbare karakter van de gebruikte cholinesterase­remmers betekent wel, dat bij beëindiging van het gebruik ervan de natuurlijke situatie weer betrekkelijk snel kan zijn teruggekeerd. Er worden dan in principe geen onomkeer­bare veranderingen aangebracht (als er in de tussentijd tenminste geen diersoorten uitsterven). t

mg/rtr 8 -i

Figuur 7. Jaargemiddelde gehalten aan cholinesterase­remmers in de Rijn bij Lobith (paraoxon-eenheden) (CCRX, 1990).

140

Ook de organotinbestrijdingsmiddelen lijken redelijk afbreekbaar te zijn (Seligman et al., 1988). De zeer hoge toxiciteit van dit soort stoffen (Wester et al., 1990) maakt het echter aannemelijk dat bijvoorbeeld in jacht­havens, organotinverbindingen worden onder meer toegepast als aangroeiwerend middel op jachten, effekten op vissen en amfibieën zullen optreden. Om die reden wordt dan ook een verbod op het gebruik van aangroeiwerende verf op basis van organotinverbindingen voor kleinere vaartuigen overwogen.

PAK's

Tot de natuurlijke schadelijke organische stoffen behoren de polycyclische aromatische koolwaterstoffen (PAK's). Deze PAK's ontstaan bij de onvolledige verbranding van organische materialen (hout, olieprodukten). In samenhang met het gebruik van olieprodukten in het wegverkeer komen grote hoeveelheden van deze vaak kankerverwekkende PAK's via de atmosfeer in het water terecht. Het bodemsediment in veel wateren in Nederland is op deze wijze sterk met PAK's besmet. Voor de visstand betekent dit de mogelijke ontwikke­ling van gezwellen bij vissen, bijvoorbeeld levertumoren bij bot (Vethaak, 1987). Doordat PAK's door vissen en amfibieën worden afgebroken, betekenen de PAK's geen bedreiging van het aquatisch milieu op langere termijn. Wel zal er een zekere mate van selektie kunnen optreden op grond van verschillen in gevoeligheden voor gezwelvorming bij de verschillende vissoorten en amfibieën. Gegeven de koppeling aan het wegverkeer zal het nog wel enige tijd duren voordat in de Nederlandse oppervlaktewateren een vermindering van de chemische druk door PAK's op vissen en amfibieën zichtbaar wordt.

Zware metalen

Zware metalen of meer in het algemeen spoorelementen vormen een andere kategorie van natuurlijke toxische stoffen, die vooral plaatselijk akute effekten op vissen en amfibieën kunnen veroorzaken. De scherpe dalingen van de gehalten van dit soort stoffen in reaktie op saneringsmaat­regelen, zoals bijvoorbeeld het kwikgehalte in Rijnwater, laten zien dat deze problematiek in ieder geval oplosbaar is (CCRX, 1990). Dit neemt niet weg dat de gehalten aan zware metalen op diverse plaatsen nog steeds vele malen hoger zijn dan van nature valt te verwachten. De industriële lozingen van zware metalen zijn weliswaar tussen 1975 en 1985 met 80% verminderd (3e Nota Waterhuishouding, 1989), doch de diffuse verontreiniging met zware metalen bevindt zich in Nederland nog op een hoog niveau. Zolang zware metalen nog op grote schaal worden toegepast, bijvoorbeeld als dakbedekking of als vulstof voor autobanden, is ook op termijn geen wezenlijke verdere daling te verwachten van de gehalten aan zware metalen in de Nederlandse oppervlaktewateren.

Een probleem van de zware metalen is, dat zich in het aquatisch milieu een zekere mate van evenwicht blijkt in te stellen tussen in het water opgeloste direkt beschikbare gehalten en aan het bodemsediment gehechte vormen. Het

141

resultaat is een zekere mate van buffering van het gehalte aan zware metalen in het water: toevoer van zware metalen leidt aanvankelijk tot kleinere verhogingen dan berekend, stopzetten van de lozingen levert niet de verwachte dalingen. In zwaar verontreinigde omgevingen betekent dit, dat de effekten van verontreiniging met zware metalen nog tientallen jaren merkbaar zullen zijn. Voor het IJsselmeer leidt dit er bijvoorbeeld toe dat de meer dan tienvoudige daling van het kwikgehalte in het Rijnwater zich door nalevering van kwik uit de bodem van het IJsselmeer niet vertaalt in een doorzettende daling van het kwikgehalte in uit het IJsselmeer afkomstige vis. Het is op het moment zelfs zo dat vis in de omgeving van Lobith minder kwik bevat dan vis uit het IJsselmeer, omdat het zwaar met kwik belaste sediment bij Lobith uit de periode met hoge kwikafvoer inmiddels grotendeels is verdwenen in stroomafwaartse richting (Pieters, 1989). Het toekomstperspektief van de grote rivieren is dan ook dat door een voortdurend "schoon­wassen" met van neerslag afkomstig water de rivieren na het beëindigen van de lozingen van zware metalen het eerste weer schoon zullen zijn. Bezinkbassins als het IJsselmeer of andere meren die met Rijnwater worden doorspoeld, zullen de opgehoopte vracht aan zware metalen veel moeilijker kwijtraken (chemische tijdbom).

Ekotoxikologische studies aan zware metalen tonen effekten aan op steeds lagere niveaus, afhankelijk van de gekompli-ceerdheid van het gebruikte testsysteem. Gaande van testen aan individuele organismen naar testen met min of meer gekompliceerde ekosystemen in bijvoorbeeld mesocosms, kunnen effekten worden aangetoond op een niveau, dat de natuurlijke niveaus al aardig begint te benaderen (Kuiper, 1982). Gegeven de niet lineaire toxiciteitskurven van diverse zware metalen waardoor beneden bepaalde gehalten de schadelijke effekten weer toenemen als gevolg van gebreks­verschijnselen bij organismeft, . lijkt alleen het natuurlijke gehalte aan zware metalen alX refieren,tiekader bruikbaar. Daar moet dan wel bij opgemerkt worden, dat ook dit natuurlijke gehalte alles behalve kortstant is. Als gevolg van biologische aktiviteiten is'bijvoorbeeld voor vele zware metalen een duidelijke ' toename vast te «teilen in de gehalten gaande van het oppervlaktewater van de zee naar diepere waterlagen. In principe gedragen zware metalen zich daarmee op een vergelijkbare wijze als bijvoorbeeld nitraten en fosfaten (Yeats, 1988). Bij het gebruik van het natuur­lijk gehalte can zware metalen als referentiekader zal met deze fluktuaties duidelijk rekening gehouden moeten worden. Gegeven echter de vaak zeer veel hogere dan natuurlijke gehalten aan zware metalen in de meeste Nederlandse binnenwateren zal dit voorlopig nog wel een theoretische benadering blijven. In het gebied tussen de natuurlijke niveaus en de feitelijke gehalten in deze wateren zijn op ekosysteemniveau zeker effekten mogelijk. Vastgestelde effekten beperken zich echter overwegend tot akute effekten bij puntlozingen.

142

PCB

Het grote aantal organische stoffen waarvan op grond van hun geringe afbreekbaarheid belangrijke risiko's voor het aquatisch milieu zijn te verwachten, maakt het ondoenlijk op al deze stoffen in te gaan. Uitgaande van de risiko-faktoren milieuvreemdheid, ophoping in het milieu, ophoping in organismen en toxiciteit kan wel aan de hand van bijvoorbeeld de groep van polychloorbifenylen (PCB's) de aard van de problematiek worden geschetst.

PCB's zijn milieuvreemde stoffen die als gevolg van hun geringe afbreekbaarheid in het milieu ophopen en die door hun fysische eigenschappen (slechte wateroplosbaarheid, goede oplosbaarheid in vetweefsels) ook de neiging hebben zich in aquatische organismen op te hopen. Tot de groep van de PCB's behoren naast betrekkelijk weinig toxische verbindingen ook verbindingen die de toxiciteit van 2,3,7,8-TCDD ("dioxine") benaderen. Door gebruikmaking van toxiciteitsequivalentiefaktoren kan de toxiciteit van PCB's zelfs uitgedrukt worden als dioxine-equivalenten (van Zorge, 1990). Globaal levert 1 mg PCB's, zoals dat in vissen en amfibieën aanwezig is, dan ongeveer 40 ng dioxine-equiva­lenten op. '

De kombinatie van risiko-faktoren door PCB's maakt niet alleen dat deze stoffen zich op wereldschaal hebben kunnen ophopen in de oceanen, doch leidt er tevens toe dat deze stoffen zich in het vetweefsel van aquatische organismen koncentreren om aldus, via de voedselketen door hun toxiciteit een bedreiging te gaan vormen voor de konsumenten van deze organismen. De grootste risiko's van de vergif­tiging van het milieu met PCB's en stoffen met vergelijkbare eigenschappen richt zich daarmee op organismen aan het einde van voedselketens: zoogdieren en vogels en ook, via de konsumptie van visserijProdukten, de mens. PCB's staan in principe model voor vele andere niet of nauwelijks afbreek­bare milieuvreemde stoffen, waaronder bestrijdingsmiddelen als DDT, HCH, HCB, dieldrin en toxafeen. Ook dioxinen (polychloordibenzo-p-dioxinen en polychloor-dibenzofuranen) kunnen tot deze kategorie van verbindingen gerekend worden. Dioxinen behoren tot de meest toxische stoffen die er bestaan. Het voorkomen ervan in het milieu is niet het gevolg van een bepaalde doelbewuste produktie, doch is het resultaat van de vorming van dioxinen tijdens processen waarbij chloor en organisch materiaal bij verhoogde temperatuur met elkaar in wisselwerking kunnen treden (vuilverbranding, chemische industrie). Akute effekten van dit soort van stoffen zijn vrij zeldzaam. Wel zijn een tiental incidenten bekend met het bestrijdingsmiddel endosulfan, waarbij een aanzienlijke vissterfte is opge­treden. Ook kikkers zijn daarbij wel het slachtoffer geworden. (De Snoo & Canters, 1988).

Bij vissen is bij PCB-achtige stoffen sprake van een zekere mate van evenwichtsinstelling tussen het gehalte van deze stoffen in het water en in de vissen. Ophopingsfaktoren in de orde van een miljoen maal zijn daarbij geen uit­zonderingen. Op zich hoeft deze ophoping voor de vissen geen bijzondere risiko's op te leveren: bepalend is uiteindelijk

143

het gehalte aan deze toxische stoffen in de weefsels waar de effekten worden veroorzaakt. Er behoeft voor wat dat betreft dus geen wezenlijk verschil in toxiciteit te zijn tussen een sterk ophopende stof en een nauwelijks ophopende stof. Via de kieuwen zullen de vissen voor beide stoffen min of meer een evenwichtstoestand kunnen handhaven, waarbij het in de lichaamsvloeistoffen aanwezige gehalte de uiteindelijke effekten bepaalt.

Anders dan bij vissen leiden bij amfibieën in het vetweefsel opgehoopte PCB-achtige stoffen wel tot specifiek voor ophopende stoffen geldende problemen. Door een veel geringere uitwisseling met het water is veel minder dan bij vissen sprake van een snelle evenwichtinstelling. Als gevolg hiervan kunnen bij amfibieën specifieke problemen ontstaan tijdens en na de metamorfose, wanneer door het interen op vetweefsels de opgehoopte PCB-achtige stoffen in de lichaamsvloeistoffen vrijkomen. Het is namelijk zo, dat amfibieën tijdens de metamorfose niet eten. Bij vislarven treedt een vergelijkbare situatie op wanneer die interen op de in hun dooierzak aanwezige vetten. Alleen zal in dergelijke gevallen door een veel betere uitwisseling met het omringende water (de larven ademen door middel van kieuwen en hebben door hun gerirfge afmetingen een naar verhouding veel groter huidoppervlak dan amfibieën) het ontstaan van sterk verhoogde gehalten aan PCB-achtige stoffen in de lichaamsvloeistoffen kunnen worden vermeden. Vergiftigingsverschijnselen van PCB-achtige bestrijdings­middelen uiten zich bij amfibieën wel als morfologische afwijkingen, bijvoorbeeld abnormaal gevormde snuiten en kleurveranderingen (Brooks, 1981) en gedragsafwijkingen, bijvoorbeeld hyperaktiviteit, waardoor de kwetsbaarheid voor predatie toeneemt (Cooke, 1971).

Door diverse maatregelen is het gehalte, aan PCB's en verwante stoffen in het Rijnwater de afgelopen jaren duidelijk verminderd, zoalst blijkt uit onder andere de gemeten gehalten aan PCB's inhaal uit de Rijn bij Lobith. Deze daling doet zich ook voor in aal uit het in hoofdzaak uit Rijnwater bestaande Ketelmeer en Ms,selmeer (figuur 8).

mg/kg

Figuur 8.

• • Norm

• Rijn (Lobith) D Ketelmeer * IJsselmeer

Trends i n PCB-gehal ten i n v e t ) (Bron: RIVO).

88 Jaar

s t a n d a a r d - a a l

90

(18%

144

Voor de toekomst is een verdere daling te verwachten van de PCB-vergiftiging van de Rijn. Het niet meer toestaan van het gebruik van deze en vergelijkbare stoffen in hydrau­lische installaties in de kolenmijnbouw zal zich vrij snel kunnen vertalen naar een daling van de thans nog zeer hoge gehalten aan deze stoffen in het water van de Rijn en de in dit water aanwezige vissen en amfibieën. Ook in de wateren die direkt of indirekt met het Rijnwater in verbinding staan zal deze daling zich vertalen tot een vermindering van de chemische druk op vissen en amfibieën. Dit zou er toe kunnen leiden dat in deze wateren de PCB-gehalten dalen tot waarden vergelijkbaar met de gehalten in wateren in matig veront­reinigde gebieden, die niet met het Rijnwater in verbinding staan als het Alkmaardermeer, met in aal PCB-gehalten beneden de 0,5 mg/kg. Uiteindelijk zouden dan zelfs de gehalten benaderd kunnen worden in de nu nog minst met PCB's verontreinigde wateren, zoals de meren in de kop van Overijssel, met PCB-gehalten in aal beneden de 0,05 mg/kg. Beneden dit laatste niveau zou ook de visotter weer overlevingskansen hebben (Ringenaldus et al., 1989). Onder dergelijke omstandigheden zullen ook de perspektieven voor een gezonde visstand en gezonde amfibieën gunstig zijn. Op korte termijn lijkt een daling van de PCB-gehalten/tot een niveau beneden de 0,05 mg/kg in aal in de Nederlandse binnenwateren echter nog weinig realistisch. Slechts een zeer geringe fraktie van alle geproduceerde PCB's heeft het aquatisch milieu pas bereikt. Het meeste zit via vuilstorten of toepassingsplaatsen nog in de "pijplijn". Ook als het zeer hoge PCB-gehalte in het water van de grote rivieren aanzienlijk daalt, dan nog zal door diffuse verontreiniging en nalevering uit het bodemsediment lange tijd sprake zijn van een grote chemische druk op vissen en amfibieën in de beïnvloede wateren.

Ook de in hun effekten met PCB's verwante dioxinen zijn op een huidig achtergrondniveau van 1-5 ng/kg dioxine­equivalenten (Hagel, 1990) vooraleerst niet uit onze (aquatische) omgeving weg te denken. Eerder is reeds aangegeven dat de toxiciteit van PCB's ook in dioxine­equivalenten kan worden aangegeven, waarbij 1 mg PCB's eenzelfde effekt heeft als 40 ng dioxine-equivalenten. Voor het huidige (1990) gehalte aan PCB's in aal uit de Rijn bij Lobith zou dit betekenen een aanwezigheid van cirka 200 ng/kg dioxine-equivalenten. Dit betekent dat de bijdrage van PCB's aan het dioxine-ef fekt in deze vis ongeveer 40 maal groter is dan de bijdrage uit dioxinen zelf. Wordt er rekening mee gehouden dat de ophoping van PCB's in vis ongeveer 100 maal sterker is dan die van dioxinen (Gobas & Schrap, 1990), dan betekent dit voor de toxiciteit in dioxine-equivalenten in het Rijnwater een naar verhouding iets grotere bijdrage van dioxinen dan van PCB's. Gegeven de vrij gelijkmatige verspreiding van dioxinen over de Nederlandse binnenwateren en de Noordzee (Hagel, 1990) betekent dit voor de veel minder met PCB's belaste Noordzee een naar verhouding grotere bijdrage van de toxische effekten van dioxinen aan de chemische druk op flora en fauna dan door PCB's. Het PCB-gehalte in vis in de Noordzee ligt gemiddeld meer dan 10 maal lager dan bij Lobith.

145

Voor de oceanen is de situatie voor wat betreft de PCB's en verwante verbindingen voor de toekomst minder gunstig dan voor de binnenwateren, aangezien al dergelijke milieu-vreemde slecht afbreekbare stoffen uiteindelijk in zee terecht zullen komen. Van een daling van de huidige gehalten in zee zal dan ook alleen plaatselijk, bijvoorbeeld in de zuidelijke Noordzee, sprake kunnen zijn. Als geheel zullen de gehalten aan PCB's en verwante stoffen in zee alleen maar kunnen toenemen. De ophoping van PCB's en verwante stoffen in zee zal een sluipend proces zijn, waarvan de effekten die op langere termijn kunnen optreden niet zijn te overzien. Het is dan ook niet verwonderlijk dat effekten van dit soort van stoffen zich meestal onverwacht voordoen op tijdstippen dat emissie reeds lange tijd heeft plaatsgevonden. Voor PCB's mag bijvoorbeeld op mondiale schaal aantasting van de populaties aan mariene zoogdieren verwacht worden (3e Nota Waterhuishouding, 1989), met alle gevolgen van dien voor de hiermee in direkte of indirekte relatie staande populaties van organismen. Het is dan ook te verwachten dat PCB's en verwante milieuvreemde, slecht afbreekbare en toxische stoffen, door hun uiteindelijke ophoping in zee uiteindelijk de grootste druk zullen leggen op fJ.ora en fauna. Lang nadat de huidige generaties de voordele» van het gebruik van dit type stoffen zal hebben genoten, zullen toekomstige generaties met de door deze stoffen veroorzaakte vergif­tiging van het milieu gekonfronteerd worden. Het produceren van dit type stoffen staat dan ook op gespannen voet met het begrip duurzame ontwikkeling, waarbij de mogelijkheden voor toekomstige generaties nadrukkelijk niet in gevaar gebracht mogen worden om ook in hun behoeften te voorzien.

Literatuur

Banning, P. van, 1986. Case-history of the Bonamia ostreae control in Dutch oyster culture. In: Pathology in. Marine Aquaculture. C.P. Vivarès, J«R. Bonami & E Jaspers (Eds). European Aquaculture Society, Spécial' Publication No. 9, 1986, pp. 24-27, Bredene, Belgium. ,

Banning, P. van, 1990. Effects, of the swimbladder nematode Rnguillicola crassus 'in wild and farmed eel, Anguilla anguilla. Pathology in Marine Science. F.0. Perkins and T.C. Cheng (ed.). Proceedings Third International Colloquium on Pathology in Marine Aquaculture PAMAQ. New York. Academic Press, 1990.

Birchall, J.D., C. Exley, J.S. Chappell & M.J. Philips, 1989. Acute toxicity of aluminium to fish eliminated in silicon-rich acid waters. Nature 338, 146-148.

Brooks, J., 1981. Otolith abnormalities in Limnodynastes tasmaniensls tadpoles after embryonic exposure to the pesticide dieldrin. Environmental Pollution (Series A) 25, 19-25.

CCRX, 1990. Metingen van Radioaktiviteit en Xenobiotische Stoffen in het Biologisch Milieu in Nederland 1989. Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer.

Cooke, A.S., 1971. Selective prédation by newts on frog tadpoles treated with DDT. Nature 229, 275-276.

146

Daan, N., 1989. The ecological setting of the North Sea fisheries. Dana 8, 17-31.

Demon, A., 1982. Bestrijdingsmiddelen en hun invloed op amphibieën en reptielen. Doctoraalscriptie Afdeling Dieroecologie, Katholieke Universiteit Nijmegen.

Derde Nota Waterhuishouding, 1989. Water voor nu en later. SDU. Den Haag. 1989.

Gobas, F.A.P.C. & S.M. Schrap, 1990. Bioaccumulation of some polychlorinated dibenzo-p-dioxins and octachloor-dibenzofuran in the guppy (Poecilia reticulata). Chemo-sphere 20, 495-512.

Golterman, H.L., 1975. Physiological Limnology, An Approach to the Physiology of Lake Ecosystems. In: Developments in Water Science, 2. V.T. Chow (Editor). Elsevier Scientific Publishing Company, Amsterdam, Oxford, New York.

Groot, S.J. de, 1989. Literature survey into the possi­bility of restocking the River Rhine and its tributaries with Atlantic salmon (Salmo salar). Publications and Reports of the Project "Ecological Rehabilitation of the River Rhine", 1989-11.

Hagel, P., 1990. Het dioxinegehalte in Nederlandse visse-rijprodukten. RIVO-Rapport MO 90-03. IJmuiden.

Kuiper, J., 1982. The use of enclosed plankton communities in aquatic ecotoxicology. Proefschrift. L.H. Wageningen.

Leuven, R.S.E.W., C. den Hartog, M.M.C. Christiaans & W.H.C. Heijligers, 1986. Effects of water acidification on the distribution pattern and the reproductive succes of amphibians. Experientia 42, 495-503.

Leuven, R. & R. Schuurkes, 1987. Verzuring van kalkarme wateren. Natuur en Milieu 11, 12-16.

Linnenbach, M. & H. Gebhardt, 1987. Untersuchungen zu den Auswirkungen der Gewässerversauerung auf die Ei- und Larvalstadien von Rana temporaria. Lineaus, 1758. Salamandra 25, 153-158.

Mellergaard, S. & E. Nielsen, 1990. Fish desease investiga­tions in Danish coastal waters with special reference to the impact of oxygen deficiency. ICES C.M.1990/E:6.

Pieters, H., 1989. Time trends of mercury in pike-perch (Stizostadion lucioperca), perch (Perca fluviatilis) and eel (Anguilla anguilla) from Lake IJssel. Proceedings Symposium "Heavy Metals in the Environment", Geneva, September 1989.

RIWA, Samenwerkende Rijn- en Maaswaterleidingbedrijven, Jaarverslag 1987/'88 - deel A: de Rijn.

Ringenaldus, F., Wansink, D., Zoon, C , 1989. Herstel van otterleefgebieden in Noord-Holland ten noorden van het Noordzeekanaal. Stichting Otterstation Nederland, 1989.

Rosenberg, R., O. Lindahl & H. Blanck, 1988. Silent Spring in the Sea - Synopsis. AMBI0 17, 289-290.

Schäfer, A.J., G. van Urk & C.J. van Leeuwen, 1986. De gevolgen van de brand bij Sandoz te Bazel voor de waterkwaliteit in Nederland. H20 19, 605-609.

Seligman, P.F., A.0. Valkirs, P.M. Stang & R.F. Lee, 1988. Evidence for Rapid Degradation of Tributyltin in a Marina. Marine Pollution Bulletin 19, 531-534.

Snoo, G.R. de & K.J. Canters, 1988. Neveneffecten van bestrijdingsmiddelen op terrestrische vertebraten. Deel I

147

+ II. Centrum voor Milieukunde, Leiden. April, 1988. Vethaak, A.D., 1987. Fish deseases, signals for a diseased

environment? In: Proceedings of the 2nd North Sea Seminar 86, Rotterdam, 1-3 October. Reasons for concern. Vol. 2, 41-61. G. Peet (ed.). Werkgroep Noordzee. Amsterdam.

Weinreich, J.A. & C.J.M. Musters, 1989. Toestand van de Natuur; veranderingen in de Nederlandse natuur. Achter­grondreeks Natuurbeleidsplan. SDU. 's Gravenhage.

Wester, P.W., J.H. Canton, A.A.J, van Iersel, E.I. Krajnc & H.A.M.G. Vaessen, 1990. The toxicity of bis(tri-n-butyl-tin)oxide (TBTO) and di-n-butyltindichloride (DPTC) in the small fish species Oryzias latipes (medaka) and Poecllia riticulata (guppy). Aquatic Toxicology 16, 53-72.

Willemsen, J., 1980. Fishery-aspects of eutrophication. Hydrobiological Bulletin 14, 12-21.

Yeats, P.A., 1988. The distribution of three metals in ocean waters. The Science of the Total Environment 72, 131-149.

Zorge, J.A. van, 1990. Toxiciteitsequivalentiefaktoren PCB's. Werkgroep Toxiciteitsequivalentiefaktoren. Ministerie van VROM, 12 september 1990.

/ *

148

VOGELS EN ZOOGDIEREN CHEMISCH ONDER DRUK

G.R. de Snoo & K.J. Canters

Centrum voor Milieukunde, Rijksuniversiteit Leiden, Postbus 9514,2300 RA Leiden

Samenvatting

In deze bijdrage wordt een overzicht gegeven van de in het veld waargenomen effecten van milieuvreemde stoffen op vogels en zoogdieren in Nederland ( in het onderstaande kortheidshalve verder aangeduid als de wilde fauna). Daartoe wordt eerst kort ingegaan op de bestaande bedreigingen en worden een paar voorbeelden gegeven van de rol die andere milieubeleidsthema's dan Verspreiding daarbij spelen. Bij de behandeling van het thema Verspreiding worden vier groepen van stoffen onderscheiden: i) zware metalen, ii) PCB's en aanverwante verbindingen, iii) bestrijdingsmiddelen en iv) overige stoffen. Er wordt zoveel mogelijk geprobeerd om aan te geven of er effecten zijn gevonden op het niveau van individuen, populaties of soorten. Het overzicht pretendeert niet volledig te zijn, wel wil het illustratief zijn voor de aard van de behandelde problematiek.1

Uit het verkregen overzicht worden conclusies afgeleid omtrent het wel of niet ecologisch inpasbaar zijn van de verschillende stofgroepen, een van de doelstellingen van het PEIS.

Aangezien vanuit het beleid steeds weer de vraag gesteld wordt wat de relatieve bijdrage is zowel van de verschil­lende stofgroepen als van de verschillende milieubeleids­thema's aan de algehele milieudegradatie, wordt tenslotte een poging gedaan een bijdrage te leveren aan het beantwoor­den van deze vraag.

Veranderingen in de vogel- en zoogdierstand

In Nederland komen ongeveer 275 vogelsoorten min of meer regelmatig voor. Hiervan wordt 33% bedreigd (cf. "Zorgen voor morgen": p. 199); d.w.z. ze vertonen als gevolg van het menselijk handelen een neergaande populatie-trend. Deze achteruitgang deed zich in de periode 1950-1970 bij broedvogels vooral voor bij soorten van heiden en in het agrarisch gebied en in de periode 1970-1984 ook bij broedvogels van struwelen (Kwak et al., 1988). Bij de zoog­dieren wordt ongeveer 50% van de ruim 60 in Nederland voorkomende soorten bedreigd; vooral roofdieren (Carnivora) en knaagdieren (Rodentia) gaan achteruit (Weinreich & Mus-

1 Onder effecten wordt in dit verband ook verstaan een verhoogde concentratie van een milieuvreemde stof in organismen; een effect hiervan op de vitaliteit of het functioneren van het organisme hoeft nog niet waarneembaar te zijn.

149

ters, 1989).

Overigens gaan ook de andere groepen (semi-)terrestrische vertebraten in ons land sterk achteruit: van de vijftien soorten amfibieën worden er tien bedreigd en van de zeven soorten reptielen zes (cf. Weinreich & Musters, 1989). Voor de behandeling van de effecten van stoffen op amfibieën kan worden verwezen naar de bijdrage van Hagel & Van Gelder (1991, dit boek). Aangezien er omtrent de effecten van milieuvreemde stoffen op reptielen onder veldomstandigheden in Nederland nauwelijks gegevens voorhanden zijn, worden deze vertebraten verder buiten beschouwing gelaten.

Bedreigingen

De verschillende milieuthema's die in het milieubeleid worden gehanteerd, kenmerken zich alle door min of meer specifieke punten waarop zij aangrijpen in het ecosysteem. Dit geldt niet voor het thema Vernietiging - een ingreep met een absoluut karakter - , dat zich in grote delen van Nederland onomkeerbaar heeft doen laten gelden.

Verzuring, Vermesting en Verdroging hebben vooral effecten op de vegetatie. Verondersteld mag worden dat dit uiteinde­lijk ook tot effecten zal leiden op vogels en zoogdieren, vanwege het bestaan van afhankelijkheidsbetrekkingen tussen de onderdelen in een ecosysteem. Ondanks het feit dat de kennis hieromtrent nog maar beperkt is, komen er ook hier steeds meer feiten boven tafel. Zo leidt Verzuring ertoe dat in bossen op arme zandgronden koolmezen Parus major door kalkgebrek steeds vaker eieren leggen met een dunne en poreuze schaal, terwijl ook de legselgrootte afneemt en de pootbotjes van de jongen zich niet voldoende kunnen ontwik­kelen. Het gevolg hiervan is dat het broedsucces plaatselijk afneemt (Drent & Woldendorp, 1989). Anderzijds kan de achteruitgang in bosvitaliteit,, veroorzaakt door dieeelfde Verzuring, ertoe leiden dat eryVoor,holbewonende vogels en zoogdieren meer mogelijkheden ontstaan; ook kan het voedselaanbod voor deze soorten gunstiger, worden (cf. Grave-land, 1990).

Daan (1980) veronderstelt dat twee inheen^se vleermuis­soorten, de watervleermuis Myotis 'daubentonii en de meervleermuis M. dasycneme, die voor hun voedsel in hoge mate afhankelijk zijn van boven water levende insecten, door eutrofiëring van het oppervlaktewater mogelijk een groter voedselaanbod tot hun beschikking hebben gekregen. Dit zou een verklaring kunnen zijn voor het feit dat alleen deze beide soorten in de periode na W O U een opwaartse populatie-ontwikkeling hebben vertoond (cf. Weinreich*^ Oude Voshaar, 1987).

De gevolgen van Vermesting en Verdroging zijn bij weide­vogels goed onderzocht (cf. Beintema & Müskens, 1987). Daarbij komt naar voren dat soorten als grutto Limosa llmosa en kievit Vanellus vanellus door de intensivering van de landbouw snel in aantal achteruitgaan (hoewel ze nog steeds algemeen voorkomen). Van deze intensivering vormen Vermes-

150

ting en Verdroging twee belangrijke exponenten. Door deze Vermesting en Verdroging treden er namelijk indirect grote veranderingen op in het voedselaanbod voor jonge weidevo­gels, waardoor geschikte prooigroottes niet op tijd aanwezig zijn. Dit leidt uiteindelijk tot benadeling van genoemde middelgrote soorten, maar vooral ook van de kleinere soorten als watersnip Gallinago gallinago en kemphaan Philomachus pugnax, en bevoordeling van de grotere soorten, zoals schol­ekster Haematopus ostralegus en wulp Numenius arquata (mond.med. AJ Beintema; cf. Beintema & Visser, 1990).

Door Vermesting is de visstand over het algemeen in kwalitatieve zin afgenomen, maar in kwantitatieve zin toegenomen (cf. Hagel & van Gelder in deze bundel). Hierdoor is het voedselaanbod voor visetende soorten (b.v. fuut Podiceps cristatus en aalscholver Phalacrocorax carbo vergroot, een mogelijke verklaring voor de toename van deze soorten in het afgelopen decennium (SOVON, 1987; cf. Graveland, 1990). Echter, deze toename vond niet overal plaats. Integendeel, in kleine kalkarme wateren op de voedselarme zandgronden verdween de daar aanwezige vis door Verzuring en daarmee ook de fuut (Schuurkes & Starmans, 1987).

De milieuthema's Verstoring en Versnippering grijpen wel direct aan op de wilde fauna. Een voorbeeld van de effecten van Verstoring is dat met toenemend verkeerslawaai de broed­dichtheid van bosrietzanger Acrocephalus palustris, fitis Phylloscopus trochilus en matkop Parus montanus afneemt (Reijnen & Thissen, 1987). In de jaren tachtig is er een positief verband vastgesteld tussen de toename van het autogebruik en het aantal verkeersslachtoffers onder de das (Berendsen, 1986; mond.med. JL Mulder). Ook uit de voorkeur van de das Mêles meles om zich langs heggen te verplaatsen in een overigens open landschap (Broekhuizen et al., 1986) kan de gevoeligheid voor Versnippering van deze soort worden afgeleid.

Door Opdam c.s. (o.a. Opdam & Retel Helmrich, 1984; Opdam, 1987; van Noorden et al., 1988) wordt verondersteld dat met name vogels van stabiele milieus, zoals oude loofbossen (b.v. boomklever Sitta europaea en middelste bonte specht Dendrocopos médius) en heidevelden (o.a. klapekster Lanius excubitor), van Versnippering nadelige gevolgen onder­vinden. Wellicht is ook de rosse woelmuis Clethrionomus glareolus, met eveneens een voorkeur voor opgaande vegeta­ties, gevoelig voor Versnippering (cf. van Apeldoorn, 1989).

Verspreiding

Het thema Verspreiding grijpt vaak in de vorm van directe of indirecte toxische effecten aan op de wilde fauna. Indirecte toxische effecten zijn vergiftigingseffecten op een bepaald trofisch niveau waarbij organismen op een lager trofisch niveau als intermediair optreden (= doorvergif­tiging). Dat milieuvreemde stoffen echter niet alleen tot toxische effecten voor de wilde fauna kunnen leiden, maar

151

ook ecologische (d.w.z. kunnen leiden tot veranderingen in het voedselaanbod en/of de ruimtelijke structuur van de habitat (de Snoo & Canters, 1988) wordt langzamerhand steeds duidelijker. Een voorbeeld vormen de voorspelde klimaats­veranderingen als gevolg van CFK's, C02 , CH4 en N02 en de indirecte gevolgen hiervan voor de wilde fauna. Een zeer voorzichtige indicatie van veranderingen in areaalgrenzen van soorten als gevolg van dergelijke klimaatsveranderingen levert de zwartkopmeeuw Larus melanocephalus op; een mediterrane soort die zich de afgelopen decennia in Nederland en aangrenzende landen als broedvogel heeft gevestigd. Meininger & Bekhuis (1990) sluiten een artikel over deze vestiging af met de volgende overdenking: "Zonder ons te willen wagen aan speculaties over klimaatsveranderin­gen, geeft het te denken dat er in 1989 en 1990 in het Deltagebied meer Zwartkopmeeuwen dan Noordse Sterns Sterna paradisea - een soort die vooral ten noorden van Nederland als broedvogel voorkomt - tot broeden kwamen."

Zware metalen

Volgens Ma (mond.med.) zijn van de,zware metalen voor ver-tebraten met name cadmium, lood, kwik, aluminium en seleen gevaarlijk, kunnen zink en koper betrekkelijk gemakkelijk door vertebraten worden uitgescheiden en zijn nikkel en chroom in veel mindere mate beschikbaar, waardoor de bloot­stelling van de wilde fauna aan de beide laatste stoffen veel geringer is. Effecten van de afzonderlijke zware metalen zijn in het veld vaak moeilijk te onderkennen vanwege het vaak gezamenlijk voorkomen, bijvoorbeeld lood samen met zink en cadmium.

Er is nog een aspect dat voorafgaand aan een meer gedetailleerde behandeling vermeld dient te worden-Graveland (1990) illustreert dit in een uitgebreid over­zichtsartikel over de effecten van Verzuring op vogels met een aantal referenties - , nliJs dat de beschikbaarheid van zware metalen, en daarmee dè blootstelling van vogels, sterk afhankelijk is van de zuurgraad J en daarmee het kalk­en fosfaatgehalte) van het milieucompartiment. Dit betekent dat gelijke concentraties' van zware metalen in verschillende bodemtypen niet altijd hetzelfde effect op de wilde fauna zullen hebben.

In de wijde omgeving van de zinksmelterij bij Budel, Noord-Brabant, zijn niet alleen in de bodemmacrofauna hoge concentraties zware metalen (Cd, Zn en Pb) gevonden (Denneman et al., 1987) maar ook in zoogdieren (cf. Ma, 1985). Vooral cadmium accumuleert sterk in de le^er en nieren van zoogdieren, met name bij insectivoren zoals mol Talpa europaea en bosspitsmuis Sorex cf. araneus (Denneman, 1989). Deze eigenschap maakt deze soorten overigens zeer geschikt voor voedselketenonderzoek in verontreinigde ecosystemen (Denneman, 1990). Bij kleine herbivore zoog­dieren, zoals de aardmuis Microtus agrestis, veldmuis Mlcrotus arvalis en dwergmuis Micromys minutus, liggen de concentraties veel lager dan bij insectivore soorten (factor 100). De bosmuis Rpodemus sylvatxus en rosse

152

woelmuis - beide omnivoor - nemen een intermediaire positie in (Ma, 1985).

Onderzoek in de Zuidhollandse Bollenstreek bevestigt de bovenvermelde resultaten: verhoging van de cadmiumcon-centratie in de bodem leidt tot accumulatie van cadmium in regenwormen en vervolgens in mollen (verhouding bodem:regen­worm: mol = 1:25:250). Ook koper bleek van regenworm naar mol te accumuleren; andere metalen vertoonden geen accumulatie (van Rooij et al., 1987). Denneman e s . (sehr.med.) vonden voor de cadmium-accumulatie in de omgeving van eerder­genoemde zinksmelterij van bodem via regenworm naar mol de verhouding 1:45:60.

Overigens is onderzoek naar de effecten van koper op zoogdieren maar in beperkte mate uitgevoerd. Wel is bekend dat schapen zeer gevoelig zijn en koeien niet. Hoe de gevoeligheid is van wilde herkauwers als edelhert Cervus elaphus en ree Capreolus capreolus is geheel onbekend (Eijsackers et al., 1985).

Ook bij dassen die foerageerden in de verontreinigde Maas­uiterwaarden zijn hoge concentraties cadmium aangetroffen (Ma & Broekhuizen, 1989). Het cadmium-gehalte in de/nieren bleek vier à vijf keer hoger te zijn dan dat van dieren uit controle-gebieden (met een maximum van 405 ug/g). In 35% van de onderzochte dieren uit de Maas-uiterwaarden werd de kritisch geachte grenswaarde van 125 ug/g bereikt of over­schreden (Ma, 1987). Boven deze grens ontstaat nierschade (mond.med. W-C Ma). Ook de concentraties lood, kwik, koper en zink waren hoger dan normaal (Ma S Broekhuizen I.e.).

Vijf exemplaren van de otter Lutra lutra zijn onderzocht op de aanwezigheid van o.a. zware metalen. De otters waren alle afkomstig uit Noord-Nederland en doodgegaan in de periode 1984-88. De concentraties lood en cadmium lagen onder de kritische grenzen en ook de gemeten kwikcon­centraties worden niet gevaarlijk geacht (Broekhuizen, 1989).

Onderzoek van Ma (1989) leverde op dat ook terrestrische kleine zoogdieren van valhagel nadelige effecten onder­vinden, o.a. een overschrijding van de kritische lood-concentratie in de nieren en afwijkend gewicht van deze organen bij de bosspitsmuis (het laatste ook bij de rosse woelmuis) en bij de bosmuis een lager lichaamsgewicht.

Ook in zeezoogdieren zijn de concentraties van sommige zware metalen verhoogd, zoals van kwik en seleen in zee­honden uit de Nederlandse Waddenzee (Reijnders, 1980; cf. Koeman et al., 1972c). Op grond van literatuurgegevens sluiten Gleichman & Ma (1989) een eventuele vergiftiging van de bever Castor fiber in de Biesbosch met cadmium (blootstelling via de vegetatie, met name de bast van bomen) niet uit.

Uit de genoemde onderzoekingen blijkt dat op plaatsen met een verhoogde concentratie zware metalen in de bodem - en mede in relatie tot de biologische beschikbaarheid - er

153

sprake is van een chronische belasting van zoogdieren via het voedsel, met name van insectivoren. Vaak spelen regenwormen hierbij een belangrijke intermediaire rol. Met het ouder worden van de dieren neemt de concentratie van veel metalen vaak toe (o.a. Ma & Broekhuizen, 1989; cf. van Straalen, 1988) en daarmee ook de kans op overschrijding van letale concentraties. Wat hiervan de gevolgen kunnen zijn op populatie-niveau is echter niet bekend.

Het blijkt dat vogels die zich voeden met organismen uit het aquatisch milieu zware metalen (en PCB's) accumuleren (Marquenie et al., 1986). Kuifeenden Rythya fuligula die in het laboratorium werden gevoerd met driehoeksmosselen Dreis-sena polymorphs afkomstig uit het verontreinigde Haring­vliet, vertoonden afwijkend broedgedrag en hadden kleinere legsels en minder sterke eieren (zie ook noot 2). Als controle golden driehoeksmosselen die afkomstig waren uit het Markermeer.

In het veld lijkt een geringere opname waarschijnlijk doordat de populatie-dichtheid van driehoeksmosselen zelf negatief gecorreleerd is met de aanwezigheid van cadmium. Juist de hogere dichtheden - en dus relatief' schone driehoeksmosselen - worden door Kuifeenden geprefereerd (van Urk & Marquenie, 1989), in verband met het feit dat het dan minder energie en tijd kost om aan voedsel te komen. Bij de fuut, een viseter, bleek kwik via het voedsel te accumuleren in lever en nieren (Marquenie, 1980).

Ook op de wadden, een zout watermilieu, zijn verhoogde gehalten van zware metalen waargenomen (Goede, 1985). Verschillende soorten steltlopers blijken in de veren verhoogde concentraties van kwik, lood, zink en seleen in de veren te bezitten. Cadmium daarentegen wferd niet of nauwelijks aangetroffen.

Geconcludeerd kan worden *dat piscivore en molluscivore vogels, zowel van het zoete als zoute wa.ter, via hun voedsel in sterke mate aan zware metalen kunnen zijn blootgesteld.

Over de chronische belasting 'met zware metalen van op het land levende vogels zijn uit Nederland minder veldgegevens voorhanden. Acute loodvergiftigïng van"bij voorbeeld ganzen door het binnen krijgen van metallisch lood, in de vorm van hagelkorrels, wordt wel veelvuldig gemeld. Bijna 60% van de totale looddepositie in Nederland bestaat uit valhagel (CCRX, 1990). Dit leidt plaatselijk tot hoge loodgehalten in de bodem (Smit et al., 1988a) en is de oorzaak van lood-vergiftiging bij watervogels, met name bij de grauwe gans Anser anser en de wilde zwaan Cygnus cygnus (Smit fet al., 1988b; cf. Smit et al., 1988c). Beide soorten eten o.a. de ondergrondse, voedzame delen van waterplanten, waarbij tevens veel bodemmateriaal inclusief de daarin aanwezige valhagel wordt opgegeten. Dit wordt bevestigd door gegevens van het CDI, waaruit blijkt dat er in de periode 1975-1988 sprake was van loodvergiftiging bij ruim 4% van de vogels die werden aangeleverd (Spierenburg et al., 1989; cf. Smit, 1989).

154

PCB's, dioxinen en furanen

Polychloorbifenylen (PCB's), -dibenzodioxinen (PCDD's) en -dibenzo-furanen (PCDF's) worden onder één noemer besproken. Deze stoffen hebben een verwante chemische structuur - met als gevolg vaak ook een verwant biochemisch gedrag (accu­mulatie) of werkingsmechanisme - en zijn zeer moeilijk af­breekbaar. Ook komen deze stoffen vaak samen voor in het milieu, waardoor organismen veelvuldig worden blootgesteld aan een mengsel van deze stoffen. De belasting veroorzaakt door deze "chemische cocktails" kan bij vogels en zoogdieren worden vastgesteld door het meten van een bepaalde vorm van cytochroom-P-450-inductie, een vorm die verantwoordelijk wordt geacht voor het metaboliseren van deze verbindingen (van den Berg et al., 1990), maar ook door bepaling van het gehalte aan vitamine A of schildklierhormoon in het bloed, waarvan de concentraties door PCB's negatief worden beïnvloed (Brouwer et al., 1989). Minimale afwijkingen hierin kunnen grote gevolgen hebben voor groei, ontwikkeling en voortbestaan van organismen.

In Nederland worden PCB's, dioxinen en furanen vooral aangetroffen in waterbodems en op chemische stortplaatsen. Voorbeelden zijn de Biesbosch, de Volgermeerpolder en de Diemerzeedijk. Vertegenwoordigers van deze groep van stoffen worden zelfs tot in de poolstreken aangetroffen, zowel in het ijs als in de daar levende dieren (van den Berg, 1990). Koeman et al. (1972b, 1972c, 1973) constateerden reeds ver­hoogde PCB-gehalten bij blauwe reiger Rrdea cinerea, water­vogels - met bij de aalscholver waarschijnlijk een dodelijke concentratie - , en zeezoogdieren (bruinvis Phocoena phocoena en tuimelaar Tursiops truncatus). Duinker (1990) geeft in een uitgebreid overzicht aan wat voor zeezoogdieren de consequenties zijn van PCB's in het sediment van de Waddenzee. Hieruit komt onder meer naar voren bij een langzame mobilisatie van PCB's uit de bodem, de gehalten in het water nog een zeer lange tijd dezelfde kunnen blijven of zelfs nog hoger kunnen worden, hetgeen vanzelfsprekend ook consequenties zal hebben voor zeevogels en -zoogdieren.

Bepaalde PCB-congeneren concentreren zich aan de top van de voedselketen (b.v. van den Berg et al., 1987; Claassen, 1989 ). Effecten bij zoogdieren en vogels hebben vooral betrekking op de vruchtbaarheid en het voortplantingssucces, maar kunnen ook sterfte veroorzaken en dan met name bij piscivore soorten en molluscivore soorten (cf. Koeman et al., 1972b).

Kleine walvisachtigen lijken, in tegenstelling tot vogels en op het land levende zoogdieren, de mogelijkheid te missen om bepaalde PCB's af te breken. Hierdoor zouden deze soorten extra gevoelig zijn voor aantasting van de vruchtbaarheid door PCB's (Tanabe et al., 1988). Dit zou ook kunnen gelden voor de bruinvis Phocoena phocoena en de verschillende dolfijnesoorten in de Nederlandse kustwateren.

Bij de vijf reeds eerder genoemde otters lag het gehalte PCB's (gemiddeld 82,2 pg/g vet) (Broekhuizen & de Ruiter-

155

Dijkman, 1988; Broekhuizen, 1989; cf. Broekhuizen, 1986) ver boven het niveau waaronder de voortplanting van de Ameri­kaanse nerts Mustela vison - evenals de otter behorende tot de marterachtigen (Mustelidae) - niet waarneembaar wordt beïnvloed (cf. den Boer, 1984). Volgens Broekhuizen (1989; cf. Mason, 1989) vormt dit gerede aanleiding om aan te nemen dat de huidige PCB-belasting van het aquatische milieu in Nederland een belangrijke beperkende factor is voor het voorkomen van de otter in ons land (zie ook Claassen, 1989; cf. Duinker, 1990).

Het gedrag en effecten van PCB 's in de otter vertoont grote overeenkomsten met dat van PCB 's in de gewone zeehond Phoca vitulina. Uit onderzoek van Reijnders (1980) blijkt dat de zeehonden in de Waddenzee een tien keer hogere PCB concentratie hebben dan dieren uit vergelijkbare gebieden. PCB's veroorzaken een verhoogde microsomale enzymactiviteit in de lever, waardoor geslachtshormonen worden afgebroken. Dit heeft tot gevolg dat de vruchtbaarheid vermindert. Inmiddels is gebleken dat dit inderdaad de verklaring is voor de lage reproductie van de zeehond in het Nederlandse deel van de Waddenzee en de achteruitgang aldaar in de jaren zestig en zeventig (Reijnders, 1986).

Uit het reeds genoemde onderzoek van Marguenie et al. (1986) komt naar voren dat het afsterven van embryo's van kuifeenden in eieren, die afkomstig zijn uit het vervuilde Haringvliet-gebied, mogelijk samenhangt met een verhoogde concentratie van PCB 's.2

Scholten & Foekema (1989 ) bevestigen deze waarnemingen en komen aanvullend met gegevens over het gehalte van organo-chloor-verbindingen (PCB's èn diverse pesticiden) in eieren van kuifeenden en futen afkomstig van een aantal plaatsen in Nederland. Daarbij kwam o.m. naar voren dat kuifeendeëieren verzameld in de Biesbosch meer organochloQr-verbindingen bevatten dan eieren uit het Haringvlietgebied.3 Eieren verzameld in Friesland, daara/vtegen, bleken zes maal minder organochloor-verbindingen te»*» bevatten. Het feit dat futeëieren uit de Biesbosch vïjf maal zoveel organochloor-verbindingen bevatten dan kuifeendeëaexen uit datzelfde gebied, toont wellicht aan dat de fuut zich in een nog meer delicate positie bevindt dan de kuifeend. (

2 In dit verband is het een verontrustend gegeven dat er in 1988 een sterke verhoging van PCB's in Paling Anguilla anguilla is waargenomen in het Haringvliet (tegelijk met een verhoging van DDT en kwik). Deze gecombineerde verontrei­niging wijst mogelijk op een recente milieuverontreiniging van algemene aard, die vooralsnog onbekend is (CCRX, 1990).

3 Gleichman en Ma (1989) komen tot de conclusie dat de kwaliteit van de waterbodem van de Biesbosch ten aanzien van (zware) metalen, PAK's en PCB's slechter is dan die van nabij gelegen gebieden als Haringvliet en Hollands Diep.

156

Boudewijn & Mes (1989) vonden bij de fuut wel een verschil in eischaaldikte tussen Biesbosch- en museummateriaal, maar geen waarneembaar verschil in uitkomstpercentages tussen Biesbosch-legsels en legsels uit andere gebieden in Nederland. Bij de meerkoet Fulica atra kon geen afname van de eischaaldikte worden vastgesteld. Dirksen et al. (1989; cf. Boudewijn et al., 1989) vonden bij de aalscholver een verband tussen de water(bodem)kwaliteit van het voedsel-gebied en het broedsucces (d.w.z. legselgrootte en aantal uitgevlogen jongen). Op grond van de gevonden dikten van de eischalen bij aalscholvers moet - voor alle onderzochte locaties - worden aangenomen dat er sprake is van een zekere mate van contaminatie met gechloreerde koolwaterstoffen.

Uit onderzoek van Van den Berg (1990) blijkt dat kunstma­tig uitgebroede eieren van aalscholvers uit de Biesbosch via het wijfje (= bij de ei-aanleg) reeds blootgesteld zijn. De specifieke cytochroom-P-450-activiteit (zie bovenstaand) bleek in de Biesbosch bij aalscholvers 25% hoger en de schildklierhormoonspiegel 50% lager dan in het controle­gebied, in dit geval Friesland.

De relatie tussen PCB's en vogels die op het land leven en daar hun voedsel verzamelen is veel minder intensief onder­zocht. Fuchs et al. (1972) toonden hoge gehalten aan in roofvogels en uilen (met een maximum van 590 ug/g lever bij de ransuil Asio otus). Onderzoek uit 1978 laat zien dat PCB-gehalten in eieren van de ekster Pica pica uit de uiterwaar­den van de grote rivieren hoger waren dan uit andere gebieden, terwijl eieren van de merel Turdus meruia-ongeacht het gebied van herkomst - steeds hoge gehalten vertoonden (Fuchs, 1983).

In vergelijking met PCB's zijn er weinig gegevens over gehalten van dioxinen en furanen in organismen voorhanden, althans voor wat betreft de wilde fauna in Nederland. Voor zoogdieren zijn er gegevens van de Volgermeerpolder. Daar zijn in vergelijking met schone gebieden in de levers van bosmuizen en bosspitsmuizen hoge concentraties dioxine (2,3,7,8-TCDD) en furanen (ETCDF, P5CDF en H6CDF) gevonden (Heida & Olie, 1985). Ook voor vogels zijn er weinig gegevens. In aalscholvers uit gebieden met verontreinigde waterbodems is een sterke accumulatie ten opzichte van paling waargenomen, zowel van dioxinen als van furanen (van den Berg et al., 1987). Daarbij werd aannemelijk gemaakt dat deze verbindingen via biotransformatie (door de paling) tot stand komen en dus niet op directe wijze in het milieu terecht komen.

In de Volgermeerpolder bleek in een aantal gevallen lage concentraties dioxinen aantoonbaar te zijn in fazanten Phasanius colchicus. Furanen zijn in deze dieren niet gevonden (Heida & Olie, 1985).

Tenslotte moet nog iets vermeld worden over Ugilec, een vervanger voor PCB's, waaraan deze nieuwe stof ook chemisch verwant is. Ondanks het feit dat het gebruik ervan in Neder­land inmiddels verboden is (vanwege met PCB's vergelijkbare

157

eigenschappen, ni. persistent en accumulerend), is Ugilec sinds 1988 via het oppervlaktewater dat van over de grens komt in opmars. Met name in paling in de Roer in Limburg zijn in 1987 en 1988 hoge gehalten vastgesteld (cf. CCRX, 1990).

Bestrijdingsmiddelen

Bij de bespreking van de effecten van bestrijdingsmiddelen is het handig een onderscheid te maken tussen "oude" en de nu - ten dele nog steeds - in gebruik zijnde stoffen. Boven­dien is het goed onderscheid te maken tussen het legaal en illegaal of onoordeelkundig gebruik (cf. Werkgroep Vogel­sterfte, 1985). Zo werden in de jaren vijftig en zestig op grote schaal zaadetende vogels met parathion gedood door het uitleggen van graan dat met parathion was behandeld-"avicide" tegen onder meer houtduif Columba palumbus en kraaiachtigen (Corvidae). Dit veroorzaakte ook zeer veel slachtoffers onder de spreeuw Sturnus vulgaris en onder vinken en lijsters; volgens schattingen liep het aantal vogelslachtoffers in 1960 in de honderdduizenden (Mörzer Bruijns, 1962).

/ /

De effecten van de oude middelen (vooral organochloor-verbindingen, zoals DDT en drins, en kwikhoudende zaaizaad­ontsmettingsmiddelen) zijn goed onderzocht (o.a. Koeman et al., 1967; Koeman et al., 1972a; Fuchs, 1967; van der Molen et al., 1982). Deze persistente organochloor-verbindingen veroorzaakten in de jaren zestig en zeventig via doorvergif­tiging een sterke teruggang in de roofvogelstand (Fuchs, 1967; cf. Opdam et al., 1987; Bijlsma, 1989) en in de stand van de eidereend Somateria mollissima en de grote stern Sterna sandvicensis in het Waddengebied (Koeman", 1971).

Na het successievelijke verbod van deze middelen in de jaren zeventig hebben met name de havik Rccipiter gentllis en de sperwer Rccipiter nisuS 5 -Ch weer hersteld (cf. Opdam et al., 1987; Bijlsma, 1989). ,'Het aantai broedparen van de grote stern neemt echter veel langzamer toe en bedroeg in 1988 ongeveer 25% van het aantal uit 'de periode 1940-54 (Rooth, 1989).

i

De hoeveelheid DDE in sperwereieren' liep in de periode 1975-1983 niet noemenswaardig terug (Burgers et al., 1986). De stof heeft nog wel invloed op het broedsucces van de sperwer - te dunne eischaal - , maar dit heeft geen effect meer op populatie-niveau (Opdam et al., 1987). Ook bij andere vogelsoorten - in de eieren van merels, steenuilen Athene noctua en kuif eenden - en bij zoogdieren (b.y . bos­muizen) afkomstig van verontreinigde plaatsen (uiterwaarden, boomgaarden en stortplaatsen) worden nog steeds verhoogde concentraties DDE gemeten (Fuchs, 1983; Fuchs et al., 1985; Ma, 1985; de Snoo, 1986; Marquenie et al., 1986; Scholten & Foekema, 1989). Waarschijnlijk geldt dit ook voor mollen in de Zuidhollandse Bollenstreek. In deze soort vonden Van Rooy et al. (1987) in vergelijking met de concentraties in de bodem relatief hoge gehalten van extraheerbaar organisch chloor.

158

Leeuwangh & Voûte (1985) laten zien dat de meervleermuis Myotls dasycneme in het noorden des lands zeer waarschijn­lijk werd aangetast door het gebruik van houtverduur-zamingsmiddelen tijdens restauratiewerkzaamheden. Dit betrof lindaan en pentachloorfenol (cf. Braaksma & van der Drift, 1972). Pentachloorfenol is inmiddels in Nederland niet meer toegelaten.

Bij walvisachtingen zijn er indicaties gevonden voor effecten van DDE (en PCB's) op het geslachtshormoon testosteron (Subramanian et al., 1987). Daardoor wordt het reproductievermogen aangetast, hetgeen wellicht een verklaring is voor de achteruitgang van populaties.

In zeehonden werden na het verbod op het gebruik van bepaalde oude bestrijdingsmiddelen nog steeds hoge concen­traties gechloreerde koolwaterstoffen aangetroffen (Re-ijnders, 1980).

Omtrent de effecten van organotin-verbindingen - gebruikt als aangroeiwerend middel in onderwaterverven - op zeezoog-dieren is ons niets bekend. Dit in tegenstelling tot hetgeen er bekend is over de effecten op evertebraten, bij voorbeeld de bijna uitgestorven purperslak Nucella lapilus (Hummel & van Urk, 1991, dit boek). '

De effecten van bestrijdingsmiddelen die tegenwoordig worden gebruikt, zijn voor een deel nog steeds toxisch van aard. Grote incidenten hebben zich in Nederland in de jaren tachtig niet meer voorgedaan. Vogel- en zoogdiersterfte op kleine schaal (vaak ganzen of hazen Lepus capensis) wordt echter nog wel geregeld gemeld, bijvoorbeeld bij het gebruik van parathion, DNOC en paraquat (de Snoo & Canters, 1988).

Ook bij het CDI worden regelmatig door bestrijdingsmid­delen vergiftigde vogels binnengebracht. Bij dit materiaal gaat het meestal (in ongeveer 75% van de gevallen) om inten­tionele vergiftigingen met parathion (Anonymus, 1985). Van de door vergiftiging omgekomen vogels is ongeveer 7% overleden als gevolg van het legale gebruik van bestrij­dingsmiddelen (Spierenburg et al., 1989). Omgerekend naar het totaal van de binnengebrachte vogels is dat ongeveer 1%. Indien verondersteld wordt dat 1% van alle vogels in Nederland op deze manier aan hun einde komen, betreft dit een sterfte van vele tienduizenden vogels per jaar. Dit zou nog wel eens een onderschatting kunnen zijn, aangezien vooral opvallende vogels (roofvogels, lichtgekleurde vogels e.d.) bij het CDI worden binnengebracht. Kleine vogels uit het agrarisch gebied worden veel minder gevonden en opge­stuurd (Smit, 1989). Een andere onzekere factor is de gif­tigheid van bestrijdingsmiddelen voor kleinere soorten met als gevolg dat er over de sterfte onder deze soorten nauwelijks iets bekend is.

Van de bestrijdingsmiddelen die op dit moment in Nederland worden gebruikt is, voordat zij worden toegelaten, alleen in het laboratorium de giftigheid voor vogels en zoogdieren onderzocht. Vanuit het toelatingsbeleid wordt ernaar gestreefd de risico's voor deze en andere diergroepen zo

159

klein mogelijk te maken door alert te zijn op negatieve eigenschappen voor het ecosysteem, waardoor er bijvoorbeeld ophoping in de voedselketen kan optreden. Toch bestaan er ook nu bij een aantal veel toegepaste middelen verdenkingen, zoals bij de zeer giftige middelen parathion, diazinon, maar ook bij fentin, captan, fenolen en dipyridilium-verbindingen (de Snoo & Canters, 1988). Bovendien wordt de toelatings­procedure van bestrijdingsmiddelen door velen als onvol­doende beschouwd om ecosystemen te beschermen (Canters et al., 1990).

Ondanks deze verdenkingen is het onwaarschijnlijk dat er in Nederland in het veld op het niveau van populaties van vogels en zoogdieren toxische effecten van bestrijdings­middelen optreden (de Snoo & Canters, 1988).4

Naast de boven beschreven toxische effecten van bestrij­dingsmiddelen wordt er de laatste jaren echter steeds meer aandacht besteed aan de ecologische effecten; d.w.z. voedsel- en habitatveranderingen die het gevolg zijn van het gebruik van bestrijdingsmiddelen (de Snoo & Canters, 1988; cf. Vogelezang-Stoute & Matser, 1990). Door herbiciden en insecticiden kan het voedselaanbod voor de herbiyore en insectivore wilde fauna zowel in kwalitatieve als in kwan­titatieve zin afnemen. Dergelijke yeranderingen kunnen met name voor jonge vogels fataal zijn. In Engeland zijn effecten op populatie-niveau aangetoond bij de patrijs Perdix perdlx en fazant (Sotherton et al., 1985; Rands, 1985). Het is waarschijnlijk dat ook in Nederland ecolo­gische effecten optreden. Onderzoek naar maatregelen om dergelijke effecten te compenseren door het niet bespuiten van akkerranden is in 1990 bij het CML van start gegaan. Voorlopige resultaten laten zien dat er in minder intensief bespoten randen meer kruiden en dagvlinders voorkomen (de Snoo, in voorber.).

Overige stoffen

Over de toxische effecten vati bijvoorbeeld CFK's, uiteenlopende soorten oplosmiddel en PAK's op vogels en zoogdieren is weinig bekend (cf. Gleichrfian & Ma, 1989; zie echter ook Bedreigingen), Systematisch onderzoek ontbreekt, terwijl gegevens over de effecfen van dergelijke stoffen onder laboratorium-omstandigheden vaak óók niet voorhanden zijn. Wel is vastgesteld, dat bepaalde PAK's een identiek effect kunnen hebben als PCB's en aanverwante verbindingen, namelijk een langdurige inductie van een bepaalde vorm van het cytochroom-P-450-systeem (cf. van den Berg, 1990).

Sterfte van vogels en zoogdieren wordt alleen geregis­treerd als er op grote schaal incidenten plaatsvinden". Een voorbeeld hiervan zijn de gevolgen van de lozing van stookolie. In de jaren zeventig en tachtig spoelden per jaar

4 De blootstelling van trekvogels aan bestrijdings­middelen in Afrika is hierbij buiten beschouwing gelaten, maar mag zeker niet worden onderschat (cf. Mullié et al., 1989).

160

gemiddeld ongeveer 30.000 slachtoffers aan op de Nederlandse kust, waarvan tweederde met olie was besmeurd. Aangezien slechts een deel van de vogels op de kust aanspoelt, ligt het werkelijke aantal slachtoffers voor de Nederlandse kust ligt w-arschijnlijk minimaal twee keer zo hoog (Camphuysen, 1989). Vooral zeekoéten Uria aalge, zwarte zeeëenden Melanitta nigra, drieteenmeeuwen Rissa tridactila, eider-eenden en alken Rica torda worden op het strand gevonden. Daarnaast worden per jaar ongeveer 30.000 vogels naar vogelopvangcentra gebracht (Peeters, 1989).

Wanneer olie het lichaam van vogels binnendringt, treden er vele fysiologische effecten op, zoals groeiremming en een verminderde reproductie. Bij jonge vogels blijken de belang­rijkste toxische effecten van olie veroorzaakt te worden door de daarin aanwezige hoogmoleculaire PAK's, welke ook debet zijn aan teratogene en toxische effecten op embryo's van vogels (Bergema, 1990).

Verondersteld wordt dat de olie geen gevolgen heeft op populatie-niveau. Echter, in combinatie met een strenge win­ter en voedselgebrek in de overwinterings- en/of broed­gebieden is de geloosde olie een zwaarwegende factor die de balans in negatieve richting kan doen doorslaan (Camphuysen, 1989). /

Aangenomen mag worden dat ook zeezoogdieren, zoals bruinvis en zeehond, het slachtoffer worden van de olielo­zingen. Over relatieve aantallen slachtoffers is echter niets bekend.

Een recente studie in Duitsland wees uit dat onder jonge ooievaars Ciconia ciconia een hoge sterfte optreedt omdat in nesten plastic zakken worden verwerkt. Deze zakken maken de nesten "waterdicht" waardoor de jonge ooievaars na regen langer nat blijven en onderkoeld raken (Reijnders, 1991). Reijnders meldt ook het geval van een gestrande potvis Phys-eter macrocephalus waarbij het maag-darmkanaal verstopt bleek te zijn door een vijftigtal plastic zakken. Slacht­offers vallen ook door toedoen van draad- of ringvormige materialen, zoals nylonvissnoeren en gebruikte 'six-packs'-

een zestal plastic ringen waarin drankblikjes hangen - (van Franeker, 1984). Van Franeker (1984) geeft ook aan dat plastic-consumptie kan leiden tot verminderde voedselopname en, bij afslijting of gedeeltelijke vertering, toxische effecten kunnen veroorzaken.

Losgeslagen en in de oceanen achtergebleven visnetten-een grootschalige vorm van zwerfvuil - veroorzaken sterfte onder zeezoogdieren en duikende zeevogels. Ook visnetten in zoet water voor vogels kunnen een belangrijke doodsoorzaak vormen. Zo raken in het IJsselmeer en het Markermeer jaarlijks enige duizenden watervogels verstrikt in snoek-baarsnetten om vervolgens te verdrinken (Marquenie, 1980).

Inpasbaarheid stoffen

Voordat wij nu overgaan tot het trekken van conclusies over de ecologische inpasbaarheid (van groepen) van stoffen willen wij eerst nog een opmerking maken. Zoals uit het vorenstaande blijkt, zijn er van slechts een beperkt aantal

161

stofgroepen de effecten op de wilde fauna in Nederland onderzocht, waarbij overigens wel vaak effecten zijn aangetoond. Veelal gaat het daarbij om onderzoek in het kader van incidenten of op een beperkt aantal verontreinigde plaatsen. Voor veel stoffen ontbreekt systematisch onder­zoek. Alleen de effecten van zware metalen en oude be­strijdingsmiddelen zijn redelijk onderzocht. De hieruit resulterende beperking van het materiaal moet bij lezing van het onderstaande in gedachten worden gehouden.

Omtrent de ecologische inpasbaarheid van PCB's, dioxinen, furanen en de oude bestrijdingsmiddelen moet men zich geen illusies maken. Op grond van chemische structuur en andere eigenschappen geldt dat overal waar deze stoffen zich in de (water)bodem bevinden zich op kortere of langere termijn problemen voor vogels en zoogdieren zullen voordoen. In het terrestrisch milieu doen zich vooral problemen voor bij soorten die zich voeden met bodemorganismen zoals regen­wormen. In het aquatisch milieu doen zich vooral problemen voor bij vis- en/of schaaldier-etende soorten. Daarbij zijn effecten op populatie- en zelfs op soortsniveau aangetoond.

Ten aanzien van zware metalen ,geldt dat deze stoffen veelvuldig in organismen worden aangetroffen, soms tot ver boven de NOEL-waarden. Echter over de uiteindelijke effecten van deze stoffen op bij voorbeeld populatie-niveau bestaat geen consensus.

Ten aanzien van bestrijdingsmiddelen moet een meer genu­anceerd beeld worden gegeven. Het is niet waarschijnlijk dat er ten gevolge van toxische effecten van de tegenwoordig toegelaten middelen effecten op populatie-niveau optreden. Voor een aantal middelen bestaan echter wel verdenkingen op individueel niveau. Nader onderzoek zou moeten uitwijzen of de veronderstelling van tienduizenden slachtoffers per jaar juist is. * £,

Daarentegen zijn er wel effecten* op -populatie-niveau te verwachten, nl. door veranderingen in voedselaanbod en de ruimtelijke structuur van hun habitat (=' ecologische neven­effecten). Ecologische effecten zuilen zich vooral mani­festeren in kritieke levensfasen, , zoals', tijdens het opgroeien - wanneer er bij de jonge dieren een veel speci­fiekere voedselafhankelijkheid bestaat - , of tijdens kritieke seizoenen, wanneer er geen alternatieve voedsel­bronnen voorhanden zijn.

Deze ecologische effecten vormen een verwaarloosd aspect bij het beoordelen van de ecologische inpasbaarheid van stoffen en hiermee moet bij de toelating van bestrijdings­middelen (maar ook van andere stoffen) meer rekening worden gehouden.

Voor de overige stoffen geldt dat er meer vragen zijn dan antwoorden. Op grond van gerede verdenkingen lijkt onderzoek gewenst naar de werkelijke effecten van veel van dergelijke stoffen (o.a. dioxinen, furanen en PAK's). Ook de lozing van olie veroorzaakt bij voorbeeld ieder jaar zeer veel slachtoffers. En ook dat kan nooit ecologisch inpasbaar worden gemaakt.

162

In een uitgebreide literatuurstudie naar de gevolgen van verontreiniging op de natuurwaarden in de Biesbosch, een gebied met een van de meest vervuilde waterbodems in Neder­land, geven Gleichman & Ma (1989) indicaties voor over­schrijdingen van normen voor ecosysteemcompartimenten (zie tabel 1 ). De norm varieert daarbij van voedselnorm via ADI tot LC50 of NOEC afhankelijk van de beschikbare informatie. Het aantal van deze overschrijdingen per stof(groep) kunnen worden opgevat als maat voor het niet ecologisch inpasbaar zijn. Uit tabel 1 blijkt dat in het terrestrisch milieu van de Biesbosch vooral cadmium en lood problemen kunnen opleveren en in het aguatisch milieu vooral PCB's sterk toxische effecten kunnen hebben, met name bij carnivore toppredatoren.

Veronderstellingen, die aangeven dat een stof eventueel kan worden toegelaten, moeten zowel op fysiologisch-biochemisch niveau als in het veld nader worden getoetst. Er zijn verschillende mogelijkheden om de van oudsher bestaande problematiek rond de extrapolatie van de uitkomsten van laboratorium-toetsen naar veld op te lossen. Daarbij verdient het ons inziens de voorkeur model-benaderingen en veldonderzoekingen parallel te laten verlopen. Dit heeft nl.

Tabel 1. Overzicht met indicaties van overschrijdingen van normen in de Biesbosch (naar: Gleichman & Ma, 1989)

terrestrische herbivore kleine zoogdieren terrestrische carnivore kleine zoogdieren

grote grazers

kuifeend

aalscholver

otter

As

+

+

-

?

7

?

Cd

+

+

+

-

-

-

Hg

+

-

+

=

7

+

Pb

+

+

+

7

7

-

PAKs

7

7

7

7

7

7

PCBs

7

7

7

+

+

+

geen overschrijding van gehanteerde normen benadering van een bepaalde norm overschrijding van een bepaalde norm(en) overschrijding van norm(en) niet bekend

N.B. Door het gebruik van één of meer verschillende normen per soort(engroep) kunnen de tekens ongelijk­waardig zijn.

163

het grote voordeel dat oplossingen wederzijds kunnen worden gevalideerd. Daartoe is naast lab-toetsen een gevarieerd en ruim aanbod van gestandaardiseerde veldtoetsen noodzakelijk in verband met werkingsmechanisme, gedrag stof, verschillen in emissie en depositie, blootstelling, voedselsamenstelling e.d. (de Jong et al., 1990).

Ook de gevolgen op hogere integratie-niveaus zijn nog nauwelijks onderzocht. Wat betekent het bijvoorbeeld voor het moeras-ecosysteem in Nederland dat de otter is ver­dwenen? Wat zijn de gevolgen geweest van het jarenlang afwezig zijn van de havik in de boscomplexen van Midden-Nederland? En hoe moet het effect van Verzuring op koolmezen worden beoordeeld, wanneer bekend is dat het geringere broedsucces wordt gecompenseerd door instroom van nieuwe individuen van buitenaf en idem dito voor de populaties van aalscholvers en kuifeenden in de Biesbosch? Antwoorden op dit soort vragen zijn uiterst relevant voor het ontwerpen van een ecologische maatlat en het vaststellen van de ecologische inpasbaarheid van stoffen. Modellering »van de gevolgen van de intensivering in de landbouw voor' weide­vogels lijkt voor het vinden van/ deze antwoorden goede perspectieven te bieden (Beintema, 1989; cf. Melman, 1991).

In het hierna volgende wordt een benaderingswijze geschetst die - wanneer de antwoorden beschikbaar zijn of komen - behulpzaam kunnen zijn bij de uitvoering van het stoffenbeleid. Daarbij ligt het accent op het vinden van groepen van stoffen die niet ecologisch inpasbaar zijn en hoe bij het realiseren van deze uitkomsten prioriteiten kunnen worden gesteld.

Tabel 2. Het hoogste organisatie-niveau waarop de effecten van milleuvreemde stoffen in Nederland op vogels en zoogdieren*zi'jn waargenomen.

stofgroep T

zware metalen PCB's PCDD's PCDF's oude bm's nieuwe bm's* stookolie PAK's CFK's

ind.

X

X

vogels • 'pop. srt.

X

X X

7

X X

X X

ind

X

X X X

zoogdieren pcjp. srt. ?

X X X

*-.x X

ernstfactor 0,1 10 0,1 10

ind. = individueel niveau pop. = populatie-niveau srt. = soortsniveau ? = niveau onbekend * = incl. ecologische effecten

164

Relatieve effecten van stofgroepen & rendement van maatrege­len

De hierboven opgesomde effecten per stofgroep hebben elk hun eigen aangrijpingspunt; d.w.z. zij kunnen het karakter hebben van effecten op individueel, populatie- en soorts­niveau. Het hoogste organisatie-niveau waarop een effect is waargenomen, staat aangeduid in tabel 2.

Nu gaat het er om de relatieve zwaarte van de effecten van deze stofgroepen te bepalen. Door ons is daartoe op basis van deskundigenoordeel een schatting gemaakt (zie figuur 1 en tabel 3: kolom 1). Vervolgens is een (zeer ruwe) schatting gemaakt omtrent het rendement per stofgroep van een maatregel, uitgedrukt in een willekeurige kosteneen­heid (tabel 3: kolom 2). Dit zijn de kosten die gemaakt worden wanneer men de effecten zou willen voorkomen of de oorzaken zou willen wegnemen. Een rendement <1 betekent hoge kosten gepaard met een relatief klein effect en >1 betekent geringe kosten met een relatief hoog effect.

Bij de te nemen maatregelen voor het wegnemen van de knelpunten veroorzaakt door de verschillende stofgroepen moet men denken aan het volgende:

bij zware metalen, PCB's, dioxinen, furanen en oude bestrijdingsmiddelen: afgraven van stortplaatsen, saneren van waterbodems en schoonmaken van verontreinigde gebie­den, het eventueel aanbrengen van een schone leeflaag (ecolaag) en rookgasreiniging. Hierbij moet worden be­dacht dat met name PCB ' s en zware metalen in relatief grote hoeveelheden aanwezig zijn, en verspreid over grote gebieden; dus niet alleen Kempen, Biesbosch e.d.5

bij nieuwe bestrijdingsmiddelen: verscherping van de toelating van bestrijdingsmiddelen, realiseren van onbe­spoten akkerranden. bij olielozingen: betere controle op zee.

Daarnaast kan er gebruik worden gemaakt van voorlichting over de bestaande problematiek; inclusief het aanreiken van alternatieven, gedragsbeïnvloeding, het hanteren van gebodsbepalingen of het verbieden van bepaald gedrag of gebruik van stoffen (meer naar rechts in deze reeks naarmate succes geringer of probleem groter is).

Bij de bovenstaande geschetste benadering is nog geen rekening gehouden met de ernst van een effect; d.w.z. hoe diep een effect ingrijpt op de doelvariabele (variërend van individu tot soort). Hiertoe kan bijvoorbeeld een logarit­mische schaal worden gehanteerd waarin de ernst van het

5 Duinker (1990) geeft bijvoorbeeld aan wat een dergelijke maatregel betekent voor Noordzee wanneer gelet zou worden op de maximum-gehalten aan PCB's die zeehonden kunnen verdragen, te weten een reductie van de gehalten in de Noordzee met een factor vijf.

165

effect tot uitdrukking komt (tabel 2: laatste regel, en tabel 3: kolom 3). Door de waarden voor het relatieve effect (= e ) , het rendement (= r) en de ernst factor (= f) met elkaar te vermenigvuldigen wordt uiteindelijk een gewogen rendement verkregen (= gr; zie tabel 3: kolom 4).

Wanneer de zo verkregen scores met elkaar worden ver­geleken, blijkt dat vooral de inzet van (financiële) midde­len voor het terugdringen (of voorkomen) van de effecten van PCB's en bestrijdingsmiddelen prioriteit verdient (zie tabel 3 : kolom 5).

20

zware metalen

40 60 80 100%

i i i À

PCB's PCDD's bestrijdingsmid.overige PCDF's stoffen

Figuur 1. Relatieve bijdrage van verschillende.*; stof-groepen aan de effecten op vogels en zoogdieren in Nederland en (gewogen) rendement van maatregelen per stofgroep.

Tabel 3. Stofgroepen en hun geschatte relatieve bijdrage aan de effecten op de wilde fauna ( = vogels en zoogdieren) in relatie tot het (gewogen) rendement van maatregelen en de daaruit resulterende rangorde.

stofgroep

zware metalen

PCB's

PCDD's S PCDF's

bestrijd, middelen

overige stoffen

rel.effect (%-bijdr.)

(= e)

20

30

10

30

10

1 •—;:-] rendement^

(= r)

0,75

0,3

1

2

>1

erijst. factor

0,1

0,1-10

1

0,1-1

1

gewogen rendement

(=gr=e*r*f)

1,5 1

0,9-90

10

6-60

>10

rang­orde

5

1

4

v2

3

166

Relatieve belang milieuthema's

Voor het beleid is het ten slotte ook relevant - en niet alleen in het kader van het PEIS - een indruk te hebben van het relatieve belang van Verspreiding van toxische stoffen voor de wilde fauna in relatie tot andere milieubeleids­thema's. Vaak wordt verondersteld dat de gevolgen van Vermesting, Verzuring en Verdroging verhoudingsgewijs zeer groot zijn. Echter, Verspreiding openbaart zich niet aan de conditionerende kant van het ecosysteem: toxische stoffen hebben een werkingsmechanisme dat alleen bij catastrofes duidelijk zichtbaar wordt. Dit is inherent aan het diffuse en sluipende karakter van dit milieuthema. Wanneer echter op basis van beschikbare, en soms alleen incidentele, gegevens over de effecten van Verspreiding extrapolaties worden uitgevoerd dan blijkt dat de omvang zeer verontrustend kan zijn (zie de in het vorenstaande gepresenteerde voorbeel­den) .

In figuur 2 is onze schatting weergegeven van de grootte van effecten van Verspreiding in relatie tot andere milieuthema ' s. Ook hier geldt dat het een zeer globale schatting betreft en dat deze schatting nader onderbouwd moet worden.

0 20 L_

40 i

60 i

80 L_

100%

Verspreiding | Verzuring Vermesting

CHEMISCHE MILIEUTHEMÄ'S

L Versnippering Vernietiging Verstoring Verdroging

FYSISCHE MILIEUTHEMÄ'S

Figuur 2. Geschatte belang van Verspreiding in relatie tot andere milieuthema's voor de wilde fauna in Nederland.

In figuur 2 is nog een onderscheid gemaakt tussen milieubeleidsthema's met een chemisch en met een fysisch karakter.

Bij de prioritaire soorten uit het Natuurbeleidsplan-waaronder relatief veel vogels en zoogdieren - richt de aandacht zich vooral op behoud, herstel en ontwikkeling van de fysieke kwaliteit van de habitats, zonder dat dit gepaard gaat met expliciete maatregelen om de kwaliteitsaantasting door stoffen een halt toe te roepen. Hiermee wordt impliciet sterk op het bereiken van de doelstellingen van het Nationaal Milieubeleidsplan gerekend. Toch zou de relatie tussen deze belangrijke beleidsdocumenten ook meer expliciet in het LNV-beleid tot uitdrukking moeten komen.

167

Literatuur

Anonymus, 1985. Roofvogelvervolging in Nederland. 24p. Apeldoorn, R.C. van, 1989. Kleine zoogdieren in versnipperde

landschappen: een literatuurstudie. - LUTRA 32(1): 21-41. Beintema, A.J., 1989. Weidevogelpopulaties in landinrich-

tingsplannen. In: Modelecosystemen en wiskundige modellen ten behoeve van het natuurbeheer: 27-30. Symposium t.g.v. het 20-jarig bestaan RIN op 23/241189.

Beintema, A.J. & G.J.D.M. Müskens, 1987. Nestingsuccess of birds breeding in Dutch agricultural grasslands. -Journal of Applied Ecology 24: 743-758.

Beintema, A.J. & G.H. Visser, 1990. Factoren die groei en overleving van weidevogelkuikens bepalen. - Limosa 63(1): 29.

Berendsen, G., 1986. De das {Mêles mêles L. ) als verkeers­slachtoffer. - Studentenverslag. RIN, Arnhem. 80p.

Berg, M. van den, 1990. Dioxines, PCB's en de Nederlandse aalscholver. - Giftig 6: 2-9.

Berg, M. van den, F. Blank, C. Heeremans, H. Wagenaar & K. Olie, 1987. Presence of Polychlorinated Dibenzo-p-dioxins and Poychlorinated Dibenzofurans in Fish-Eating Birds and Fish From The Netherlands. - Archives of Environmental Contamination and Toxicology 16: 1^9-158.

Bergema, W.F., 1990. Fysiologische effecten van polycycli­sche aromatische koolwaterstoffen in olie op zeevogels. -Scriptie Vakgroep Oecologie en Oecotoxicologie. Biologi­sche Laboratorium Vrije Universiteit, Amsterdam. 40p.

Bijlsma, R.G., 1989. Goshawk Rccipiter gentllis and Sparrow-hawk A. nisus in the Netherlands during the 20th century. Population trend, distribution and breeding performance. In: JT Lumeij et al. (eds): Valkerij in perspectief: 67-89. Nederlandse Valkeniersbond "Adriaan Mollen"" /Stichting Behoud Valkerij, Monnickendam.

Boer, M.H. den, 1984. Reproduction decline of harbour seals: PCB's in food and their effects on mink. - Annual Report 1983. Research Institute for ljature«Management: 77-86. RIN/Arnhem, Leersum en Texel.

Boudewijn, T.J. & R.G. Mes, 1989. Futen èn<Meerkoeten in de Biesbosch, broedbiologie in 1989; oriënterend veldonder­zoek naar effecten van verontreinigingen. - ïcoland 89-6, Utrecht. 85p. + bijlagen.

Boudewijn, T.J., S. Dirksen, R.G. Mes & L.K. Slager, 1989. De Aalscholver: indicatorsoort voor de kwaliteit van de Nederlandse wateren? - Limosa 62: 96-97.

Braaksma, S. & J.W.P.T. van der Drift, 1972. Bats pesticide conflicts. - TNO-Nieuws 27: 579-583.

Broekhuizen, S., 1986. Een otter Lutra lutra (L., 1758) uit het natuurreservaat de Rottige Meenthe met niersteen?-levertumor en PCB's. - LUTRA 29(2): 298-302.

Broekhuizen, S., 1989. Belasting van otters met zware metalen en PCB's. - De Levende Natuur 90(2): 43-47.

Broekhuizen, S., C A . van 't Hoff, F. Maaskamp & T. Pauwels, 1986. Het belang van heggen als geleiding voor migrerende dassen Mêles meles (L., 1758). - LUTRA 29(1): 54-66.

Broekhuizen, S. & E.M. de Ruiter-Dijkman, 1988. Otters Lutra lutra met PCB's: de zeehondjes van het zoete water?

168

- IiUTRA 31(1): 68-78. Brouwer, A., P.J.H. Reijnders & J.H. Koeman, 1989. Polychlo-

rinated biphenyl(PCB)-contaminated fish induces vitamin A and thyroid hormone deficiency in common seal (Phoca vitulina). - Aquatic Toxicology 15: 99-106.

Burgers, J., P. Opdam, G. Müskens S E. de Ruiter, 1986. Residue levels of DDE in Eggs of Dutch Sparrowhawks Accipiter nisus Following the Ban on DDT. - Environmental Pollution (Series B) 11: 29-40.

Camphuysen, C.J., 1989. Olieslachtoffertellingen aan de Nederlandse kust 1915-1988. Technisch Rapport Vogel­bescherming 2; samenvatting. Werkgroep Noordzee, Amsterdam. 21p.

Canters, K.J. & G.R. de Snoo, 1988. Neveneffecten van bestrijdingsmiddelen op terrestrische vertebraten. - CML-mededelingen 35a+b, RU-Leiden. 136p. en 115p.

Canters, K.J., G.R.de Snoo, F.M.W. de Jong & J. van der Linden, 1989. Neveneffecten van bestrijdingsmiddelen op terrestrische evertebraten en aquatische fauna. - CML-mededelingen 46, RU-Leiden. 134p. + bijlagen.

Ciaassen, T.H.L., 1989. De kwaliteit van het aquatisch milieu voor de Otter. - De Levende Natuur 90(2): 47-51.

CCRX (Coördinatie-Commissie voor de metingen van Radio­activiteit en Xenobiotische stoffen), 1990. Metingen van radioactiviteit en xenobiotische stoffen in het biotisch milieu in Nederland 1988. VROM, Den Haag. 87p.

Daan, S., 1980. Long term changes in bat populations in the Netherlands: a summary. - LUTRA 22(1-3): 95-105.

Denneman, W.D., 1989. De bosspitsmuis (Sorex araneus) als biomonitor voor bodemverontreiniging met zware metalen. -

Milieu 4(5): 159-165. Denneman, W.D., 1990. Insectivore voedselketens als

biologisch meetnet in verontreinigde oecosystemen. -LUTRA 33(1): 80-82.

Denneman, W.D., H.J.P. Eijsackers, J.H. Faber & W.-C. Ma, 1987. Zware metalen in de kempen; ecologische aspecten. -

Landschap 4(3); 172-195. Dirksen, S., T.J. Boudewijn, L.K. Slager & R.G. Mes, 1989.

Broedsucces van aalscholvers in relatie tot de vervuiling van het aquatische ecosysteem. Ecoland 89-2, Utrecht. 115p. + bijlagen.

Drent, P.J. & J.W. Woldendorp, 1989. Acid rain and eggshells. - Nature 339: 431.

Duinker, J.C. (Bergema, W.F. red.), 1990. Consequenties van polychloorbifenylen in sediment van de Waddenzee voor mariene zoogdieren. - Rapport TCB 91/01-R. Technische commissie bodembescherming, Leidschendam. 117p. + bijlagen en referenties.

Eijsackers, H., J.C. Duinker & Th.E. Cappenberg, 1985. Oecologische effecten van milieuverontreiniging, de negatieve zijde van ons menselijk handelen. In: K. Bakker et al. (red.): Inleiding tot de oecologie: 493-520. Bohn, Scheltema & Holkema, Utrecht/Antwerpen.

Franeker, J.A. van, 1984. Zeevogels sterven aan plastic. -Natuur + Milieu 1: 12-17.

Fuchs, P., 1967. Death of birds caused by application of seeddressings in the Netherlands. - Medelingen Rijks-

169

faculteit Landbouwwetenschappen Gent 32(3/4): 855-859. Fuchs, P., 1983. Monitoring of residue levels of organo

chlorine pesticides and mercury in some indicator species. - Annual Report 1982. Research Institute for Nature Management: 45-47. RIN/Arnhem, Leersum en Texel.

Fuchs, P., J. Rooth & R.H. de Vos, 1972. Residue levels of persistent chemicals in birds of prey and owls in the Netherlands in the period 1965-1971. - TNO-Nieuws 27: 532-541.

Fuchs, P., W. Ma & M. Smies, 1985. Bioaccumulatie van milieucontaminanten in terrestrische voedselketens. -Vakblad voor Biologen 65(13/14): 75-80.

Gleichman-Verheijen, E.C. & W. Ma, 1989. Consequenties van verontreiniging van de (water)bodem voor natuurwaarden in de Biesbosch. - RIN-rapport 89/17. 91p.

Goede, L., 1985. Zware metalen in steltlopers. - Wadden­bulletin 20: 181-183.

Graveland, J., 1990. Effects of acid precipitation on re-production in birds. - Experienta 46: 962-970.

Jong, F.M.W, de, G.R. de Snoo & K.J. Canters m.m.v. E. van der Voet, 1990. Veldtoetsen voor onderzoek naar neven­effecten van bestrijdingsmiddelen. - CML-mededelingen 60. RU-Leiden. 80p. + bijlagen. /

Heida, H. & K. Olie, 1985. TCDD and chlorinated diben-zofuranes in top soil and biological samples from a contaminated refuse dump. - Chemosphere 14(6/7): 919-924.

Koeman, J.H., 1971. Het voorkomen en de toxicologische betekenis van eventuele chloorkoolwaterstoffen aan de Nederlandse kust in de periode van 1965-1970. Proef­schrift, Utrecht.

Koeman, J.H., C.F. van Beusekom & J.J.M, de Goeij, 1972a. Eggshell changes and population changes in the sparrow-hawk {Acclpiter nisus). - TNO-Nieuws 27: 5421550.

Koeman, J.H., Th. Bothof, R. de Vries, H. van Velzen-Blad & J.G. Vos, 1972b. The impact of persistent pollutants on piscivorous and molluscivorqus birds. - TNO-Nieuws '27: 561-569. . ' ' .

Koeman, J.H., W.H.M. Peters, C.J. Smit, P.S. Tjioe & J.J.M. de Goeij JJM de 1972c. Persistent ch'enficals in marine mammals. - TNO-Nieuws 27: 570-578.'

Koeman, J.H., H.C.W. Velzen-Blad,, R. dearies,'. & J.G. Vos, 1973. Effects of PCB and DDE in cormorants and evaluation of PCB residues from an experimental study. - Journal of Reproduction and Fertility, Supplement 19: 353-364.

Koeman, J.H., H.J.A. Ensink, P. Fuchs, E.G. Hoskam, M.F. Mörzer Bruijns & R. de Vos, 1967. Vogelsterfte door land­bouwvergiften. - Landbouwvoorlichting 24: 399-405.

Kwak, R.G.M., L.A.F. Reyrink, P.F.M. Opdam & W. Vos, 1988. Broedvogeldistricten van Nederland; een ruimtelijke -visie op de Nederlandse avifauna. - Landschapsstudies 10. Pudoc, Wageningen. 143p.

Leeuwangh, P. & A.M. Voûte, 1985. Bats and woodpreser-vatives. Pesticide residues in the Dutch Pond Bat (Myotis dasycneme) and its implications. - Mammalia 49(4): 517-524.

Ma, W.-C, 1985. Heavy-metal dynamics in terrestrial fauna. Bioaccumulation of persistent organochlorine compounds in

170

terrestrial fauna. - Annual Report 1984. Research Institute for Nature Management: 57-59. RIN/Arnhem, Leersum en Texel.

Ma, W.-C, 1987. Heavy metal accumulation in the mole. Talpa europaea, and earthworms as an indicator of metal bio­availability in terrestrial environments. - Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 39: 933-938.

Ma, W.-C, 1989. Effect of soil pollution with metallic lead pellets on lead bioaccumulation and organ/body weight alterations in small mammals. - Archives of Environmental Contamination and Toxicology 18: 617-622.

Ma, W.-C. & S. Broekhuizen, 1989. Belasting van dassen Mêles mêles met zware metalen: invloed van de veront­reinigde Maasuiterwaarden? - LUTRA 32(2): 139-151.

Marguenie, J.M., 1980. Een oriënterend onderzoek naar metaalgehalten van watervogels. - MT-TNO-rapport CL80/45. 23p.

Marquenie, J.M., P. Roele & G. Hoornsman, 1986. Onderzoek naar effecten van contaminanten op duikeenden. - MT-TNO-rapport 86/066, Delft. 35p. + bijlagen.

Mason, C F . , 1989. Water pollution and otter distribution: a review. - LUTRA 32(2): 97-131.

Meininger, P.L. & J.F. Bekhuis, 1990. De Zwartkopmeeuw Larus melanocephalus als broedvogel in Nederland en Europa. -Limosa 63(4): 121-134.

Melman, Th.C.P., 1991. Slootkanten in het veenweidegebied; mogelijkheden voor behoud en ontwikkeling van natuur in agrarisch grasland. Proefschrift, Leiden.

Mörzer Bruijns, M.F., 1962. De massasterfte van vogels in Nederland door vergiftiging met bestrijdingsmiddelen in het voorjaar van I960.- Landbouwkundig Tijdschrift 74(14): 578-588.

Molen, E.J. van der, A.A. Blok & G.J. Graaf, 1982. Winter starvation and mercury intoxication in grey herons (Ardea cinerea) in the Netherlands. - Ardea 70: 172-184.

Mullié, W . C , P.J. Verwey, A.G. Berends, J.W. Everts, F. Sène & J.H. Koeman, 1989. The impact of pesticides on palearctic migratory birds in the western Sahel with special reference to the Senegal river delta. - ICBP Study Reports 36, Cambridge.

Noorden, B. van, P. Opdam & A. Schotman, 1988. Dichtheid van bosvogels in geïsoleerde bosjes. - Limosa 61(1): 19-25.

Opdam, P., 1987. De metapopulatie: model van een populatie in een versnipperd landschap. - Landschap 4(4): 289-306.

Opdam, P., J. Burgers & G. Müskens, 1987. Population trend, reproduction, and pesticides in Dutch sparrowhawks following the ban on DDT. - Ardea 75: 205-212.

Opdam, P. S V. Retel Helmrich, 1984. Vogelgemeenschappen van heide en hoogveen: een typologische beschrijving. -Limosa 57(2): 47-64.

Peeters, H., 1989. Birds and oil pollution in the Nether­lands. In: Wild bird mortality in the Netherlands 1975-1989: 49-52. Working Group on Wild Bird Mortality. Netherlands Society for the Protection of Birds, Zeist/Central Veterinary Institute, Lelystad.

Rands, M.R.W., 1985. Pesticide use on cereals and the

171

survival of grey partridge chicks: a field experiment. -Journal of Applied Ecology 22: 49-54.

Reijnders, L., 1991. Help het milieu. Van Gennep, Amsterdam. 144p.

Reijnders, P.J.H., 1980. Organochlorine and heavy metal residues in harbour seals from the Wadden Sea and their possible effects on reproduction. - Netherlands Journal of Sea Research 14(1): 30-65.

Reijnders, P.J.H., 1986. Reproductive failure in common seals feeding on fish from polluted waters. - Nature 324: 418, 456-457.

Reijnen, M.J.S.M. & J.B.M. Thissen, 1987. Effects from road traffic on breeding-bird populations in woodland. -Annual Report 1986. Research Institute for Nature Management: 121-132. RIN/Arnhem, Leersum en Texel.

Rooij, M. van, H. Klamer, R. Buyse & P. de Voogt, 1987. Moss bags en mollen als biomonitoren in de Zuidhollandse Bollenstreek. Project Integratie Milieumetingen - 1986, Provincie Zuid-Holland. IVM, Amsterdam. 41p. + bijlagen.

Rooth, J., 1989. De Nederlandse broedpopulatie van de Grote Stern Sterna sandvicensis in 1961-88. - Limosa 62(3): 121-124.

Schuurkes, R. & P. Starmans, 1987. Effecten van verzuring op het voorkomen van watervogels in'kalkarme oppervlakte­wateren. - Het Vogeljaar 35(2): 57-64.

Scholten, M. & E.F. Foekema, 1990. Vervuiling bedreigt voortplanting watervogels. - Limosa 62(3): 159-160.

Smit, Th., 1989. Pathology and diagnostics on wild bird mortality. In: Wild bird mortality in the Netherlands 1975-1989: 15-22. Working Group on Wild Bird Mortality. Netherlands Society for the Protection of Birds, Zeist/-Central Veterinary Institute, Lelystad.

Smit, Th., T. Bakhuizen, C.P.H. Gaasenbeek & L.G. Moraal, 1988a. Voorkomen van loodkorrels rond jachthutten en kleiduivenbanen. - Limosa 61(3/4): 183-186.

Smit, Th., T. Bakhuizen & L.G« Moraal, 1988b. Metallisch lood als bron van loodvergifx^Lging i« Nederland. - Limosa 61(3/4): 175-178.

Smit, Th., C G . van Lieshout, G.J. de Ghraaf, H. van Beek & L.G. Moraal, 1988c. De invloed van hagelconsumptie op de gezondheid van vogels.' - Limosa 61(3/4): 17Ö-182.

Snoo, G.R. de, 1986. De verspreiding van xenobiotische stoffen via organismen uit de Volgermeerpolder. Stage­verslag. Provinciale Waterstaat Noord-Holland, 3c41. 57p.

Snoo, G.R. de & K.J. Canters, 1988. Neveneffecten van bestrijdingsmiddelen op terrestrische vertebraten. CML-mededelingen 35a+b, RU-Leiden. 187 en 124p.

Sotherton, N.W., M.R.W. Rands & S.J. Moreby, 1985. Coftr-. parison of herbicide treated and untreated headlands for the survival of game and wildlife. - Weeds 3: 991-998.

SOVON, 1987. Atlas van de Nederlandse Vogels. S0V0N, Arnhem. 595p.

Spierenburg, Th.J., P.E.F. Zoun & Th. Smit, 1989. Poisoning of wild birds by pesticides. In: Wild bird mortality in the Netherlands 1975-1989: 23-27. Working Group on Wild Bird Mortality. Netherlands Society for the Protection of

172

Birds, Zeist/Central Veterinary Institute, Lelystad. Straalen, N.M. van, 1988. Ecotoxicologische theorievorming

over opname, effecten en doorgifte van stoffen in dierpopulaties. - Milieu 3: 40-45.

Subramanian, A., S. Tanabe, R. Tatsukawa, S. Saito & N. Miyazaki, 1987. Reduction in Testosterone levels by PCB's and DDE in Doll's Porpoises of Northwestern North Pacific. - Marine Pollution Bulletin 18(12): 643-646.

Tanabe, S., S. Watanabe, H. Kan & R. Tatsukawa, 1988. Capacity and mode of PCB metabolism in small cetaceans. -Marine Mammal Science 4(2): 103-124.

Urk, G. van & J.M. Marquenie, 1989. Environmental behaviour of Cadmium: Who are at risk and why? In: J.P. Vernet (ed.): Proceedings of the International Conference on Heavy Metals in the Environment - Genève, Volume II: 456-459. CEP Consultance, Edinburgh.

Vogelezang-Stoute, E.M. & E.J. Matser, 1990. De toelating van bestrijdingsmiddelen; milieu tussen wet en beleid. Centrum voor Milieurecht en Chemiewinkel, Amsterdam. 380p.

Weinreich, J.A. & C.J.M. Musters, 1989. Veranderingen in de natuur. - Achtergrondreeks Natuurbeleidsplan 4. Min. LNV, - SDU Uitgeverij, Den Haag. 241p.

Weinreich, J.A. & J.H. Oude Voshaar, 1987, Populatie­ontwikkeling van overwinterende vleermuizen in de mergel-groeven van Zuid-Limburg (1943-1987). - RIN-rapport 87/13, Arnhem. 62p.

Werkgroep Vogelsterfte, 1985. Roofvogelvervolging in Nederland. Nederlandse Vereniging ter Bescherming van vogels, Zeist. 24p.

173

NEMATODENGEMEENSCHAPPEN ALS POTENTIEEL DIAGNOSTISCH INSTRUMENT VOOR CHEMISCHE VERONTREINIGINGEN

T. Bonger s 1 e n T. S chou t en 2

1 Vakgroep Nematologie LUW, Postbus 8123, 6700 ES Wageningen

2 Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieuhygiëne, Afdeling Bodemecologie, Postbus 1, 3720 BA Bilthoven

Samenvatting

Gevoelige nematoden verdwijnen onder invloed van milieu­gevaarlijke stoffen en worden vervangen door meer tolerante soorten.

Met behulp van de Rijpheidsindex MI (Maturity-index) kunnen deze verstoringen van het bodemecosysteem worden aangetoond, mede doordat deze methode voorziet in een afspiegeling van ecologische eigenschappen van de nematode-soorten. De nematodenfauna lijkt de potentie te bezitten om de dominante stressfactor in een gestoord systeem tot op een bepaald niveau te identificeren. Welk niveau uiteindelijk haalbaar is, zal uit lopend onderzoek moeten blijken. Hier­voor moet de methode wel verder uitgewerkt worden. Expe­rimenteel onderzoek zal tot verdere invulling van toleran­tie-waarden voor relevante abiotische parameters en milieugevaarlijke stoffen moeten leiden, waarna het systeem in de praktijk getoetst kan worden.

Nematoden bieden goede perspectieven voor gebruik in biologische meetnetten en het opstellen van een ecologische bodemtypologie. Inmiddels zijn er een groot aantal gegevens die voor dit doel kunnen worden toegepast. Een meer systematische en doelgerichte benadering is echter nadruk­kelijk gewenst.

Nematoden (aaltjes) worden zowel bewust (door nematiciden in de landbouw) als onbewust (door diffuse verontreiniging) belast door chemische verontreinigingen. In de akker- en tuinbouw wordt een grote hoeveelheid grondontsmettingsmid-delen gebruikt; alleen al tegen het aardappelcysteaaltje jaarlijks 12.106 kg Dit komt overeen met een kleine kilogram per inwoner oftewel 60% van het totale gebruik aan pesti­ciden in Nederland. Helaas zijn ze niet zo selectief dat ze alleen het aardappelcysteaaltje uitschakelen.

Besproken wordt de invloed van milieuvreemde stoffen op de nematodenfauna en een instrument waarmee effecten kunnen worden waargenomen. Een in ontwikkeling zijnde methode wordt beschreven, waarmee het mogelijk is de identiteit van een stof of groep van stoffen met een vergelijkbaar werkings­mechanisme af te lezen aan de hand van het effect op de samenstelling van de nematodenfauna. Tot slot komt het gebruik van nematoden als biomonitoring-instrument kort ter sprake.

Nematoden

Nematoden of "aaltjes" zijn kleine doorzichtige wormen

175

die massaal in de bodem voorkomen; een kilogram grond bevat gemiddeld zo'n 20.000 nematoden, verdeeld over dertig tot vijftig soorten. Ze lenen zich uitstekend voor milieuonder­zoek (Bongers, 1990a). Wat aantal individuen betreft maken nematoden naar schatting 80% uit van de meercellige dieren op aarde. In de deurmat voor de LUW-Vakgroep Nematologie zitten twee onbeschreven soorten (de matteklopper is inmiddels verstopt), 10% van de soorten in de collectie van dezelfde vakgroep Nematologie is onbeschreven. Dikwijls worden diepzeemonsters verzameld die zelfs voor 95% uit onbeschreven soorten bestaan. Hoeveel soorten er op de wereldbol voorkomen is slechts te schatten.

Nematoden komen vrijwel overal voor: in de strooisellaag van bosbodems, als parasiet in dier en plant, in korstmossen op Antarctica, in azijn, in leidingwater, in stuifzand, in warmwaterbronnen, in diepzeesedimenten, in rottend fruit, in dood hout, in sterk vervuild anaëroob havenslib, in mossen met hoge concentraties lood, kortom overal waar (voldoende) organisch materiaal wordt afgebroken. Ze stellen slechts één voorwaarde voor een actief leven: de aanwezigheid van vocht. Ook bodemnematoden zijn in feite waterdieren, ze leven, in de waterlaagje rond de bodemdeeltjes. Ze komen zelfs vóbr tot in het zuurstofarme grondwater (Notenboom et al., 1990). Is vocht slechts periodiek aanwezig daïi overbruggen de meeste soorten deze ongunstige omstandigheden in uitgedroogde toestand, om weer op te zwellen en actief te worden zodra er vocht beschikbaar komt.

In de diepzeebodem worden tot een miljoen nematoden per vierkante meter aangetroffen; op het land ligt het aantal tien keer hoger: honderd gram grond bevat al genoeg individuen en soorten voor een analyse, statistische verwerking wordt niet door een gebrek aan waarnemingen gehinderd en bemonstering is niet destructief voor het meetnet.

De bodembewonende nematoden vormen samen een ecologisch heterogene groep. Nematoden öie van hogere planten 'leven vormen in wezen een minderheiet*? maar • het aardappelcyste-aaltje is alom bekend als de veroorzaker van de aardappel­moeheid. Andere soorten leven speciSiek van schimmels, bacteriën, protozoën of algen, zijn carnivoor of omnivoor en sommige parasiteren insecten. De bouw van ide mondholte vertoont een grote diversiteit; <îe voedings- en levenswijze is af te leiden uit de bouw van de mondholte en slokdarm. Door de grote verscheidenheid in voedselgroepen vormen de nematoden een belangrijke schakel in het bodemvoedselweb.

Niet alleen is er veel variatie in voedingswijze maar ook in levensduur. Er zijn soorten met een generatietijd van drie dagen, andere doen er jaren over. Zoals Admiraal & Van Beelen in hun bijdrage over bacteriën aangeven, geldt, ook voor nematoden dat er soorten zijn met extreme tolerantie voor toxische stoffen terwijl andere relatief gevoelig zijn.

De in Nederland voorkomende, vrij in de bodem levende, nematoden variëren in lengte van 0,3 tot 12 mm. Het merendeel is van gescheiden geslacht, sporadisch komt geslachtsverandering voor. Hoewel van de meeste soorten wel mannetjes bekend zijn, spelen zij bij de voortplanting niet altijd een rol: ongeveer de helft van de in Nederland

176

voorkomende soorten plant zich ongeslachtelijk voort, zij het dat daarbij allerlei varianten mogelijk zijn.

In gedroogde toestand (anhydrobiose) worden nematoden of hun eieren gemakkelijk door de wind getransporteerd waardoor geschikte biotopen snel worden gekoloniseerd (Leopold, 1989); actieve verplaatsing is daarentegen gering. Ze kruipen niet weg voor dreigende droogte of bevriezing en zijn daarom indicatief voor de bodemlaag waarin ze worden aangetroffen. Vanwege hun doorlaatbare cuticula staan ze in direct contact met opgeloste stoffen in het bodemwater.

Nematoden zijn ideale laboratoriumdieren. Een nematoden-suspensie in water kan gepipetteerd en verdund worden, als ware het een oplossing; een aantal soorten kan ingevroren of gedroogd worden om ze weer tot leven te wekken zodra ze voor een experiment nodig zijn. Het isoleren van nematoden uit het substraat is routinewerk. Na isolatie blijft er helder water met nematoden over. In urgente gevallen kan het bemonsteren, isoleren en analyseren, afhankelijk van het identificatieniveau, binnen twee uur worden uitgevoerd.

Er is geen land waarvan de nematodenfauna zo goed bekend is als Nederland. De nematodencollectie van de vakgroep Nematologie behoort tot de grootste ter wereld. Daarom kon in het kader van een VROM-project een gebruikers-vrien­delijke identificatietabel worden samengesteld (Bongers, 1988). Milieuonderzoek waarbij nematoden betrokken zijn kan profiteren van de infrastructuur die al ontwikkeld is onder invloed van het grote economische belang van planteparasi-taire nematoden.

Indien milieuvreemde stoffen de oorzaak zijn van het verdwijnen van zeldzame biotopen in Nederland zullen er zonder twijfel ook een aantal nematodesoorten verdwijnen; welke soorten dat zijn zal waarschijnlijk nooit bekend worden omdat de meest gevoelige soorten meestal in lage dichtheden voorkomen. Indien ze jaren later bij een herbemonstering niet aangetroffen worden zal de oorzaak niet direct bij de 'chemische druk' worden gezocht maar eerder bij heterogeniteit van het gebied of de onbekendheid met de ecologie van zeldzamere nematoden. Daarnaast worden zeldzame habitats tot nu toe sporadisch bemonsterd en is niet goed bekend hoe de samenstelling van de nematodenfauna in deze gebieden precies is. De kans is dan ook groot daar nog onbeschreven soorten aan te treffen. Het risico van het verdwijnen van nematodesoorten is echter niet alleen reëel in zeldzame biotopen. In naaldbossen op zure zandgronden bijvoorbeeld leven een groot aantal soorten op de rand van hun tolerantiegrens. Verdergaande bodemverzuring zal hier hoogstwaarschijnlijk grote gevolgen hebben voor de samen­stelling van de nematodenfauna.

De rijpheidsindex als signaal voor verstoringen

Hoewel het totaal aantal individuen nog wel sporadisch wordt gesuggereerd als mogelijke maat voor verstoring (Schouten & Arp, 1988), zitten aan het gebruik van de totale dichtheid een aantal haken en ogen. Een toxische stof kan de gevoelige soorten laten verdwijnen, de plaats daarvan wordt dan echter snel opgevuld door minder gevoelige soorten. Door

177

de explosieve groei van een bepaalde soort, kan in een zwaar verontreinigde situatie zelfs een veelvoud van de normale of oorspronkelijke nematodendichtheid worden aangetroffen. Dit is bijvoorbeeld waargenomen in een met olie verontreinigde bodem waar het aantal soorten was teruggelopen tot twee (Kappers & Manger, 1990).

Naast aantallen speelt ook diversiteit een rol. De meeste diversiteitsindices houden geen rekening met de verschil­lende ecologische eigenschappen van de afzonderlijke nematodensoorten. Recent is een nieuwe benaderingswijze ontwikkeld (Bongers, 1990b) waarin ook ecologische infor­matie is verwerkt, de Rijpheids- of Maturity-Index (MI).

In een heterogene nematodengemeenschap komen zowel soorten voor met een korte generatietijd en een hoge reproductie­snelheid als soorten met een lange generatietijd en lage reproductiesnelheid. De eerstgenoemde zijn over het algemeen relatief tolerant ten opzichte van verontreinigingen (Warwick, 1986); het zijn dezelfde soorten die een nieuw habitat snel koloniseren en ze worden daarom 'Colonisers' genoemd. Ze vertonen het kenmerkcomplex van r-strategen (Parry, 1981). De gevoelige worden met 'Persißters' aangeduid.

Treedt bodemverontreiniging op dan/ zullen de "persisters" het eerst verdwijnen; de opengevallen plaatsen worden meestal opgevuld door "colonisers" hetgeen een verschuiving geeft naar het aandeel "colonisers" in een monster. Voor het beoordelen van de bodem door middel van de Rijpheidsindex werden de nematoden op familieniveau ingeschaald van 1 (Colonisers) tot 5 (Persisters). De waarden voor de in Nederland voorkomende soorten wordt gegeven in tabel 1.

Tabel 1. Coloniser -persister (c-trische en aquatische coloniser

Neotylenchidae Anguinidae Aphelenchidae Aphelenchoididae Rhabditidae Alloionematidae Diploscapteridae Bunonematidae Cephalobidae Ostellidae Panagrolaimidae Myolaimidae Teratocephalidae Diplogasteridae Neodiplogasteridae Diplogasteroididae Tylopharyngidae Odontopharyngidae Monhysteridae Xyalidae

2 2 2 2 1 1 1 1 2 2 1 2 3 1 1 1 1 1 1 2

, 5 = pejTs iste

Linhomoeidae Plectidae Leptolaimidae Halaphanolaimidae Diplöpeltidae' Rhabdolaimidae, Chromadoridae Hypodontolaimidae Choanolaimidae Achromadoridae Ethmolaimidae Cyatholaimidae Desmodoridae Microlalmidae Odorvtolaimidae Aulolaimidae Bastianiidae Prismatolaimidae Ironidae Tobrilidae

P) waarden voor terres-nematodenfamilies;

r (Bongers, 1990b)«

* 3 2 3

'3 3 3 3 3 4 3 3 3 3 3 3 3 3 3 4 3

Onchulidae Tripylidae

' Alaimidae Bathyodontidae Monoiyhidae

, Anatonchidae Nygolaimidae Dorylaimidae Chrysonematidae Thornenematidae Nordiidae Qudsianematidae Aporcelaimidae Belondiridae Actinolaimidae Discolaimidae -Leptonchidae Diphtherophoridae

1 =

3 3 4 4 4 4 5 4 5 5 4 4 5 5 5 5 4 3

178

Per monster kan daarna volgens onderstaande formule een gewogen gemiddelde worden uitgerekend (de Rijpheidsindex MI) waarin v(i) de c-p waarde is uit tabel 1 en f(i) de frekwentie van die groep in een monster.

n MI = E v(i).f(i)

i = 1

De MI blijkt een gevoelige maat te zijn voor verstoringen en daarom een geschikte parameter voor het beschrijven van de toestand van een bodemecosysteem. De MI heeft ecologische inhoud en een pragmatisch voordeel is dat identificatie slechts nodig is tot op familieniveau.

Voor zover bekend is er geen gedetailleerde informatie beschikbaar over nematodengemeenschappen in bodems met een vervuilingsgradiënt van milieugevaarlijke stoffen. Er zijn echter wel soortenlij sten bekend uit zoetwater en mariene sedimenten die de toepassing kunnen illustreren.

In tabel 2 zijn de Mi's berekend voor soortenlij sten gegeven in Jacobs (1987) voor een verontreinigingsgradiënt in het Vossemeer; de chemische analyses zijn gebaseerd op Van Urk en Kerkum (1988). De chemische analyse geeft de indruk dat monster 1 minder vervuild is dan 2 en 3 terwijl

Tabel 2. Relatie tussen de Rijpheids-Index (Bongers, 1990b) en gehalte aan milieugevaarlijke stoffen (mg.kg-1) (voor een verontreinigingsgradiënt in het Vossemeer) (Van Urk & Kerkum, 1988).

Monsterpunten

Rijpheids-Index

Cd Hg Pb Cu Fluorantheen Benzo(a)pyreen Indenopyreen

1

2.58

3.6 1.1

85.0 64.0

1.8 1.2 3.1

2

2.62

6.2 2.7

134.0 109.0

2.8 1.6 1.5

3

2.64

6.7 3.9

135.0 111.0

2.1 1.1 0.9

5

2.85

2.0 0.5

34.0 22.0

0.3 <0.1 <0.1

7

2.91

1.6 0.5

38.0 20.0

0.3 0.1

<0.1

de MI in 1 niet hoger is dan die van 2 of 3. Op basis van het drooggewicht, het totale aantal en het percentage misvormingen bij muggelarven komen Van Urk en Kerkum eveneens tot de conclusie dat monster 1 minstens zo vervuild is als 2 of 3. Is indenopyreen de oorzaak of zijn er nog andere niet geanalyseerde milieugevaarlijke stoffen die hier een rol spelen?

Ook voor mariene nematoden zijn c-p waarden opgesteld (Bongers & Alkemade, 1990) en blijkt de MI toepasbaar zoals

179

kan worden geïllustreerd aan de studie van Tietjen (1980). Hij onderzocht de relatie tussen de nematodenfauna en het gehalte aan zware metalen (mg kg"1) in negen zandige sedimentmonsters voor de kust bij New York. Op basis van de MI vielen deze monsters in vier groepen uiteen (2.41 - 2.47; 2.21 - 2.29; 2.10 - 2.14 en een 'groep' bestaande uit één monster met een MI van 1.78 ). Bij berekening van de gemiddelde MI en de hoeveelheid zware metalen per groep wordt een relatie gevonden zoals weergegeven in tabel 3. Ook uit dit voorbeeld blijkt dat de MI afneemt met een toenemend gehalte aan milieugevaarlijke stoffen.

Wil men een uitspraak doen over een enkel monster dan zegt een MI = 2.12 niets omdat men geen referentie "~heeft; voor de nematodenfauna uit zwak gebufferde zure zandgrond is deze MI relatief hoog, voor kalkrijke klei is ze daarentegen aan de lage kant. Voor de ontwikkeling van een referentie­systeem

Tabel 3. Relatie tussen Rijpheids-Index en gehalte aan zware metalen (mg. kg-1) in zandig .-marien sediment (Bongers et al., 1991).

Rijpheids-Index Cr Cu Ni Pb Zn

2 .44 2 .26 2 . 12 1.78

3 . 5 5 . 3

15 .0 302 .0

3 . 0 5 . 7

34 . 0 360 .5

3 . 0 5 . 7

14 .8 4 7 . 0

8 . 3 17 .0 3 5 . 2

141 .5

18 .3 2 5 . 3 8 2 . 5

580 .0

is nagegaan of een ecologische bodemtypologie op basis van de nematodenfauna mogelijk is Bongers et al., 1989; Bongers en Van de Haar, 1990). Uit de momenteel 'beschikbare gegevens blijkt dat er soorten nematoden zijn die vaak gemeen­schappelijk voorkomen. Met andere woorden: er kunnen nematodengemeenschappen .worden onderscheiden met goed herkenbare indicatorsoorten. Deze gemeenschappen blijken verder a) seizoensonafhankelijk, b) gecorreleerd met eenvoudig te bepalen milieuvariabelen en c) gekarakteriseerd door ecologische parameters als diversiteit en rijpheid. In de praktijk betekent dit, dat aan de hand van de samenstel­ling van de nematodenfauna kan worden vastgesteld tot welke gemeenschap deze soorten behoren en wat de bijbehorende biotoop-parameters zijn.

Bij de voorbeelden uit tabel 2 en 3 wordt de veront­reiniging veroorzaakt door aantal stoffen; mogelijk zijn er nog andere bij betrokken die niet gemeten of te meten zijn. Het zou nuttig zijn om te weten welke stof of groep van stoffen de MI beïnvloeden. Met andere woorden, welke stof veroorzaakt de meest dominante stress: is het lood of koper? Bij de vakgroep Nematologie (LUW) wordt gewerkt aan een methode waarmee de dominante stressfactor kan worden geïdentificeerd of althans de richting aangeeft waarin de

180

stressfactor gezocht dient te worden. In de volgende paragraaf wordt dieper op deze benadering ingegaan. Met nadruk dient gesteld te worden dat deze methode nog in de experimentele fase verkeert. Nader onderzoek moet uitmaken wat het oplossend vermogen is dat uiteindelijk haalbaar is: zijn effecten van koper en lood te onderscheiden of is het maximaal bereikbare een grove indeling van groepen stoffen met een vergelijkbaar werkingsmechanisme? Hoe gedragen mengsels van stoffen zich? Tot welk niveau dienen de nematoden geïdentificeerd te worden, is familieniveau voldoende of is geslachts- of soortsniveau noodzakelijk. Vervolgonderzoek zal hierop antwoord moeten geven.

Identificatie van stressfactoren

Het ligt voor de hand dat er in een bodem die regelmatig uitdroogt geen nematoden voorkomen die niet tegen uitdroging kunnen, net zo min als dat er in een bodem waarin de aanwezigheid van cadmium de dominante stressfactor is geen nematoden voorkomen die relatief gevoelig zijn voor cadmium.

De MI is gebaseerd op een complex van eigenschappen. Zouden soorten met een hoog kolonisatievermogen ook altijd ongevoelig zijn voor cadmium, koper, lood etc. dan^zou de nematodenfauna minder goede perspectieven bieden. Het onder­scheidend vermogen t.a.v de bovengenoemde stoffen, maar ook overbemesting, uitdroging, verzouting en andere stress­factoren zouden allen resulteren in een verlaagde MI. De reactie van de nematodenfauna op verstoringen blijkt echter nogal te variëren.

LC50 CADMIUM vs. LC50 PENTACHLOROPHENOL

10 20 30 40 50

LC50 ( 48H ) CADMIUMCHLORIDE MG /1 )

Figuur 1. Relatie tussen de gevoeligheid voor cadmium-chloride en pentachloorfenol voor zes nematode-soorten (J. Kammenga, pers. meded.)

181

Bij de vakgroep Nematologie wordt door J. Kammenga gewerkt aan de ontwikkeling van toxiciteitstoetsen met nematoden. In figuur 1 wordt de door hem gevonden relatie weergegeven tussen de gevoeligheid voor cadmiumchloride en de gevoeligheid voor pentachloorfenol voor enkele soorten (de afzonderlijke symbolen in figuur 1). Hieruit blijkt dat tolerantie voor cadmiumchloride niet impliceert dat de soort ook ongevoelig is voor pentachloorfenol.

Dergelijke waarnemingen blijken ook uit experimenten over aluminium- en H+-toxiciteit voor verschillende soorten uit een zure zandbodem (Schouten & van der Brugge, 1989) en deels uit niet gepubliceerd onderzoek met xenobiotica en andere stressfactoren (Bongers, 1990b). Ook Van Straalen geeft in zijn bijdrage al aan dat uit experimenten met bodemorganismen blijkt dat de toxicokinetiek soorts-afhankelijk is; Ernst & Verkleij constateren hetzelfde bij hogere planten.

Als inleidend experiment om de soortspecifieke gevoelig­heid voor bepaalde stressfactoren te bepalen is een derde deel van een grondmonster ingevroren (-10°C), een derde deel gedehydreerd bij kamertemperatuur en het restant Van het monster is gebruikt voor een analyse van de oorspronkelijk aanwezige nematoden. Na ontdooiing,' resp. bevochtiging, is nagegaan welke nematoden deze ingrepen overleven. Soorten die niet noemenswaardig werden beïnvloed kregen een 1 op de overeenkomstige stress-schaal; nematoden die verdwenen kregen een 5. Vervolgens werden de intermediairen inge­schaald. Hieruit bleek dat soorten die gevoelig zijn voor dehydratie niet altijd gevoelig zijn voor invriezen. De inschaling blijkt ook hier karakteristiek per stressfactor. Indien op basis van deze waarden de dehydratie-index wordt bepaald voor en na dehydratie dan blijkt deze logischerwijs sterk gedaald na dehydratie; hetzelfde geldt voor de bevriezingsindex na bevriezing. Door beide indices te bepalen aan een monster dali .uitgedroogd of bevroren is geweest kan dan worden nagegaarr*Vjelke van deze twee stress­factoren een rol heeft gespeeld.'

Omdat er meestal tientallen soorten , nematoden in een bepaalde bodem voorkomen heeft de nematodenfauna theoretisch de potentie om informatie te verschaffen o\|er een groot aantal stressfactoren; zowel natuurlijke als 'anthropogene. Rangschikking van taxa t.a.v. gevoeligheid voor milieu­gevaarlijke stoffen lijkt mogelijk door milieugevaarlijke stoffen in verschillende concentraties aan grondmonsters toe te voegen om deze vervolgens te analyseren.

Door nematodenfamilies of -geslachten te rangschikken t.a.v. gevoeligheid voor milieugevaarlijke stoffen en andere stressfactoren kan voor elk van de afzonderlijke stress-factoren een index worden uitgerekend op identieke wijze als voor de MI gedaan is. Bij vergelijking van de verschillende indices kan dan de stressfactor worden geïdentificeerd die het meest aan de verstoring bijdraagt. Mogelijk geeft verge­lijking van de MI met de stress-indices al direct informatie over de dominante stress-factor; wellicht wordt de lage MI in schrale dennebossen wel verklaard door stressfactoren als extreme zuurgraad, aluminiumtoxiciteit of dehydratie. Een

182

Tabel 4. Tolerantiewaarden (fictief) voor stress­factoren voor een aantal nematodenfamilies (1 = tolerant, 5 = gevoelig).

Cr Ni Cu Zi As Cd Hg Pb NH3 Br

Aphelenchidae Rhabditidae Panagrolaimidae Cephalobidae Teratocephalidae Plectidae Monhysteridae

2 1 1 2 3 3 1

1 2 1 2 5 3 1

2 2 1 2 3 3 2

2 2 1 3 3 3 1

2 3 1 2 3 3 1

3 2 1 2 4 4 1

3 3 1 2 3 5 2

2 2 1 2 2 3 1

2 2 4 2 3 3 1

2 2 1 3 3 3 1

Chromadoridae 4 4 3 4 2 2 2 2 2 3 2 T o b r i l i d a e 2 2 2 2 2 2 2 1 2 2 2 T r i p y l i d a e 3 1 1 2 2 2 2 2 2 2 2 A la imidae 3 4 5 4 4 3 2 2 4 2 5

Mononchidae 3 3 5 3 4 5 5 5 5 3 3 Dory la imidae 4 4 4 2 4 4 5 4 4 4 4 Thornenemat idae 3 3 1 3 2 3 3 3 3 / 3 3 No rd i i d a e 3 4 2 3 3 3 3 3 4 3 3

Tabel 5. Procentuele samenstelling van de nematodenfauna van een te beoordelen grondmonster.

Aphelenchidae 8 Rhabditidae 14 Panagrolaimidae 26 Cephalobidae 10 Monhysteridae 20 Chromadoridae 2 Tripylidae 5 Thornenematidae 12 Nordiidae 3

Tabel 6. Stress-indices voor een aantal verontreini­gingen, berekend uit tabel 4 en 5.

S-factor S-index

Cr Ni Cu Zi As Cd Hg Pb NH, Br 1.64 1.71 1.31 1.93 1.67 1.83 1.77 2.21 1.72 2.49 1.79

183

experimentele benadering, zoals hierboven beschreven, biedt mogelijkheden om (noodzakelijk) langdurig en intensief veldwerk in te perken.

In tabel 4 worden fictieve tolerantiewaarden gegeven voor een aantal stressfactoren per nematodenfamilie; het enige doel hiervan is om de methode te demonstreren. In werkelijk­heid komen er in Nederland meer dan tachtig families voor; in een grondmonster worden al gauw 40 tot 50 soorten aangetroffen.

Ter illustratie van de methode nemen we een 'verdacht' grondmonster, isoleren en identificeren de nematoden en vinden de procentuele samenstelling zoals gegeven in tabel 5.

Op basis van deze analyse kunnen vervolgens de verschil­lende stressfactoren vergeleken worden. De stress-index voor Cr wordt dan, analoog aan de MI, als volgt berekend:

(8x2)+(14x1)+(26x1)+(10x2)+(20x1)+(2x4)+(5x3)+(12x3)+(3x3)/100

Op analoge wijze kunnen de stress-indices voor de'overige factoren uitgerekend worden. Zij wor*den in tabel 6 gegeven.

Uit vergelijking van de indices b'lijkt dat de waarde voor Cu in dit voorbeeld vrij laag is hetgeen wil zeggen dat er in het monster geen nematoden (meer) voorkomen die relatief gevoelig zijn voor koper. Dit zou kunnen wijzen op een koperverontreiniging of een verontreiniging met een vergelijkbare stof die nog niet in het 'beoordelingspakket' zit. In dat geval zal chemische analyse van het kopergehalte uitkomst moeten bieden.

Biomonitoring met nematoden

Biomonitoring met nematoden biedt mogelijkheden voor het volgen van het ecologisch «herstel van gereinigde ' grond (Kappers & van Esbroek, 1988 )*Qn voor* bet bepalen van het herstel van bepaalde bodems (Schouten & Manger 1989). Daarnaast zijn er tal van andere toepassingen bijvoorbeeld in biomeetnetten waarin de 'ontwikkelingen in bodems, inclusief tijdelijk droogvallende bodems eil waterbodems, routinematig worden beoordeeld (Bongers, 1990a). Zij biedt ook perspectieven voor het bestuderen van de (re)kolonisatie van havenslib dat op land wordt gebracht (van Esbroek, 1988) en van de bodem van nieuwgevormde meren en plassen. Biomonitoring maakt het mogelijk om het ecologisch herstel van landbouwgrond te beoordelen en geeft informatie over veranderingen in de bodem als gevolg van landbouwkundige praktijken. **•

Vanwege de eigenschappen van nematoden en de lage affectie bij het publiek bieden nematoden goede mogelijkheden voor gebruik in biomonitoring-systemen voor de bodem. Niemand zal een terrein betreden vanwege het voorkomen van relatief zeldzame nematoden. Het minimumareaal voor nematoden is veel kleiner dan dat voor de meeste andere fauna-elementen. Bemonstering is niet destructief voor de populaties en lokatie. Vanwege de ongeslachtelijke voortplanting kan een

184

r populatie zich zelfs nog herstellen als er slechts één geïsoleerd individu achter zou blijven. Door het hoge kolonisatievermogen reageren ze snel op verandering van de omstandigheden, bovendien is onderlinge vergelijking mogelijk van het terrestrische, zoetwater en het mariene systeem.

Literatuur

Bongers, T., 1988. De Nematoden van Nederland. Natuur­historische Bibliotheek van de KNNV, nr. 46. Pirola Schoor1. 406 p.

Bongers, T., 1990a. Biologische bodembeoordeling met nematoden. In: F.A.M, de Haan, Ch. H. Henkens & D.A. Zeilmaker. Handboek Milieubeheer (Bodembescherming). Samson H.D. Tjeenk Willink Alphen aan de Rijn - Deurne. Afl. J2000, aug. 1990.

Bongers, T., 1990b. The maturity index: an ecological measure of environmental disturbance based on nematode species composition. Oecologia 83: 14 - 19.

Bongers, T. & R. Alkemade, 1990. The maturity index as an instrument in biomonitoring marine sediments. Proc. 7th Int. Symp. on Aquatic Nematodes. 8 - 1 0 aug*- 1990, Yerseke. p. 15.

Bongers, T., R. Alkemade & G.W. Yeates, 1991. Interpre­tation of disturbance induced maturity decrease in marine nematode assemblages by means of the Maturity Index. Mar. Ecol. Progr. Ser. (in druk).

Bongers, T., R.G.M, de Goede, F.I. Kappers & R. Manger, 1989. Ecologische typologie van de Nederlandse bodem op basis van de vrij levende nematodenfauna. RIVM-Rapport nr. 718602002.

Bongers, T. & J. van de Haar, 1990. On the potential of basing an ecological typology of aquatic sediments on the nematode fauna: an example from the river Rhine. Hydrobiological Bulletin 24 (1): 37 - 45.

Esbroek, M.L.P. van, 1988. Voorkomen en successie van nematoden tijdens landfarming en rijping van havenslib. RIVM-Rapport nr. 718602001.

Jacobs, L.J., 1987. Inleiding tot de biologische kwali­teitsbeoordeling van onderwaterbodems in Nederland door middel van de nematofauna. Rapport Vg. Nematologie i.o.v. DBW/RIZA Lelystad.

Kappers, F.I. & M.L.P. van Esbroek, 1988. Ecological recovery of decontaminated soil. In: K. Wolf, W.J. van den Brink, F.J. Colon (eds.). Contaminated Soil '88: 849-851. Kluwer Acad. Publ.

Kappers, F.I. & R. Manger, 1990. Ecologisch herstel van biologisch gereinigde grond. RIVM Rapportnr. 718601004.

Leopold, M.A., 1989. Literatuurstudie over dispersie en kolonisatie van vrij levende bodemnematoden: basis voor een projectvoorstel in het kader van het onderzoek "Ecologisch herstel gereinigde bodems". RIVM-Rapport nr. 718818001.

Notenboom, J., K. de Boom & P. van Beelen, 1990. Grond­waterlevensgemeenschappen: een studie naar meercellige organismen in het bovenste grondwater en de milieu-

185

hygiënische implicaties. RIVM-rapport nr. 710302001. Parry, G.D., 1981. The meanings of r- and K-selection.

Oecologia 48: 260-264. Schouten, A.J. & K.K.M. Arp, 1988. Relation between the

vitality of forests and nematode communities. In: Van der Wal, A.F. and R.G.M, de Goede. Nematodes in natural Systems; a status report. Department of Nematology mededeling 199.

Schouten, A.J. & R. Manger, 1989. Onderzoek naar de effecten van bekalking op de nematodenfauna van drie bosopstanden in Boswachter!j St. Anthonis (Peel-regio). RIVM-Rapport nr. 718823001.

Schouten, A.J. & I.R. van der Brugge, 1989. Acute toxici­teit van aluminium- en H*-ionen concentratie voor bodem-nematoden uit een zuur en kalkrijk dennenbos. I) Ontwikkeling van een toets in waterig medium. RIVM-Rapport nr. 718603001.

Tietjen, J.H., 1980. Population structure and species composition of the free-living nematodes inhabiting sands of the New York Bight Apex. Estuar. coast, mar. Sei. 10: 61 - 73.

Urk, G. van, & F.C.M. Kerkum, 1988. Bottom fauna of polluted Rhine sediments. In: K. Wolf, W.J. van den Brink & F.J. Colon (eds.). Contaminated Soil '88. Kluwer Acad. Publ., pp 1405 - 1407.

Warwick, R.M., 1986. A new method for detecting pollution effects on marine macrobenthic communities. Marine Biology 92: 557 - 562.

186

Sectie 3

Perspectieven voor beheer en beleid

SOORTENBESCHERMING ONDER DRUK VAN MILIEUVERONTREINIGING

J. Walter

Ministerie van Landbouw, Natuurbeheer en Visserij, Directie Natuur-, Milieu- en Faunabeheer, Postbus 20401,

2500 EK 's-Gravenhage

Samenvatting

Voorkomen moet worden dat chemische verontreinigingen het treffen van inrichtingen- en beschermingsmaatregelen voor biotopen van bedreigde dier- en plantesoorten illusoir maakt. Stoffenbeleid is daarmee één van de pijlers van het soortbeschermingsbeleid. Overigens is vaak slecht gedocumen­teerd of stoffen een belangrijke rol spelen in de bedreiging van het voortbestaan van soorten in Nederland. De algemene milieukwaliteit moet een basis bieden voor het behoud van soorten in het algemeen. Specifieke aandacht vragen de circa 1800 bedreigde of kwetsbare soorten die in ons land op "rode lijsten" voorkomen, de zogenaamde "aandachtsoorten". Uit deze soorten zijn circa 40 soorten gekozen, waaraan in de eerste planperiode van het Natuurbeleidsplan bijzondere aandacht gegeven zal worden. Stoffen mogen geen recht­streekse toxische effecten hebben op de aandachtsoorten, noch die via de voedselketen belasten, noch hun habitat wezenlijk aantasten. Het ecotoxicologische onderzoek moet zich richten op soorten die ook buiten de ecologische hoofdstructuur voorkomen. Hiermee is soortenbeleid mede richtinggevend voor toekomstig ecotoxicologische norm­stelling en tevens voor gedragsnormen. Het soorten beleid richt zich door de keuze van de soorten ("aaibaarheid") tevens op de beïnvloeding van gedragsnormen, hetgeen min­stens zo belangrijk is.

Inleiding

De titel van dit hoofdstuk zou de suggestie kunnen in­houden dat het tegengaan van milieuverontreiniging geen integrerend onderdeel zou vormen van het soorten-beschermingbeleid. Begrijpelijk is een dergelijke gedachte wel, omdat het soortenbeleid zich vele decennia voornamelijk heeft gericht op directe bedreigingen door de mens als het doden en vangen van vogels, het houden van dieren in gevang­enschap, het verzamelen van eieren, het plukken van be­schermde bloemen enz. Ook de vergiftiging van roofvogels of dassen door uitgelegd vergiftigd aas en het opvangen van verzwakte zeehonden en van vogels die slachtoffer waren van olieverontreiniging op zee werden als het werkterrein van het soortenbeleid gezien. Andere vormen van de bescherming van soorten, namelijk de indirecte bescherming door middel van de veiligstelling van hun leefgebieden behoorde niet het soortenbeleid-in-engere-zin. Beleidsmaatregelen als aankoop, inrichting en beheer vormden het terrein van het "gebieds­gerichte" beleid. Daarnaast leverde het "ruimtelijk kwali­teitsbeheer" op indirecte wijze een bijdrage aan de bescher­ming van soorten door te waken over kwaliteit van water,

bodem en lucht en door ingrepen als ontgrondingen, wegen­aanleg etc. uit natuurbehoudsoogpunt gunstig te beïnvloeden.

Soortenbeleid

Omdat de indirecte bedreigingen van soorten vele malen groter zijn dan de directe bedreigingen (dus illegale vangst, handel e.d.) en omdat de "soorteningang" een goede invalshoek is voor het vergroten van het maatschappelijk draagvlak van de natuurbescherming is in het afgelopen decennium bij het soortenbeleid het accent verlegd van de passieve bescherming door middel van verbodsbepalingen naar actieve bescherming door middel van positieve maatregelen ten behoeve van het behoud van soorten. In het recente Natuurbeleidsplan (NBP) vormt het soortenbeleid dan ook een afzonderlijke hoofdlijn van beleid, met als centrale doel­stelling de duurzame instandhouding, herstel en ontwikkeling van een zo natuurlijk mogelijke verscheidenheid aan in het wild levende dier- en plantesoorten als elementen van de ecosystemen waarvan zij deel uitmaken.

Nu is een goed ecosysteembeleid in principe de best,e vorm van soortenbeleid. Door het instandhouden of creëren van de vereiste levensvoorwaarden, door zprg te dragen voor de juiste biotopen wordt het voortbestaan gegarandeerd van soorten die in die biotopen hun niche vinden: zorg voor natte duinvalleien en soorten als parnassia en kleine watersalamander zullen verschijnen; zorg voor meer natuur­lijk bos en boommarter en rosse vleermuis nemen er hun intrek; zorg voor meanderende beken met een goede water­kwaliteit en ijsvogel en rivierdonderpad zullen (weer) tot de bewoners gaan behoren.

Helaas is de situatie in ons land zodanig dat de formu­lering: "zorg voor ecosysteem x of y" gemakkelijker is gezegd dan gedaan. Verschijnselen als versnippering, vervui­ling, verzuring, verstoring enz. staan het realiseren van complete en ongestoorde ecosystemen in de weg: allerlei soorten kunnen de betrokken .gebieden -niet bereiken, de waterkwalitiet is onvoldoende of de recreatiedruk is te groot. In die gevallen kan het nodiïf 'zijn voor diverse soorten specifieke, aanvullende, maatregelen te nemen: het aanleggen van dassentunnels, het, graven van Aieuwe poelen, het weren van jacht in gebieden die door kraanvogels als rustplaats worden gebruikt, e.d. Het soortenbeleid vormt in dit opzicht een noodzakelijke aanvulling op het ecosysteem­beleid.

Daarnaast doet zich het verschijnsel voor dat soorten de maatschappelijke aandacht eisen, b.v. in geval zij - al dan niet vermeend - schade aanrichten (b.v. ganzen, aalschol­vers, steenmarters), ziekten verspreiden als rabiës -(door b.v vossen en vleermuizen) of een appèl doen op onze emoties (b.v.zeehonden, bevers).

Nu is het mogelijk noch noodzakelijk ten aanzien van alle soorten een actief beschermingsbeleid te voeren. Met betrek­king tot merels, waterhoentjes, torenvalken, bosmuizen, fluitekruid of lieveheersbeestjes hoeft geen specifiek en actief beschermingsbeleid te worden gevoerd. Ten aanzien van zulke algemeen voorkomende soorten kan in beginsel worden

190

± 40 planperiode soorten / "tientallen" \ bijzondere bescherming

i 1800 aandachtsoorten / "honderden" \ actieve bescherming

± "alle" soorten / "duizenden" \ passieve bescherming

Figuur 1. Selectie-pyramide van soorten waarop het mini­sterie van LNV in de planperiode van het NBP extra aandacht zal worden gegeven.

volstaan met een passief beschermingsbeleid, d.w.z. een verbod tot het vangen, plukken, doden enz. Wel is een actief beschermingsbeleid geboden ten aanzien van de kwetsbare en bedreigde soorten die op "rode lijsten" voorkomen. In het Natuurbeleidsplan worden deze soorten aangeduid als "aan­dachtsoorten" . Het gaat dan om + 35 soorten zoogdieren, + 5 0 soorten vogels, + 20 soorten amfibieën en reptielen, +_ 20 vissoorten, + 45 soorten ongewervelden en + 1.600 soorten hogere en lagere planten. '

Maar ook ten aanzien van elk van deze in totaal 1.800 soorten is het praktisch niet mogelijk een actief beleid te voeren. Voor een deel is dergelijk soortspecifiek beleid ook niet nodig omdat vele soorten in dezelfde habitattypen voorkomen en door het voeren van een gebiedsgericht beleid tal van soorten gezamenlijk van bepaalde maatregelen zullen profiteren. Maar afgezien daarvan is niet te ontkomen aan een verdere beperking. Uit deze 1.800 aandachtsoorten is een aantal soorten gekozen, waaraan gedurende de eerste plan­periode van het NBP door de rijksoverheid extra aandacht zal worden gegeven, de zogenoemde 'top veertig'.

Het bovenstaande is grafisch weer te geven in een pyra­mide (zie figuur 1), waarvan de basis wordt gevormd door "alle soorten", die in principe passieve bescherming krij­gen. Hoger in de pyramide treft men de "rode lijst soorten" of "aandachtsoorten" aan, die in algemene zin onderwerp zijn van een actief beleid gericht op het behoud en herstel van die soorten, terwijl daaruit weer de 'top-veertig' zijn gekozen, die boven in de pyramide zitten.

De criteria die zijn gehanteerd bij de selectie van de aandachtsoorten, waaraan de komende acht jaar door de rijksoverheid extra aandacht zal worden gegeven zijn de volgende : 1. de nederlandse (inter)nationale verantwoordenjkhied voor

de soort of categorie van soorten (b.v. ganzen. Noordse woelmuis), deels afgeleid van internationale wetgeving (b.v. EG-Vogelrichtlijn, Conventies van Bern en Bonn en de op handen zijnde EG-Habitatrichtlijn)

2. de signaalfunctie die de soort vervult m.b.t. het eco­systeem waarvan hij deel uitmaakt. Het kan dan gaan om soorten die aan de top van een voedselpyramide staan of om "kritische" soorten, die gevoeliger zijn voor veran-

191

Tabel 1. Aandachtsoorten en hun bedreigingen.

Aandachtsoorten planperiode NBP

Aard (chemische) verontreiniging (voorzover gedocumenteerd)

vleermuizen

das

otter zeehond bruinvis noordse woelmuis lepelaar

kerkuil ganzen ijsvogel patrijs kraanvogel korhoen kwartelkoning weidevogels watervogels (futen

eenden, zwanen, aalscholvers e.d.)

geelbuik- en vroedmeesterpad

kamsalamander muurhagedis ringslang grote en kleine

modderkruiper zalm zee- en beekforel bittervoorn snoek rog hondshaai dagvlinders libellen

rivierkreeft akkerkruiden dotterbloem krabbescheer kievitsbloem slanke sleutelbloem taxus linde orchideeën muurplanten echt lepelblad cantharel

houtconserveringsmiddelen (gebouwen) insecticiden (land- en tuinbouw) PCB's insecticiden, herbiciden zware metalen (regenwormen) PCB's PCB's PCB's, DDT *) herbiciden kwikhoudende gewasbeschermingsmidddelen (bollenteelt), DDT *) PCB's, DDE *) loodvergiftiging insectiden, PCB's, zware metalen (?) insecticiden, herbiciden kwik (zaaizaadontsmett.midd.) *f insecticiden, /herbiciden

PCB's, DDE's * ) , kwik, lood

pesticiden

pesticiden, herbiciden ?

7 ? (div. chem. stoffen) PCB's, «DDT * ) , Dieldrin *) zware mefalen {driehoeksmossel) kwik, PCB's ? » « ? insecticiden, herbicideri| ? (zie krabbescheer) (eutrofiëring) 7 herbiciden herbiciden herbicide (atrazin) ? herbiciden 7

7 7 7

NH , aluminium

*) Inmiddels verboden in Nederland.

192

deringen in hun leefomgeving dan andere soorten (b.v. otter voor het zoetwater- en oevermilieu)

3. de mate waarin de soorten een bijdrage leveren aan de vergroting van het maatschappelijk draagvlak van het natuurbeleid ( b.v. voor de bevolking herkenbare en gewaardeerde soorten als zeehonden, dagvlinders en orchideeën of soorten die bepaalde maatschappelijke groeperingen mobiliseren als patrijs (wildbeheerders) en snoek (visstandbeheerders).

De gekozen soorten staan in tabel 1.

Soortenbeleid chemisch onder druk

Na deze uiteenzetting over het soortenbeleid van de rijksoverheid dient te worden nagegaan of dit soortenbeleid "onder chemische druk staat" en wat de consequenties daarvan zijn.

In tabel 1 staat in de tweede kolom aangegeven aan welke milieuverontreinigingen de aandachtsoorten uit de eerste planperiode van het NBP blootstaan. Deze opsomming is een eerste inventarisatie. De lijst geeft niet de mate aan waarin deze verontreining een rol speelt met betrekking tot het voortbestaan van de betrokken soort. Het overzicht beperkt zich tot de constatering dat bepaalde schadelijke stoffen zijn aangetroffen, hetzij in de betrokken soort zelf, hetzij in zijn prooidieren of voedselplanten.

Bovenstaande lijst geeft slechts een van de thema's uit het NBP aan, namelijk verontreiniging. Daarnaast bestaan ten aanzien van de genoemde soorten nog andere bedreigingen als versnippering, verdroging, verstoring, verzuring, verzoe­ting, verwaarlozing enz. Kortom deze soorten staan niet alleen chemisch onder druk maar ook onder druk vanuit andere hoeken.

Het is weinig zinvol allerlei soortspecifieke inrichtings­maatregelen te treffen, die b.v. versnippering moeten opheffen, zoals het aanleggen van dassentunnels, otterpas­sages en vistrappen, als niet tevens gewerkt wordt aan de verbetering van de kwaliteit van hun fourageer- en voort-plantingsbiotopen.

De achteruitgang van soorten wordt in de regel door een aantal factoren veroorzaakt, zonder dat exact is aan te geven welke factor daarbij de sleutelfactor vormt. Dat zal veelal ook niet mogelijk zijn. Eén ding is tijdens dit symposium duidelijk gebleken; de vervuiling van lucht, water en bodem vormt voor een aantal hogere organismen, met name toppredatoren, een belangrijke bedreiging (zie verschillende bijdragen, dit boek).

Voorkomen moet worden dat chemische verontreiniging het treffen van allerlei inrichtings- en andere beschermings­maatregelen illusoir maakt. Wat heeft het voor zin om bossen als vogelreservaat te kopen en te beheren als de daar aanwezige insectenetende vogels geen eieren meer leggen of de schalen van hun eieren door de zure regen of bestrij­dingsmiddelen zo dun zijn dat zij breken of niet uitkomen? Wat heeft het voor zin poelen voor salamanders aan te leggen wanneer hun larven door zuurstofgebrek ten gevolge van eutrofiëring sterven?

193

Wat heeft het voor zin door middel van natuuront­wikkelingsprojecten nieuwe vestigingsplaatsen voor lepelaars te creëren wanneer de nabijgelegen voedselgebieden ernstig door b.v. zware metalen zijn aangetast? Wat heeft het voor zin dat het eiland Griend voor zeer veel geld is vastgelegd, wanneer de Grote Sterns door een nieuwe golf van chemische verontreinigingen zouden worden getroffen? Wat heeft het voor zin om jonge zeehondjes op te vangen wanneer het waddenmilieu zodanig is vervuild met PCB's dat hun weer­standsvermogen chronisch wordt aangetast? Het is én voor de natuur, én voor de staatskas, én voor de portemonnee van andere overheden, én voor de particuliere natuurbescherming van groot belang te voorkomen dat met goede bedoelingen geld en energie over de balk worden gegooid, omdat sluipende chemische verontreinigingen alle inspanningen weer teniet doen.

Consequenties voor beheer en beleid.

In de eerste plaats wordt erop gewezen dat het Natuur­beleidsplan maar ook het Nationaal Milieubeleidsplan-' en de Derde nota Waterhuishouding een goed en nieuw kader bieden voor een actief soortenbeleid. De fffiP-projecten "Toekomst­perspectief weidevogels", "Wetlands en watervogels" en "Natuurvriendelijk Boeren" kunnen in dit verband worden genoemd.

Voorts zullen in de planperiode ten aanzien van een aantal soorten beschermingsplannen worden uitgebracht. De beschrij-ving van de bedreigingen vanuit chemische hoek en de maat­regelen die daartegen moeten en zullen worden getroffen ten behoeve van het duurzaam behoud van de betrokken soort vormen een integraal onderdeel van deze soortbeschermings-plannnen. Dergelijke plannen zijn taakstellend. Ze vormen niet zozeer een vroom "verlanglijstje" van wat er idealiter allemaal zou moeten gebeuren. Het zijn veeleer "boodschap­penlijstjes" van de minister v£fi Landbouw, Natuurbeheer en Visserij, waarmee hij zijn diensten é"n instellingen het veld in stuurt om de aangekondigde maatregelen te realiseren. Zo onderstreept de Minister in zijn "Herstelplan leefgebieden otter" nog eens de daadwerkelijke uitvoering van het Rijn-aktieprogramma en geeft hij zijn vertegenwoordigers in de provincie opdracht te bevorderen dat in de op te stellen waterkwaliteitsplannen, waterhuishoudingsplannen en beheers­plannen van provincies en waterschappen de in het plan omschreven maatregelen ten behoeve van de otter worden opgenomen en uitgevoerd. Een soortbeschermingplan vormt tevens een stimulans en richtsnoer voor anderen, overheden en particuliere organisaties, om de maatregelen te treffen die tot hun verantwoordelijkheid behoren. Zij zullen dit vooral moeten doen buiten de ecologische hoofdstructuur. De zorg voor de natuurwaarden aldaar is, afgezien van de zorg voor de basiskwaliteit, vooral een taak van anderen dan de rijksoverheid. Wel zal het rijk hen daarbij behulpzaam zijn, onder meer door middel van voorlichting en het be­schikbaar stellen van expertise.

Door het opstellen van genoemde lijst van aandachtsoorten heeft het rijk de inspanningsverplichting op zich genomen

194

tot behoud en herstel van de populaties van deze soorten. Daarmee is dit soortenbeleid mede richtinggevend aan het natuurbeleid, niet alleen binnen de ecologische hoofdstruc­tuur van het NBP, maar ook daarbuiten.

Met betrekking tot het stoffenbeleid betekent dit dat stoffen: a. geen rechtstreekse toxische effecten op de betrokken

soort mogen hebben. b. geen organismen mogen aantasten of belasten die via de

voedselketen de betrokken soort aantasten. c. geen organismen mogen aantasten die de habitat van de

betrokken soort wezenlijk aantasten.

De gekozen aandachtsoorten zullen dus tot toetssteen moeten dienen, niet alleen op het gebied van bestemming, inrichting en beheer, maar ook met betrekking tot het toelatingsbeleid of toepassingsbeleid van b.v. bestrijdings­middelen, en met betrekking tot de normstelling ten behoeve van de algemene milieukwaliteit.

Wat dit laatste betreft zal het beleid gericht moeten zijn op het voortbestaan van de aandachtsoorten, ook buiten de ecologische hoofdstructuur. Het is dan ook niet toevallig dat een aantal van de gekozen aandachtsoorten met /ïame ook buiten de ecologische hoofdstructuur voorkomt. Dit pleit ervoor het onderzoek met betrekking tot toxische stoffen juist te richten op buiten de ecologische hoofdstructuur voorkomende soorten als vleermuizen, das, bruinvis, patrijs, kamsalamander, ringslang, snoek, dagvlinders en libellen. Bovendien behoort een deel van deze soorten tot de (top)pre-datoren, zodat zij ook in dit opzicht van strategisch belang zijn.

Onderzoek en normstelling

Hiermee zijn wij aangeland op het gebied van onderzoek en normstelling. Omdat op grond van de genoemde criteria-(inter)nationale verantwoordelijkheid, signaalfunctie en aanspreekbaarheid of "aaibaarheid" - de politieke wens is uitgesproken tot herstel en behoud van de gekozen aandacht­soorten zullen lacunes in de kennis op het gebied van habitateisen maar ook op het gebied van chemische belasting moeten worden opgevuld. Dit betekent dat ook op dit punt het soortenbeleid mede richtinggevend is aan het toekomstig ecotoxicologisch onderzoek. Dit onderzoek zal in veel gevallen zijn gericht op normstelling. (zie M. Klein & Van Linden, 1991, dit boek). Enerzijds is wel begrijpelijk dat aan het weren of beperken van gebiedsvreemde stoffen een wetenschappelijk verantwoorde risico-onderbouwing ten grondslag moet liggen, maar anderzijds betekent dit dat nog veel, heel veel ecotoxicologisch onderzoek vereist is. Op dit punt weten wij nog heel weinig, zeker niet uit veld-situaties. Bovendien is nauwelijk iets bekend van de com­binatie-toxische effecten. Voorkomen moet worden dat deze situatie een alibi vormt om geen maatregelen te nemen.

Het streven naar ecologische normstelling is een goede zaak, maar er is nog een lange weg te gaan. Het gaat er nu om deze lange weg in korte tijd af te leggen,

195

want de tijd dringt. Er dient, naast dit werken aan ecolo­gische normstelling, grote aandacht te worden besteed aan een ander soort normstelling.

Wat ik daarmee wil zeggen heb ik eens neergelegd in een klein gedichtje dat als volgt luidt:

Voer voor eco-toxicologen

Een merel, die laatst heel erg schrok toen hij een worm de grond uittrok, zit sedertdien met in zijn maag de ethisch-culinaire vraag of zijn verlekkerd zijn op wormen wel strookt met de gestelde normen.

"'t Is niet zijn dosis aan nitraat waardoor de worm mij tegenstaat - al overschrijdt die stof de grens die reeds fataal is voor mijn pens.

Het gaat mij niet om zulk soort normen die noch mij doden, noch de wormen: ,, Mijn eetgedrag moet op de helling! ' Dàt is mijn nieuwe normenstelling!

Hiermee zijn wij aangeland op het gebied van de ethiek, politiek en actie ten aanzien van stoffen in ecosystemen (zie Boom, Tommei en Reijnders, 1991, dit boek).

De lijst van aandachtsoorten uit het NBP is ook bedoeld om richting te geven aan het publiek en politiek bewustzijn met betrekking tot hetgeen er met de ons omringende wereld aan de hand is. Het is bekend wat de ogen van zeehondjes ver­mogen; vleermuizen zijn in het afgelopen decennium van griezelige beesten tot door velen geaccepteerde dieren geworden; de lepelaar is niet,alleen onze "nationale vogel" en het symbool van Vogelbeschewning, ma.ar vormt blijkens de binnenkomende gelden ook een gewaardeerd middelpunt van de recente geldinzamelingsaktie van deze vereniging; de zalm is het symbool van een schone Rijn; de. otter is door de VARA gekozen tot object van de< jubileumaktie van "yroege Vogels" en is tevens toekomstig knuffelobject -van het Friese be­drijfsleven. Kortom, bij de bescherming van soorten kunnen mensen zich iets heel concreets voorstellen en in de bedrei­ging of het verdwijnen van aansprekende soorten wordt de toestand van de natuur zichtbaar en voelbaar.

Het via deze soorten doordringende besef dat wij door onze manier van produceren en consumeren fauna en flora onder druk zetten kan bijdragen aan een bijstelling van»_onze normen, zowel de ecotoxicologische normen als onze gedrags­normen. Er zijn tekenen van een groeiend normbesef op dit punt: door gemeenten worden minder bestrijdingsmiddelen gebruikt, klein chemisch afval wordt - helaas in zeer grote hoeveelheden - gescheiden ingeleverd, de vraag naar "groene" producten neemt toe. Niettemin zal er nog heel wat moeten gebeuren, omdat de "Five I solutions" van McNeely (1991, dit boek) in ons land wordt tegengewerkt door de ruim "fifteen million I solutions" waarvoor wij Nederlanders steeds weer

196

lijken te kiezen.

Literatuur

Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer (1989): Kiezen of verliezen (Nationaal Milieubeleidsplan). Tweede Kamer, vergaderjaar 1988-1989, 21 137, nrs 1-2, 's-Gravenhage.

Ministerie van Landbouw, Natuurbeheer en Visserij (1990): Natuurbeleidsplan (regeringsbeslissing). Tweede Kamer, vergaderjaar 1989-1990, 21 149, nrs. 2-3, 's-Gravenhage.

Ministerie van Verkeer en Waterstaat (1989 ) : Water voor nu en later (Derde Nota Waterhuishouding). Tweede Kamer, vergaderjaar 1988-1989, 21 250, nrs.1-2, 's-Gravenhage.

197

MONITORING VAN CHEMISCHE BELASTING IN PLANTEN EN DIEREN

M.H.J. Klein1 en F.J.M, van Linden2

1 Ministerie van Landbouw, Natuurbeheer en Visserij / Directie Natuur, Bos, Landschap en Fauna, Postbus 20401,

2500 EK 's-Gravenhage

2 Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer/ Directie Stoffen en Risicobeheersing,

Postbus 450,2260 MB, Leidschendam

Samenvatting

Flora en fauna worden in Nederland van verschillende kanten bedreigd. Het gaat hier om de chemische belasting van natuur en milieu. In deze bijdrage wordt uiteengezet wat de betekenis van biomonitoring kan zijn als aanvulling bij het meten van chemische stoffen in het milieu. Er wordt antwoord gegeven op de vragen welke functies biomonitoring kan hebben voor het beleid, welke toepassingen mogelijk zijn en welke keuzes gemaakt moeten worden alvorens een biomonitorings-programma kan worden opgestart. /

Flora en fauna chemisch onder druk

Met de verschillende flora- en faunagroepen in Nederland gaat het blijkbaar niet goed (figuur 1) maar zijn daarover voldoende systematische gegevens beschikbaar? En als die er wel zijn is dan precies te achterhalen wat de oorzaken van een gesignaleerde verandering zijn? In voorgaande bijdragen is getracht de invloed van chemische stoffen te onderschei­den van effecten van verzuring, vermesting, verdroging, isolatie van leefgebieden, en (toekomstige) klimaatveran­deringen. De vraag die wij aan de orde stellen, is hoe de belasting van natuur en milieu met milieugevaarlijke stoffen kan worden gemeten en of daarmee inzicht ontstaat in de relatieve bijdrage van milieugevaarlijke stoffen aan de veranderingen in flora en fauna in Nederland.

Uit figuur 1 blijkt hoe de flora en fauna in Nederland de laatste decennia achteruit zijn gegaan. Interpretatie van figuur 1 heeft de nodige ogen en haken. Het is moeilijk om de effecten van de verschillende bedreigingen van elkaar te onderscheiden. Vaak staan organismen al anderszins onder druk zodat de bijkomende chemische bedreiging de druppel is die de emmer doet overlopen. De gegevens voor verschillende genoemde soortengroepen zijn ook niet geheel vergelijkbaar door verschil in inventarisatiemethode en referentiepunt (Musters & Weinreich 1991, dit boek). De mate van veran­deringen worden daarnaast mede beïnvloed door verschil in fysiologie en plaats in de voedselketen. Ook zullen weinig mobiele organismen en organismen die strenge eisen stellen aan hun milieu relatief sterk worden beïnvloed door versnippering van het landschap.

Wij beperken ons hier tot monitoring van belasting met en biochemische en fysiologische effecten van milieugevaarlijke stoffen op plant en dier.

199

100

uitgestorven Y//A bedreigd achteruitgegaan

Figuur 1. Globaal overzicht van/ de toestand van een aantal flora- en faunagroepen in Nederland. N.B. De referentiepunten zijn niet voor alle groepen gelijk. (Bron: Logemann, 1989).

Verklaring van de cijfers ( (..) = aantal inheemse soorten): 1 hogere planten (1533); 2

korstmossen (655); 3 blad- en levermossen (535); 4 mycorrhyza-paddestoelen (800); 5 zoog_

dieren (59): 6 broedvogels (155); 7 amfibieën (15); 8 reptielen (7); 9 zoetwatervissen (46);

10 dagvlinders (71) ; 11 libellen (66) ; 12 sprinkhanen (39) ; 13 insecten van stromend water

(263).

De mate waarin een chemische stof in het milieu voorkomt, kan worden beïnvloed door stofgsricht beleid. De positieve uitwerking hiervan openbaart 'zich 'vaak pas op (lange) termijn. Zo is productie en gebruik vai\ DDT in Nederland al tientallen jaren verboden, maar deze stof komt hier nog steeds voor in het milieu. De productie van PCB's is in Nederland al twintig jaar verboden, maar van de totale produktie is nog 75% in gebruik in apparaten zoals starters van TL-buizen en transformatoren. Deze PCB's komen dus nog vrij. In figuur 2 wordt getoond wat het verloop is van de PCB-concentratie in zeezoogdieren als de totale hoeveelheid PCB's in het milieu terecht komt en als de helft van de PCB's als chemisch afval wordt ingezameld. Het blijkt dat zelfs in geval van halvering van de PCB-emissie er kritieke niveau's in zeezoogdieren worden bereikt.

Omdat het brongerichte spoor op korte termijn voor de PCB-problematiek dus niet afdoende is, zal met name voor de bescherming van ecosystemen en kwetsbare natuurwaarden het effectgerichte spoor bewandeld moeten worden. Zo kan bijvoorbeeld door gerichte beheers- en inrichtingsmaat-

200

. J 25

't I

"

/ /^""""~t

,

~~~~~~-—}

———JÖ

1 '

jaar

jaar

1

oud

oud

jaar

Figuur 2. Het verloop van de PCB-concentratie in zeezoogdieren A) met 50% en B) zonder reductie-maatregelen. (Naar Tateya et al., 1989).

regelen de milieukwaliteit op lokaal niveau verbeterd worden waardoor garanties voor onder meer kwetsbare natuurwaarden geboden worden en desastreuze ecosysteemeffecten op korte termijn voorkomen kunnen worden. Het effectgerichte spoor dient nauw gekoppeld te zijn aan het brongerichte spoor, zodat signalen uit het effectgericht beleid kunnen leiden tot aanvullende brongerichte maatregelen.

Onderzoek

Voor de bepaling van de chemische belasting van de verschillende functionele groepen binnen een ecosysteem is het van belang te weten wat de verhouding is tussen de gehalten in de verschillende milieucompartimenten, hoe de stoffen tussen de compartimenten bewegen en zich in een compartiment gedragen (Van de Velde et al., 1991, dit boek) en wat de biologisch beschikbare fractie is (Van Straalen & Bergema, 1991, dit boek).

Na het verzamelen van gegevens over dosis-effectrelaties, toxiciteit van stofmengsels en vóórkomen van milieugevaar­lijke stoffen in het milieu is het nodig om deze gegevens te vertalen naar effecten in het veld en vervolgens naar maatregelen. Bij deze vertaling moet rekening worden gehouden met een aantal onzekerheden in de verzamelde gegevens (Van de Velde et al., 1991, dit boek; Van Straalen & Bergema, 1991, dit boek). Een groot deel van deze onzekerheden kan worden weggenomen door informatie, die verkregen is uit biomonitoring.

Biomonitoring

Rondom het begrip "biomonitoring" bestaat veel spraakver­warring. Het begrip wordt gehanteerd voor verschillende biologische onderzoeksmethoden. Onder een biomonitorings-programma wordt hier verstaan: een ruimtelijk net van meetpunten waarop biologische en chemische waarnemingen in biota in de tijd worden verzameld op zodanige wijze, dat daarmee veranderingen in natuur en landschap en tijd en

201

ruimte vastgesteld kunnen worden. Biomonitoring is voor ons een aanvulling op fysisch-chemische milieumeetnetten.

Biomonitoring wordt voor ons doel beperkt tot de rol van milieugevaarlijke stoffen bij veranderingen in ecologische processen.

Bij het opstellen van een biomonitoringsprogramma moeten een aantal keuzes gemaakt worden, afhankelijk van de gestelde doelen. Er moet een keuze gemaakt worden voor de organismen waarin of -aan gemeten gaat worden. Die moeten representatief zijn voor bijv. de toestand van natuur en landschap of een signaal geven over veranderingen die daarin optreden. Ook moet vooraf worden bepaald welk type gegevens (stofconcentraties, biochemische of fysiologische effecten van stoffen) er van de gekozen plant- en diersoorten moeten worden verzameld: de parameterkeuze. De organisme- en parameterkeuze is sterk afhankelijk van de stof(groep) die wordt gemonitord. Accumulerende stoffen zoals PCB's kunnen het beste worden gemeten op het hoogste trofische niveau met als parameter reproductie. Een niet-accumulerende stof (b.v. een macronutriënt) heeft het grootste effect op het laagste trofische niveau en dan vooral op de parameters voorkomen en soortensamenstelling. Dit laatste type onderzoek wordt niet geklassificeerd, als biomonitoring in de door ons gehanteerde definitie.

Keuze meetorganismen

Voor een beargumenteerde keuze van de organismen waaraan gemeten gaat worden, zijn een aantal criteria van belang:

- De organismen moeten relevant zijn voor het natuur­en milieubeleid. Hierbij wordt aangeslqten bij het soortenbeleid zoals geformuleerd in het Natuur­beleidsplan (LNV, 1990a). Hierin nemen de zogenaamde "aandachtssoorten" een belangrijke plaats in. , Uit een aantal praktische en ethische overwegingen zal in de meeste gevallen niet 'een aandachtssoort zelf als meetobject worden geljozen, maar wel het voedsel van die soort (by. rode aal als voedsel voor otter). .

- De fysiologie en ecologie van de soort moeten goed bekend zijn.

- De organismen moeten met betrekking tot opname en effecten van de geselecteerde stoffen zoveel mogelijk een genetische eenheid vormen.

- Er moet een correlatie bestaan tussen de concentratie van de stof in het organisme en de biologisch beschikbaarheid in het milieu.

- Er moet in het organisme een parameter kunnen worden gekozen die indicatief is voor de stof(fen) waarop het biomonitoringsprogramma gericht is.

- De soort moet algemeen voorkomen in voldoende

202

aantallen en moet op eenvoudige wijze verzameld kunnen worden.

- Het organisme moet een 'signaalfunctie' hebben voor de kwaliteit van het ecosysteem zodat de gemeten effecten een indicatie geven over de kwaliteit van het ecosysteem waartoe de soort behoort. Zo heeft de waterlelie een indicatieve waarde voor de mate van vermesting en verontreiniging van waterecosystemen en is de blauwe kiekendief bruikbaar als indicator van verontreinigingen van landbouwgebieden.

- Het organisme moet de eigenschap hebben de stof te accumuleren.

Parameterkeuze

Bij het opzetten van een biomonitoringsprogramma gaat het om stofgehalten in organismen, biochemische/fysiologische effecten van stoffen of een combinatie van beiden.

Stofgehalten in organismen

Door middel van biomonitoring van stofgehalten in organismen is het mogelijk om inzicht te verkrijgen in de interne doses in organismen die wel of geen effect hebben onder natuurlijke omstandigheden. In combinatie met fysisch-chemische meetgegevens in het abiotische milieu geven de bovengenoemde gegevens inzicht in de biologische beschik­baarheid van milieugevaarlijke stoffen.

Door de verschillende ministeries worden kwaliteitsdoel­stellingen gesteld en brongerichte maatregelen voorgesteld om deze doelstellingen te bereiken. De voorgestelde maatregelen kunnen een bron- of effectgericht karakter hebben. Voor het beleid is het van belang om de gestelde doelen te controleren en maatregelen te evalueren.

Biochemische/fysiologische effecten

De laatste tijd worden in het biomonitoringsonderzoek steeds vaker biochemische en fysiologische effecten als parameter voor stofbelasting gemeten. Vitamineconcentraties (b.v. vit. A ) en enzyminductie (b.v. EROD) blijken vaak specifieke indicatoren voor effecten van bepaalde (groepen van) stoffen te zijn op subletaal niveau. Voorbeelden hiervan zijn de ALAD-activiteit in het bloed als indicatie voor loodbelasting, acetylcholinesterase in de hersenen voor organofosfaten en carbamaten en de EROD-inductie als indicatie voor belasting met PCB's, dioxines en PAK's.

Het bepalen van stofspecifieke biochemische effecten zou met name van belang kunnen zijn bij belasting met stoffen die labiel zijn in het organisme (b.v. door snelle omzetting of b i n d i n g ) . Ook is het mogelijk om zo op het spoor te komen van (diffuse) bronnen waarbij de stofconcentraties niet boven de detectiegrens komen.

Effectmonitoring is bruikbaar voor het met behulp van ecosysteemindicatoren signaleren van bepaalde effecten van

203

Tabel 1. Toepassingen van verschillende soorten monitoring.

- signaleren van ontwikkelingen in natuur en landschap

- trendmetingen - vaststellen en evalueren

van beleidsmaatregelen - gericht volgen aandachtssoorten - vaststellen referentiewaarden - validering van stofgerichte

normen - bepalen van aard en moment van

inrichtings-/beheersmaatregel

stof-monitoring

X X

X X

X

X

| effect-monitoring

X

X X

X

X

X

groepen van stoffen. Bepaalde signalen moeten vervolgens nader worden gespecificeerd naar stof met behulp van stofmonitoring. Daarnaast is effectmonitoring van ' belang voor het opsporen van combinatie-effecten voor groepen van

! stoffen en het doen van trendmetingen. I i In tabel 1 zijn de verschillende toepassingsmogelijkheden j van stof- en effectmonitoring samengevat.

\ Stoffenkeuze

Bij de keuze van stoffen gelden de volgende criteria: (a) relevantie voor natuur- en milieubeleid,

! (b) beschikbaarheid van betrouwbare en gevoelige Î chemisch-analytische methoden, ! (c) beschikbaarheid van kennis met betrekking tot j gedrag van de stofféVi JLn organismen en milieucom-'i partimenten. , * " ,

De relevantie van stoffen voor het natuur- en milieubeleid wordt aangegeven door de verschillende stoffenlijsten van de ministeries. Het ministerie van VROM kent 4,en zwarte en

j; grijze lijst en een lijst met aandachtsstoffen en priori­taire stoffen. Ook het ministerie van V&W werkt met een M-

• en I-lijst waarop aandachtsstoffen en prioritaire stoffen worden genoemd. Alle genoemde lijsten worden continu aangepast. Op korte termijn is er ten behoeve van het natuurbeleid een aanvullende stoffenlijst operationeel.

De beschikbaarheid van analysemethode en kennis omtrent gedrag van stoffen in milieu en organismen is erg afhan­kelijk van ontwikkelingen in de onderzoekswereld. Het daarom belangrijk dat er vanuit de onderzoekswereld aangegeven wordt welke stoffen een probleem (gaan) vormen voor natuur en milieu.

204

Functies en toepassingen van biomonitoring

Biomonitoring kan voor het natuur- en milieubeleid verschillende functies vervullen:

signaleren: - van veranderingen in natuur en landschap

- van veranderingen in stofconcen-traties in biota

controleren: - van ecologische milieukwaliteits­doelstellingen

- van extrapolatiemethoden (valideren) - van effectiviteit van emissiereduce-

rende maatregelen

voorspellen: - van effecten van stoffen - van effecten van beheers- en

inrichtingsmaatregelen.

Signaalfunctie

Met signaleren wordt bedoeld, dat de metingen bruikbaar zijn om vroegtijdig ontwikkelingen in milieu en natuur te registreren. Hierbij moet een verband worden gelegd met de oorzaken van die ontwikkelingen, waaronder het opsporen van emissiebronnen. Het is hierbij essentieel, dat metingen in organismen gepaard gaan met metingen in de relevante milieucompartimenten: de bodem, het water en de lucht.

Ook kan biomonitoring een signalerende functie hebben voor diffuse verontreiniging met een veelheid aan milieuvreemde stoffen die afzonderlijk niet of nauwelijks detecteerbaar zijn, maar wel effecten hebben. Veel stoffen worden in de voedselketen gestapeld, waardoor organismen als een soort concentrator gaan werken (bijvoorbeeld bodem-wormen-mol). Gehalten kunnen hierdoor boven de detectiegrens uitkomen en zijn nauwkeuriger te meten.

Controlefunctie

Biomonitoring is geschikt om de effectiviteit van beleid (bijvoorbeeld milieukwaliteitsdoelstellingen) te valideren.

Zoals aangegeven door Hekstra (1991, dit boek) worden op basis van de risicobenadering milieukwaliteitsdoelstellingen vastgesteld. De aandacht is hierbij vooral gericht op de vraag wat het ecologisch "toelaatbare" niveau is. Als bovengrens per stof geldt in de risicobenadering het maxi­maal toelaatbare risiconiveau (MTR), terwijl men streeft naar een milieukwaliteit op een verwaarloosbaar risiconiveau (VR) (zie Hekstra, 1991, dit boek). Het uitgangspunt bij het MTR is dat 95% van de potentieel inheemse flora en fauna wordt beschermd. De normen voor water, bodem en lucht die op basis van dit uitgangspunt worden geformuleerd, moeten mede voorwaardenscheppend zijn voor het natuurbeleid zoals geformuleerd in het Natuurbeleidsplan. Ze dienen niet alleen bescherming te bieden aan de algemene plant- en

205

diersoorten (zoals de boterbloem, koolmees, konijn) maar in principe ook aan de bijzondere natuurwaarden, zoals de zogenaamde "aandachtssoorten" uit het natuurbeleid.

De aldus geformuleerde milieukwaliteitsdoelstellingen bieden meer dan de oude normen vanwege hun ecotoxicologische basis. Echter, na normstelling moet evaluatie van die normen volgen. Hierbij moet biomonitoring worden ingezet als controle-instrument om de normen in de praktijk te toetsen.

Om te kunnen beoordelen of het beleid uiteindelijk resulteert in de nagestreefde bescherming van het natuurlijk milieu is informatie uit de natuur zelf nodig. Biomonitoring is dan een belangrijk instrument om de doelstelling te valideren. Tegelijk meet je dan de effectiviteit en efficiëntie van emissiebeperkende maatregelen.

Een aandachtspunt is hierbij het AMK beschermingsniveau. De 95% grens is een arbitraire keuze. 95% bescherming betekent, dat per stof 5% van de soorten mogelijk te weinig bescherming krijgt. De vraag is of daarmee de bedreigde soorten die in het NBP zijn aangewezen als 'aandachtssoor­ten' wel voldoende door dit niveau worden beschermd. Deze aandachtssoorten behoren vaak tot de hogere trofisçhe ni­veau 's van de voedselketen en zijn niet voor niets bedreigd. Door voedselketeneffecten worden ju 'st zij snel de dupe van de chemische cocktail waarmee ons milieu is verziekt.

Wordt dit topje van de voedselketen wel voldoende beschermd door de risicobenadering? Een 99% beschermings­niveau voor toppredatoren wordt noodzakelijk geacht als correctie op het risicobenadering. Reijnders (1991, dit boek) wijst voorts op de effecten van toxiciteit van stoffenmengsels op natuurwaarden. Verschillende stof-fen(groepen) hebben hun maximale effect op steeds weer andere organismen(groepen). Theoretisch kan bijbeen AMK-be-schermingsniveau van 95% per stof met een twintigtal stoffen (20 x 5%) dus een heel ecosysteem vernietigd worden.

Biomonitoring zou daarom naast fysisch-chemische monito­ring hét instrument moeten 2i^n om het 95%-beschermings-niveau kritisch te bezien om ,een betere onderbouwing te geven aan ecologische kwaliteitsdoelstellingen en extrapola­tiemethoden die worden gebruikt bij vertaling van resultaten van laboratoriumexperimenten naar veldsituaties.

t

Voorspellende functie

Met biomonitoring zijn soms uitspraken mogelijk over toekomstige ontwikkelingen in milieu en natuur. Eerst ga je op kleine schaal kijken wat het effect is van een bepaald beheer of een bepaalde inrichting van een gebied alvorens een bepaald gebied ingrijpend te herinrichten. Als bijvoor­beeld noemen wij hier een beheers- en inrichtingsplan "voor de Biesbosch.

Een grootschalige sanering van de Biesbosch is geen rea­listische mogelijkheid. Bij een beheers- en inrichtingsplan moet uiteraard rekening worden gehouden met het gegeven van de enorme chemische vervuiling van water en waterbodem. Natuurbouw, waarbij op grote schaal de natuurlijke invloed van het rivierwater wordt hersteld door kades en zomer-dijkjes door te steken, is daarom sterk af te raden. Daarom

206

moet eerst op kleine schaal het effect op de biologische beschikbaarheid van xenobiotische stoffen worden nagegaan van het maken van een open verbinding met de rivier waarbij bijvoorbeeld één zomerdijk wordt doorgestoken. Om na te gaan of een natuurlijke levensgemeenschap in de sterk ver­vuilde Biesbosch met continue input van vervuild rivierwater een kans van slagen heeft, kan biomonitoring tesamen met fysisch-chemische meetinspanningen worden ingezet om de effecten op flora en fauna te volgen. Het vastleggen van de uitgangssituatie is hierbij van groot belang.

Voorbeelden van toepassingen en functies

Voorspellen: Biomonitoring van PCB's in potentiële otter-habitats

Het Instituut voor Milieuvraagstukken van de VU doet in samenwerking met Stichting Otterstation Nederland (SON) in de Aide Feanen in Friesland PCB-onderzoek in het kader van het 'Herstelplan leefgebieden otter' (1989). De Aide Feanen is een relatief schoon gebied, waar in 1988 voor het laatst een otter is gesignaleerd. Herintroductie wordt dan ook overwogen als de milieukwaliteit dat toelaat.

De otter is in Nederland uitgestorven. Het effect van PCB's op de voortplanting van de otter wordt als een van de belangrijkste oorzaken hiervan gezien.

Er worden nu in de Aide Feanen verschillende herstel-maatregelen getroffen om de waterkwaliteit in het gebied te verbeteren, zoals actief visstandbeheer, baggeren en afdammen van boezemwater (zogenaamde hydrologische isola­tie) .

Het biomonitoringsproject van IVM/SON heeft allereerst als doel het controleren van effectiviteit van beheersmaatrege­len op aanvoer en biologische beschikbaarheid van PCB's in de Aide Feanen.

Hiervoor wordt actieve biologische monitoring toegepast, dat wil zeggen dat onderzoek wordt gedaan aan speciaal voor het beoogde doel geselecteerde organismen ( in dit geval driehoeksmosselen en blankvoorns) die naar het onderzoeks­gebied worden gebracht, waaraan metingen worden gedaan.

Voorts dient dit project tot vaststelling van belasting met PCB's door middel van passieve monitoring. Hiervoor werden de zomerspraints (uitwerpselen) van de laatste otter uit 1988 onderzocht; daarnaast worden sedimenten en

Figuur 3. Structuurformules van polychloorbifenyl (PCB) en tetrachloorbenzyltolueen (TCBT, 'Ugilec'). (Bron: Min. V & W, g.j.).

207

Organismen van verschillende trofische niveau's uit het voedselpakket van de otter onderzocht. De uitkomsten moeten niet alleen een beeld geven van de effectiviteit van de beheersmaatregelen, maar ook een aanzet geven tot natuurge­richte normstelling voor de waterkwaliteit.

Signaleren: Trendmetingen

Biomonitoring is geschikt om gegevens te verzamelen waarmee bepaalde trendmatige ontwikkelingen kunnen worden gesignaleerd, zoals Ugilecs in biota en milieu.1 Ugilecs werden naar aanleiding van het verbod op PCB's begin tach­tiger jaren als PCB-vervangers geïntroduceerd (zie figuur 3). In Nederland werden deze stoffen in februari 1990 ver­boden. Uit onderzoek bleek namelijk dat de stoffen sterk bio-accumuleerden en zeer giftig waren voor waterorganismen. De stoffen worden in Duitsland echter nog op grote schaal in de mijnbouw gebruikt (600 ton op jaarbasis). De verontreini­ging van de Nederlandse grote rivieren zal daarom voorlopig nog voortduren. Dit wordt met trendmetingen bevestigd; Nederlandse rivieren die water aanvoeren uit Weatduitse mijnbouwgebieden bevatten hoge gehalten Ugilecs. Ook in vissen in deze rivieren worden hoge Ugilec-gehalten gevonden.

Met deze gegevens kan Nederland druk uitoefenen in EG-verband om de toepassing van Ugilecs en vergelijkbare stof­fen op zo kort mogelijke termijn volledig te verbieden.

Signaleren: Belasting van dassen met zware metalen

Dassen zijn in Nederland de laatste decennia sterk in aantal en in verspreiding achteruitgegaan. In. 1960 kwamen nog ongeveer 1100 paren voor, terwijl dit aantal in 1980 gereduceerd was tot ca. 700 paren. Hiervoor worden verschil­lende oorzaken genoemd: doodrijden door verkeer, verlies van dassenburchten, versnippering v£p landschap, stroperij. Wat de rol van milieuverontreiniging in 'deze achteruitgang is, is niet duidelijk.

Omdat het fourageergedrag van dassen aanleiding kan geven tot hoge belasting met zware metalen, deed het Rijksinsti­tuut voor Natuurbeheer in opdracht van, het Ministerie van LNV onderzoek hiernaar.

Uit tabel 2 blijkt dat in dassen die fourageren in de Maasuiterwaarden ten opzichte van dassen in controlegebieden alle onderzochte metalen, met uitzondering van zink, in verhoogde concentraties voorkomen. Met name de gevonden concentraties van cadmium zijn zorgwekkend. Voor deze stof geldt dat in éénderde van de oudere dieren het kritieke niveau voor de nier (125 mg Cd/kg) werd bereikt of zelfs overschreden (Ma & Broekhuizen, 1989).

1 Ugilec is de commerciële naam voor de groep van benzyltoluenen.

208

Tabel 2. De zware metaalgehalten (umg.g"1 drooggewicht) in de nierschors van Dassen Meies meles fouragerend in Maasuiterwaarden (belast) en daarbuiten (onbelast). (Naar: Ma & Broekhuizen, 1989).

leeftijd (jaar) 1 2 3 4 5

Cd

Pb

Hg

Cu

Zn

onbelast belast

onbelast belast

onbelast belast

onbelast belast

onbelast belast

4.

1.

0.

21

96

35

15

35

12.5 48

2.45 4.6

0.8 1.0

24.5 29

106 137

16 82

2.65 4.3

0.7 1.4

20.5 37

121 146

50.5 38 123 255

3.15 3.1

0.95 1.2

19.5 31

135 141 '

2.4 4.5

0.35 1.0

21.5 34

146.5 152

De verontrustende, hoge belasting van dassen in de Maasuiterwaarden heeft een duidelijke relatie met de waterkwaliteit van de Maas. Hoewel de kwaliteit van de meeste grote rivieren de laatste tijd verbetert, kan dit niet gezegd worden van de Maas. In de uiterwaarden van de rivier worden hoge concentraties aan cadmium gevonden.

Deze onderzoeksresultaten hebben voor het beleid een grote signaalwaarde. De ernst van de situatie is duidelijk. Hoewel de precieze effecten niet bekend zijn, mag worden aangenomen dat dergelijke hoge cadmiumniveau's het voortbestaan van dassen bedreigen. Het Ministerie van Landbouw, Natuurbeheer en Visserij zal daarom in de naaste toekomst via de hiervoor geëigende kanalen sterk aandringen op een voortvarende aanpak van de problematiek.

Overheidsbeleid

Na het voorgaande overzicht van de mogelijke toepassingen en functies voor biomonitoring in het natuur- en milieu­beleid, rijst de vraag hoe en waar de verschillende ministeries biomonitoring gaan inzetten voor beleidsdoelen en -activiteiten. Biomonitoring moet worden toegepast om de effecten van stoffen op biota en het milieu terug te brengen naar een ecologisch aanvaardbaar niveau ('duurzame ecosystemen'). In hoeverre kan het instrument biomonitoring worden aangetroffen in de verschillende beleidsplannen van VROM, LNV en V&W?

Het Natuurbeleidsplan (Min. LNV, 1990a) kent een lijst met actiepunten. Actiepunt 5 betreft 'natuurgerichte normstel-

209

ling'. T.a.v. Stoffen betekent dit een 'intensivering van onderzoek naâr referentiewaarden van zware metalen, arseen en polycyclische aromatische koolwaterstoffen {PRK) in bodem en biota van Nederlandse natuurgebieden' en 'opzetten van biomonitoringsprogramma's. Biomonitoring kan een belangrijke functie vervullen enerzijds bij het controleren van de effectiviteit van milieukwaliteitsdoelstellingen voor het natuurbeleid en anderzijds voor het opsporen van milieukri­tische stoffen voor natuurwaarden' (LNV, 1990b).

Het Nationaal Milieubeleidsplan heeft ook een actiepunten-lijst opgenomen. Bij NMP-actiepunt 42 is sprake van 'uitvoering van het project "Ecologische inpasbaarheid" waarmee ecotoxicologische normen kunnen worden geformuleerd. Een beleidsprogramma ecotoxicologie wordt in 1993 uitge­bracht. Vooruitlopend op de resultaten van dat project worden biomonitoringssysternen opgezet bij bronnen om een directe terugkoppeling bij de bron mogelijk te maken' (Min. VROM, 1989).

In de derde Nota Waterhuishouding wordt voor de meting en de toetsing van de in deze Nota vermelde getalswaarden voor de Algemene Milieukwaliteit voor water en waterbodem., onder scheid gemaakt tussen een zogenaamde M- en I-lijs't met stoffen. De M-lijst omvat, naast/ een aantal algemene parameters en zouten, die stoffen waarvan bekend is dat ze voor een deel van het Nederlandse oppervlaktewater als probleemstof gelden. Regelmatige monitoring en toetsing is voor deze stoffen noodzakelijk; om deze reden hebben zij het predikaat M van Monitoring gekregen. Van de stoffen op de I-lijst is nog onbekend op welke schaal zij de kwaliteit van het oppervlaktewater bedreigen, zodat allereerst de omvang van het probleem in kaart moet worden gebracht, hiervoor is een incidentele inventarisatie voorzien.

Zowel voor de M- als voor de I-lijst geidt dat de meetprogramma moeten worden toegespitst op het compartiment waar het meest efficiënt gemeten kan worden: voor stoffen die in hoofdzaak in opgelostet v.orm voorkomen is dat in de waterfase, terwijl voor sterk ad&orbesrende stoffen metingen in zwevend stof of sediment 'de voorkeur heeft. Hoewel metingen in organismen in sommige situaties nuttig kunnen zijn, wordt hiervan door RWS (mede op ethische gronden) een terughoudend gebruik van gemaakt. Bij meting in organismen betreft het meestal projectmatig onderzoek' en veelal routinematige controlemetingen. Alleen in die situaties dat meetmethoden in water, zwevend stof of sediment (nog) tekortschieten en/of er nog onvoldoende kennis is over ecologische effecten en relaties van een bepaalde stof, is soms een meer routinematige meting in organismen onontkoombaar (pers. meded. R. Faasen).

Slotopmerkingen

Tenslotte willen wij nog enkele opmerkingen maken en aanbevelingen geven. Om een aantal redenen, waarvan financiële niet de laatste zijn, is het noodzakelijk dat geïntegreerd wordt gemonitord. Hieronder verstaan we

210

monitoring waarbij biologische parameters een belangrijke rol spelen naast gebruikelijke fysisch-chemische metingen. Daarnaast moet getracht worden om biomonitoringsprogramma's zowel de belangen van milieubeheer, integraal natuurbeheer als waterbeheer te laten dienen. Alle drie zijn immers gediend bij samenwerking ten aanzien van het stoffenbeleid.

Een "gezond" abiotisch milieu schept de voorwaarden voor een "gezonde" natuur waaronder de overheid verstaat "duurzame instandhouding, herstel en ontwikkeling van natuurlijke en landschappelijke waarden" (Min. LNV, 1990). Een gezond abiotisch milieu wil voor "chemische stoffen" zeggen dat : "risico's voor mens en milieu van individuele of groepen van stoffen tot een aanvaardbaar en zo mogelijk tot een verwaarloosbaar niveau worden gereduceerd" (Min. VROM, 1989).

Er moet bij het opzetten van biomonitoringsprojecten zoveel mogelijk aansluiting worden gezocht bij bestaande fysisch-chemische meetprogramma's die in biologisch opzicht relevant zijn.

Met de uitvoering van biologische meetprogramma's zijn aanzienlijke kosten gemoeid. Metingen kunnen ook een verstoring van de natuur met zich mee brengen. Wetenschap­pelijk gezien is het ook niet nodig landsdekkend te meten. Biomonitoringsprojecten moeten bij voorkeur betrekking hebben op in ruimte en tijd afgebakende projecten in de vorm van probleemgerichte metingen, verkennende surveys, trendmetingen of voorspellingen voor lokale maatregelen.

Literatuur

Boudewijn, T.J., S.Dirksen, R.G. Mes & W.A. Teunissen, 1988. Aalscholvers in de Dordtse Biesbosch: broedsucces en fourageerplaatskeus in een vervuild ecosysteem. Ecoland-rapport 88-6, Utrecht.

Logemann, D., 1989. De achteruitgang van de Nederlandse natuur. Stichting Natuur en Milieu, Utrecht.

Ma, W. & S. Broekhuizen, 1989. Belasting van dassen Meles meles met zware metalen: Invloed van de verontreinigde Maasuiterwaarden? Lutra 32: 139-151.

Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer, 1989. Omgaan met Risico's (bijlage bij het Nationaal Milieubeleidsplan). Tweede Kamer, vergaderjaar 1988-1989, 21 137, nr. 5, 's-Gravenhage.

Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer, 1989. Kiezen of verliezen (Nationaal Milieubeleidsplan). Tweede Kamer 1988-1989, 21 137, nr. 1-2, 's-Gravenhage.

Ministerie van Landbouw, Natuurbeheer en Visserij, 1990a. Natuurbeleidsplan (regeringsbeslissing). Tweede Kamer, vergaderjaar 1989-1990, 21 149, nrs. 2-3., 's-Gravenhage.

Ministerie van Landbouw, Natuurbeheer en Visserij, 1990b. Meerjarenprogramma Natuur en Landschap 1991-1995. Tweede Kamer, vergaderjaar 1990-1991, 21 878, nr.1-2, 's-Graven­hage.

Ministerie van Landbouw en Visserij, 1989. De otter in

211

perspectief; een perspectief voor de otter (Herstelplan leefgebieden otter), 's-Gravenhage.

Ministerie van Verkeer en Waterstaat, 1989. Water voor nu en later (Derde Nota Waterhuishouding). Tweede Kamer, vergaderjaar 1988-1989, 21 250, nrs. 1-2, 's-Gravenhage.

Ministerie van Verkeer en Waterstaat, geen jaar. PCB's, still a problem? Eds. M.A. van der Gaag & J.M. Marquenie

Tateya, S., S. Tanabe & R. Tatsukawa, 1989. PCB's on the Globe: Possible trend of future levels in the open ocean environment. In: 'Toxic contaminants in large lakes'. Vol. Ill, pp 237-281 (ed. N.W. Schmidtke). Lewis Publishers, Chelsea, MI, USA.

Wegener, J.W.M., P. Overweg, M.J.M, van Schaick, B. van Hattum, H. Aiking & C.A.J. Appelo, 1989. Project Integratie Milieumetingen (PIMM) - 1988. Moss bags, mollen en waterpissebedden als monitors in het Zuidhol­landse Oostelijk Veenweidegebieden. Instituut voor Milieuvraagstukken, rapport R-89/08.

«

212

ECOSYSTEEMHERSTEL EN RENDEMENT VAN STOFFENMAATREGELEN

P.E.T. Douben1 & T. Aldenberg2

1 Rijksinstituut voor Natuurbeheer, Postbus 9201, 6800 HB Arnhem

2 Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieuhygiëne, Postbus 1, 3720 BA Bilthoven

Samenvatting

Herstel van ecosystemen en de maatregelen die nodig zijn om dat te bereiken vragen om prioritering. Daarvoor is het noodzakelijk om aan te geven welk rendement de diverse opties leveren om een bepaald doel te bereiken.

Om dit nader te konkretiseren moeten diverse ecosystemen volgens een gelijksoortig concept benaderd worden. Vanuit een ecologische invalshoek wordt gekeken naar struktuur en funktie. De invalshoek die beleidsmatig gehanteerd wordt heeft betrekking op natuurwaarden. Beide benaderingen betekenen dat de invulling van het concept afhangt van het gebied dat daadwerkelijk centraal staat: een veenweidegebied kent andere kenmerkende organismen dan een zandgrond.

Herstel kent abiotische en biotische componenten. De stofeigenschappen behoren tot de eerste categorie. Voor­waarde voor biotisch herstel is dat de concentratie van de chemische stof tot beneden een bepaald minimumniveau gedaald is. Het opgetreden effekt dient verder reversibel te zijn. Anders is herstel afhankelijk van de omgeving van het ecosysteem.

Om herstel te bewerkstelligen zijn ondermeer maatregelen in de stoffensfeer noodzakelijk: brongerichte en effekt-gerichte maatregelen. Het opstellen van scenario's maakt het mogelijk om de effektiviteit te bestuderen. Deze scenario's maken gebruik van diverse typen modellen. De meest gecompli­c e e r d e , m a a r ook meest realistische, zijn biotische accumulatiemodellen met terugkoppeling. Effecten op diverse stadia uit levenscycli van organismen zijn hierin verdiscon­teerd voor zover ze doorwerken op het functionele niveau.

Het geschetste beeld geeft een overzicht hoe herstel kan worden benaderd en hoe potentiële maatregelen geëvalueerd kunnen worden.

Inleiding

Door het onzorgvuldig gebruik van chemische stoffen in onze samenleving zijn flora en fauna de laatste decennia sterk achteruitgegaan. De gemeenschap is zich in toenemende mate bewust van deze ontwikkeling (Koeman, 1 9 8 8 ) . Het ligt dan ook voor de hand om na te gaan welke maatregelen genomen kunnen worden om de belasting te verminderen en in hoeverre maatregelen doorwerken op herstel van ecosystemen (Hekstra, 1 9 9 0 ) . Daartoe is het noodzakelijk dat:

de toestand van een ecosysteem op elk tijdstip aangeduid kan worden op een meetlat; aangegeven wordt welke mogelijkheden tot herstel er

213

bestaan; maatregelen gericht op herstel worden gekwantificeerd.

Dit hoofdstuk gaat in op de wijze waarop ecosystemen kunnen worden benaderd, respectievelijk gekarakteriseerd. Daarnaast gaan we in op de factoren die invloed uitoefenen op ecosysteem-herstel en op het rendement van stofmaat-regelen op ecosystemen.

Benadering van ecosystemen

Een ecologische optiek.

Essentieel voor de onderhavige problematiek is de benadering van een ecosysteem; het gaat tenslotte om het functioneren van ecosystemen. Allereerst is het van belang het schaalniveau aan te geven. Het niveau van ecotopen (Klijn & Koster, 1988) lijkt hiervoor het meest bruikbare, omdat dit een hoge mate van homogeniteit van de ecosysteem parameters, zowel abiotisch als biotisch, inhoudt waarmee een systeem wordt aangeduid. Voor planten zijn fl'at de standplaatsfactoren en voor dieren de habitat. Biotische en abiotische componenten maken deel ui;É van het systeem.

Een ecosysteem kan worden benaderd vanuit structuur en functie. De structuur wordt beschreven met behulp van de diverse compartimenten of subsystemen. Dit zijn opbouw- en afbraaksubsystemen die aangeduid kunnen worden door de res­pectievelijke trofische niveaus. Hierbij moet worden gedacht aan primaire producenten of autotrofe organismen, de hetero-trofen waartoe de herbivoren en carnivoren behoren en de reducenten. Binnen de trofische niveaus kunnen, afhankelijk van de verfijning, grotere (bijvoorbeeld herbivoren) of kleinere groepen (bijvoorbeeld filter-feeders) worden onderscheiden. De onderverdeling is gebaseerd op de erkenning dat verschillende soorten dezelfde rol1 vervullen. In de populatie-ecologie wordt^de nadruk gelegd op indi­viduen die georganiseerd zijn in eenheden zoals niches en gemeenschappen.

De dynamiek en diversiteit van ecosystemen zijn belang­rijke structuurkenmerken, Ook proói-predatorrelaties en veranderingen kunnen worden beschouwd in het kader van een structuurbenadering.

De functionele benadering krijgt op een aantal manieren gestalte. Zij heeft bovenal betrekking op energie- en nutri­ëntenstromen, een benadering die door Lindeman in 1942 werd geïntroduceerd. Deze stromen zijn kringlopen die in een goed functionerend ecosysteem moeten plaatsvinden. De tijd- en ruimteschaal zijn belangrijke aspecten die de functionele benadering karakteriseren.

Bij de primaire productie wordt energie in koolstofverbin­dingen vastgelegd om als voedselbron voor de consumenten te

1 Deze rol wordt ook aangegeven als functionele rol, hetgeen echter in deze context tot begripsverwarring kan leiden.

214

dienen. Consumptie vormt een belangrijke schakel in het handhaven van energiestromen zoals afbraak, transport van materiaal enz. Het decompositieproces van organisch materiaal kent fragmentatie en mineralisatie. Fragmentatie is het steeds verder verkleinen van het materiaal en mineralisatie is de laatste stap in het proces wanneer anorganische elementen ontstaan. Uitsluitend micro-orga­nismen verzorgen deze laatste stap.

De stromen in een ecosysteem kunnen inzichtelijk worden gemaakt door middel van voedselketens. Een voedselketen is een simplificatie van het werkelijke, complexe voedselweb. Een voedselketen bestaat meestal uit niet meer dan vijf stappen (Nijs, 1987) waardoor deze benadering van een ecosysteem praktisch hanteerbaar blijft. Deze stappen zijn de functionele componenten die niet noodzakelijkerwijs betrekking hebben op populaties. Immers, in de functionele benadering blijft de stroom van stoffen of elementen voorop staan.

Een soort kan verschillende functies vervullen en ver­schillende functies kunnen door diverse soorten vervuld worden (functionele redundantie). Soorten die als enige een bepaalde functie in het ecosysteem vervullen, worden aangeduid met de term sleutelsoorten.

De functie- en structuurbenadering zijn aan/ elkaar verwante methoden die elkaar aanvullen. Een integratie is noodzakelijk om verschijnselen in ecosystemen te kunnen verklaren (O'Neill et al., 1986). Daarnaast is het van cruciaal belang dat de toestand van een ecosysteem kan worden afgemeten aan de hand van ecosysteem-parameters. De keuze hiervan is in ontwikkeling.

Een beleidsoptiek.

Vanuit het beleid worden ecosystemen en soorten veelal benaderd in termen van natuurwaarden. De soort in zijn alge­meenheid is de fundamentele bouwsteen van een ecosysteem en kan nader worden gedefinieerd. Een benadering volgens natuurwaarden heeft betrekking op soorten, vaak van een zekere grootte en die tot de beleving van de mens spreken. Dit laatste is subjectief en multi-interpretabel. Hoe het begrip wordt ingevuld is afhankelijk van de visie die men op de natuur heeft. Daarvan bestaan er in hoofdlijnen een vijftal (RMNO, 1988). Het zijn meestal hogere organismen die aan het eind van een voedselketen staan die de natuurwaarden vertegenwoordigen. Een voorbeeld hiervan is de otter.

Bovengenoemde organismen als natuurwaarden kunnen ook als zgn. doelparameters worden beschouwd (Gezondheidsraad, 1989). Daarnaast kunnen procesketen en stuurvariabelen worden onderscheiden. De doelparameters worden eerst gekwalificeerd en vervolgens gekwantificeerd. De procesketen vormt de schakel tussen doelvariabele en stuurvariabele. De procesketens geven de belangrijkste fysische, chemische en biologische verbanden aan. De stuurvariabelen zijn de (beleidsmaatregelen die genomen kunnen worden. Er bestaat dus een veelvoud aan doelvariabelen die als parameter kan worden gebruikt. Door het schaalniveau waarop wordt gewerkt,

215

kunnen groepen van organismen die een bepaalde functie vervullen, worden aangegeven. Deze groepen worden vertegen­woordigd door zgn. ambassadeurs (Klijn et al., 1990).

De relatie tussen biotische en abiotische component kan worden gelegd met behulp van de functie van het abiotische deel met het oog op het biotische. Voor een bodem kunnen de abiotische (fysische en chemische) parameters worden ondergebracht in de clusters water en bodem, humusprofiel, structuur, mineralen en voedingsstoffen, en verontreini­gingen (RMNO, 1991). In het milieubeleid staat het begrip (multi-)functionaliteit centraal. Dit houdt in dat het systeem de mogelijkheid moet behouden om verschillende functies naar behoren uit te voeren. Voor een bodem moet worden gedacht aan de draagfunctie, de produktie van voedsel, betrouwbaar grondwater, de winning van delfstoffen, de esthetische functie en de algemene ecologische functie (Brouwer et al., 1990). Deze laatste functie duidt op de bodem als refugium, leefplaats, plaats voor voortplanting en overwintering voor de biota.

Vooralsnog gaat de rijksoverheid er vanuit dat bescher­ming op het niveau van soortensamenstelling in kwalitatieve en kwantitatieve zin eveneens voldoende bescherming biedt voor het functioneren van ecosystemen (Min. VROM, 1989). Daarnaast onderkent zij de beperkingen die dit met zich mee­brengt en staat zij open voor een ruimere benadering zoals die door de ecologie gehanteerd wordt. Deze ruimere benadering is van groot belang om na te kunnen gaan in hoeverre ecosystemen aangetast zijn door stoffen en in hoeverre herstel kan optreden.

Herstel

Een aantal universele aspecten met betrekking tot herstel van ecosystemen komen aan de orde. Gezien het kader waarin deze bijdrage wordt geleverd, is aangenomen dat de fysieke eigenschappen niet en de chemische en biotische eigenschap­pen wel veranderd zijn. * v

Met het oog op herstel zijn de visies vanuit natuuront­wikkeling en de duurzame technologie het interessantst (RMNO, 1991). De natuurontwikkelingsvïsie laat ruimte voor het ingrijpen van de mens maar dat is bex>erkt tot een initiële fase waarin bijvoorbeeld de .randvoorwaarden voor natuurontwikkeling worden aangepakt. In een daaropvolgende fase moeten natuurlijke processen voor de voltooiing zorgen. De duurzame technologie-visie gaat uit van de technologie als voorwaarde voor mens en milieu om te overleven. Ook speelt de functie van een gebied een dominante rol : onverenigbare (toekomstige) functies moeten in de ruimte gescheiden worden. i»

Wanneer er over herstel wordt gesproken dan kunnen hiermee diverse doelstellingen worden aangeduid. Daartoe behoren restauratie oftewel terugkeer naar de oorspronkelijke situa­tie, verbetering ten behoeve van een specifiek gebruik en rehabilitatie met het oog op een esthetische verbetering (Nijs, 1987). Over het algemeen wordt gedoeld op een situatie die in het verleden bestond met instandhouding van een aantal randvoorwaarden die na die tijd zijn aangebracht.

216

Het vaststellen van streef- of referentiebeelden is een onderwerp van discussie dat buiten het kader van dit artikel valt. Voor de grote wateren worden deze streefbeelden beschreven aan de hand van soorten. Een streefbeeld is binnen Rijkswaterstaat gedefinieerd als "de gewenste toestand van de biotische component van het watersysteem" (Ten Brink & Hosper, 1989). Deze definitie is in sterke mate beïnvloed door de beheersdoelstelling van Rijkswaterstaat in het kader waarvan de doelstelling is ontstaan.

Het herstelproces kan in een aantal fasen worden onder­scheiden: het strikt abiotisch herstel dat betrekking heeft op de eigenschappen van de verontreinigende stof, het biotisch herstel dat betrekking heeft op de terugkeer van soorten, en het biotisch herstel van de interakties tussen organismen. Er zijn tal van factoren die invloed uitoefenen op herstel en daardoor op de overgang van de ene fase naar de andere. Samengevat betreffen zij de eigenschappen van de verontreiniging waarbij ook de ernst en mate van de verontreiniging een rol spelen, en de mogelijkheden die ter beschikking staan om herstel vanuit biotisch perspectief te bewerkstelligen. Deze worden hieronder in deze volgorde nader uitgewerkt.

Stofeigenschappen bepalen het abiotische, en daardoor het potentieel herstel. Wanneer door de toepassing /of het vrijkomen van een chemische stof de concentratie in het milieu stijgt, dan zal het risiconiveau plotseling sterk toenemen. Dit verloopt volgens het eerste deel van de lijn in figuur 1. Indien de concentratie van de stof lange tijd hoog is zal chronische schade optreden als gevolg van het overschrijden van het maximaal toelaatbaar risiconiveau. Bij stofeigenschappen die dit medebepalen moet worden gedacht aan persistentie van de stof. Met behulp van deze methode kan voor bijvoorbeeld bestrijdingsmiddelen worden aangegeven of een stof mag worden toegelaten. Het tweede deel van de lijn uit figuur 1 geeft het verdwijnen weer dat wordt uitge­drukt als de half waardetijd of DT,-

0. Dit geeft herstel op korte termijn weer. Wanneer een bestrijdingsmiddel herhaal­delijk wordt toegepast, dan moet deze geheel binnen twee jaar zijn verdwenen. Dat geeft herstel op lange termijn weer. De snelheid waarmee een stof verdwijnt kan volgens diverse orden verlopen waarvan de belangrijkste aangegeven zijn in figuur 2. De maximale periode van tijdelijke overschrijding wordt bepaald door de soorten op basis waarvan het risiconiveau is gedefinieerd. Algemene processen zoals hydrolyse, oxydatie, fotolyse etc. bevorderen het verdwijnen van de meeste organische stoffen. Deze processen worden op hun beurt weer beïnvloed door andere fysische factoren, zoals temperatuur.

Bij de beoordeling van herstel is de toxiciteit van de verontreiniging van belang. Wanneer een tweedeling wordt gemaakt tussen enerzijds persistente en niet-toxische stoffen en anderzijds niet-persistente en toxische stoffen, dan blijkt dat voor bestrijdingsmiddelen in de laatste categorie herstel eerder optreedt (Edwards & Thompson, 1973). Het oppervlak van toepassing is een andere relevante factor: een respons op lokaal niveau kan in zijn alge-

217

maximaal -

RISICONIVEAU (toelaatbaarheid)

verwaarloosbaar * - tijdstip van toepassing of emissie

tijdelijke overschrijding

TIJD

Figuur 1. Verloop van r i s i con iveau a l s gevolg van toepassing of emissie van een veront re in igende s tof .

TIJD-

Figuur 2. Relatieve residuconcentraties bij eerste en tweede orde afbraak.

218

meenheid sneller ongedaan gemaakt zijn dan een respons op regionaal of fluviaal niveau.

De verdeling van de stof over diverse compartimenten (vaste, vloeibare en gasfase) bepaalt in belangrijke mate de blootstelling en dientengevolge het effect. Ter illustratie: sorptie aan partikels bepaalt of de stof door uitspoeling verdwijnt naar dieper gelegen lagen of afgebroken e.g. omgezet kan worden. Dit bepaalt mede de eerder genoemde halfwaardetijd. Het type bodem en dan met name het organisch stof- en het lutumgehalte daarin, hebben een cruciale rol in de sorptie.

Transformatie (het stapsgewijs omzetten) en mineralisatie (het totaal afbreken) door micro-organismen zijn van belang bij het verdwijnen van een stof (Doelman et al., 1987) en daarmee voor het herstelproces. Schimmels, bacteriën en actinomyceten vervullen een dominante rol bij de afbraak van pesticiden (McEwen & Stephenson, 1979). De effectiviteit van de processen die de micro-organismen uitvoeren hangt zeer sterk af van een aantal andere fysische omstandigheden. Onder anaërobe condities wordt alfa-HCH nauwelijks af­gebroken terwijl onder aërobe omstandigheden dit wel het geval is (Doelman et al., 1988). De complexiteit van het uitgangsmateriaal bepaalt de snelheid waarmee dit plaats­vindt omdat de micro-organismen dit materiaal (voor natuurlijk organisch materiaal zie Minderman, 1968) als voedings- en energiebron gebruiken. Voor de afbraak- of tussenprodukten van de agens gelden dezelfde criteria en opmerkingen, hoewel omzettingsprodukten van bestrijdings­middelen over het algemeen minder toxisch zijn; zij vertonen ook een ander sorptiegedrag. Intermediairen kunnen ook echter ook toxischer zijn zoals dat geldt voor de gechlo­reerde fenolen.

Biotisch herstel kan optreden indien de concentratie beneden een bepaalde waarde is gedaald (zie figuur 1 ) . Voorwaarde is dat de effekten reversibel zijn. Wanneer op basis van kennis over dosis-effect relaties voor de individuele organismen kan worden aangegeven of nog negatieve effecten zijn te verwachten, dan kan deze worden geïntegreerd in een model voor risico-analyse zoals de Risico Analyse Bodemverontreiniging die gebaseerd is op evertebraten (Van Straalen & Denneman, 1989). Dit geeft echter alleen de potentie aan van een gebied en niet wat daadwerkelijk hersteld is.

De negatieve effecten van verontreinigende stoffen kunnen zich op diverse integratieniveaus manifesteren, variërend van cel tot ecosysteem. Op het niveau van de cel is in een vroeg stadium een effect te meten bijvoorbeeld aan de hand van enzym-activiteit. Op hogere organisatieniveaus duurt het langer voordat effecten worden waargenomen ( zie figuur 3 ). De aard van het effect bepaalt mede de tijd die nodig is om tot herstel te komen. Dit heeft te maken met de mate van stabiliteit en elasticiteit van het systeem. Stabiliteit duidt op de constantie in soortenaantallen en populatie­schommelingen. De elasticiteit of veerkracht van een systeem is het vermogen om terug te keren naar de oorspronkelijke toestand na uitwendige verstoring. Dit duidt het vermogen tot herstel aan. Deze is afhankelijk van de snelheid waarmee

219

GEDRAG

FYSIOLOGIE

FYSIOLOGISCHE GEWENNING

VERANDERINGEN IN STERFTE

SELECTIEVE STERFTE

INGRIJPENDE GENETISCHE VERANDERINGEN

TIJD

MOMENT VAN VERSTORING

Figuur 3. Gevolgen van verstoring populatieniveau.

op individu- en

de organismen of functionele groepen die verdwenen zijn kunnen terugkeren.

Effecten van stoffen op individuniveau worden gebruikt om effecten op ecosystemen te verklaren. Op dezelfde manier kan het herstelproces worden bekeken. De biologische eigenschap­pen van het organisme die de blootstelling -bepalen zijn evenzeer van belang voor herstel. Op individuniveau zijn effecten meestal goed meetbaar, eenduidig en te onderzoeken in laboratoriumopstellingen« ,Hierbij wordt gedacht aan relevante effecten voor het e«!bsys1;eemniveau, zoals groei, reproduktie en letale effecten'. De organismen moeten worden gekozen op basis van representativiteit, van de functie die zij vervullen, de spreiding • over diverse taxonomische groepen en de blootstellingsröute (Traas e»t al., 1989). Andere factoren die van belang zijn om'het bi'otisch herstel te beoordelen aan de hand van individuen hangen samen met het bouwplan, diverse opname- en excretieroutes en fysiolo­gische werkingsmechanismen die leiden tot opslag van de stof binnen het organisme zonder dat dit negatieve consequenties heeft.

De mogelijkheden om tot herstel op ecosysteemniveau te komen hangen ondermeer af van de reproduktiesnelheid**en het ontwijkingsgedrag van de aangetaste soort. Indien deze nog in het systeem aanwezig is, speelt de reproduktiesnelheid een dominante rol in het herstelproces. Indien de omvang van de schade beperkt is gebleven tot een relatief klein gebied

220

vormt kolonisatie vanuit de omgeving een belangrijke factor voor herstel van de aangetaste populatie. Daarbij is het van belang dat er geen obstakels zijn die de kolonisatie beïnvloeden. Het tijdstip van toepassing c.q. emissie van de milieugevaarlijke stoffen is van belang in verband met verschillen in gevoeligheid van diverse stadia van orga­nismen voor de betreffende verontreiniging. Er zijn legio voorbeelden in de literatuur die aangeven dat cyste-achtige leefvormen minder gevoelig zijn (Foissner, 1987). Het verdwijnen van een soort, met name toppredatoren, is een duidelijk verschijnsel en over het algemeen fataal met name voor de diversiteit van vegetaties. Effecten op sleutel­soorten dienen afzonderlijk beoordeeld te worden, omdat zij gevolgen hebben voor het directe functioneren van ecosys­temen.

DICHTHEID PREDATOR

J , DICHTHEID 1 ' PROOI

Figuur 4. Mogelijke relatieve verandering in prooi- en predatorium na verstoring; S is het startpunt.

Effecten op ecosysteemniveau komen tot uitdrukking door een verschuiving in de soortensamenstelling gepaard gaande met een vereenvoudiging van de voedselketen. Meestal impliceert dit een toename van algemene soorten en verlies aan diversiteit. Andere organismen die eenzelfde functie hebben als de verdwenen soorten kunnen die taak overnemen, ofschoon dat een verarming betekent. Om dit laatste te kunnen beoordelen is inzicht nodig in kritieke interacties tussen organismen. Prooi-predatorrelaties kunnen veranderen door effecten op een van hen of beiden. In figuur 4 is schematisch weergegeven hoe na verstoring de interactie tussen beide organismen ervoor zorg draagt dat de aantallen weer op het oorspronkelijke uitgangspunt uitkomen. Op dat

221

niveau is hun relatie hersteld. Hierbij moet worden opgemerkt dat de eigenschappen van de soorten bepalen of er convergentie optreedt. Indien er veelvuldige interacties bestaan tussen de aangetaste onderdelen van het ecosysteem, is de kans dat het gewenste herstel optreedt gering, maar deze kans neemt toe in de tijd. Deze interacties zullen ten opzichte van de andere herstelprocessen, relatief laat optreden.

Wat aquatische systemen betreft noemen Rapport et al. (1985) op ecosysteemniveau naast diversiteit de grootte van de organismen, retrogressie, algenproduktie en nutriëntency-cli als criteria. Deze laatste ingang is gekozen voor het onderzoek naar het rendement van stoffenmaatregelen.

Maatregelen

Er kan alleen sprake zijn van herstel wanneer er maatre­gelen in de stoffensfeer worden genomen. Er bestaan twee typen maatregelen, de brongerichte en de effectgerichte maatregelen om de concentratie van (een groep van) stoffen te reduceren. Op basis van dosis-effect relaties ..van de diverse onderdelen van een ecosysteem kunnen scenario'' s voor potentieel herstel worden opgesteld/

Het rendement van de maatregelen' hangt af van onder meer de persistentie van een stof en binding van de stof aan bodemdeeltjes. De periode waarna herstel moet zijn op­getreden, bepaalt de toekomstmogelijkheden van het gebied.

Het is niet noodzakelijk om bij rendementsberekeningen van maatregelen alle elementen van het ecosysteem te betrekken; alleen een aantal parameters die voor kwantificering van de toestand van een ecosysteem van belang zijn worden onder­zocht. Ook hier speelt een zekere simplificatie een rol. In de praktijk betekent dit dat men zal moeten" uitgaan van "worst-case" scenario's. Meestal zijn meerdere verontreini­gende stoffen aanwezig die een eenduidige berekening bemoeilijken. • . •

Een benadering om het rendement van -stoffenmaatregelen en het daarop volgend herstel te evalueren vereist dat er consensus bestaat over het beschrijvfcn« en beoordelen van ecosystemen. Diverse pogingen daartoe zijn en worden ondernomen en lijken succes te boeken. Bij de beoordeling van gebieden vanuit een ecologische invalshoek is het een voorwaarde dat (functionele) relaties tussen organismen onderling en hun interactie met het abiotisch milieu worden beschouwd.

Model classificatie

Modellen ten behoeve van het voorspellen van effecten van stofmaatregelen zijn vaak zgn. compartimentmodellen. De com­partimenten zijn soms ruimtelijk gescheiden milieucompar­timenten, maar ze kunnen ook een meer kwalitatief karakter hebben, zoals concentraties of hoeveelheden van stoffen in bepaalde biotische en/of abiotische fracties, in functionele groepen, e.d.. In het laatste geval is de scheiding eerder conceptueel dan ruimtelijk. Deze modellen worden meestal geformuleerd op basis van stofbalansen per compartiment,

222

waarbij procesformuleringen de intensiteit van massastromen tussen de compartimenten bepalen. Middels deze modellen is een functionele benadering van ecosystemen mogelijk. De structurele aspecten, als soortendiversiteit, verschuivingen binnen functionele groepen, e.d., blijven buiten beschou­wing .

Er zijn ruwweg vier hoofdgroepen van deze modellen: I. Abiotische verspreidingsmodellen. II. Biotische modellen zonder accumulatie. III. Biotische accumulatiemodellen zonder terugkoppeling. IV. Biotische accumulatiemodellen met terugkoppeling. Hoewel deze categorieën niet strikt gescheiden zijn, en ook combinaties mogelijk zijn, zal deze indeling kort worden toegelicht, en zullen in het kader van stofmaatregelen, enkele voorbeelden worden gegeven.

In abiotische verspreidingsmodellen worden de comparti­menten gevormd door grotendeels abiotische componenten: particulair, opgelost, frakties in lucht en bodem. Soms is er een biotische ' fase ', waarin de stof ook kan verkeren (MacKay & Paterson, 1981, Van de Meent, 1990). In deze modellen kunnen de eigenschappen van een bepaalde stof worden verwerkt, zodat maatregelen m.b.t. de stof in het model resulteren in veranderde verspreidingspatronen over de abiotische (c.q. biotische) fracties.

Biotische interactiemodellen zonder accumulatie, meestal op basis van drooggewicht, koolstof, of aantallen, betreffen voornamelijk biotische componenten: plankton, vis, detritus, bladeren, e t c , waarbij de interacties organische f luxen betreffen: predatie, bladval, bezinking, groei, respiratie, etc. Stofmaatregelen kunnen hier alleen worden doorgerekend, als er een koppeling wordt gelegd tussen de beschikbaarheid van de stof en deze organische fluxen. Dit kan bijvoorbeeld op basis van No Observed Effect Concentrations (NOECs). Verhoogt men de concentratie van een bepaalde stof, dan treden er verschuivingen op in het voedselweb, waardoor een schatting van zgn. indirecte effecten mogelijk wordt. Door de onzekerheden die aan deze effectschattingen kleven, is een probabilistische benadering, op basis van waarschijn­lijkheidsberekeningen, in dit kader gebruikelijk (Bartell et al., 1991).

In biotische accumulatiemodellen zonder terugkoppeling worden de biotische compartimenten zowel uitgedrukt in hoe­veelheden of concentraties biomassa, als in hoeveelheden of concentraties accumulerende stof. In combinatie met elementen uit categorie I kan de stoffenbalans zowel abiotische als biotische compartimenten omvatten. Doordat de biotische componenten in zowel biomassa-eenheden als stofeenheden worden uitgedrukt, volgt de accumulatie uit de ratio van deze. Echter in deze categorie wordt geen koppeling gemaakt tussen de mate van accumulatie en biotische processen als groei, reproductie, respiratie, mortaliteit, e.d. De biomassastromen tussen functionele groepen dienen dus uitsluitend als drager van stofstromen, bijv. in geval van predatie.

Biotische accumulatiemodellen met terugkoppeling zijn in principe gelijk aan modellen van de vorige categorie, met

223

als extra effect dat de geaccumuleerde hoeveelheden stof weer van invloed kunnen zijn op de biotische fluxen. Dit is al langer gebruikelijk bij algengroeimodellen als functie van interne nutriëntconcentraties. In ecotoxicologische effectmodellen zijn dergelijke verbanden schaars, hoewel dit type model het ultieme directe en indirecte ecosysteemmodel vormt.

Belangrijk met name in het licht van de gegevensschaarste is, dat genoemde categorieën modellen kunnen worden gecombi­neerd tot hybride vormen. Zo is voorstelbaar, dat een type III model, waarin de geaccumuleerde concentraties niet terugkoppelen op de biotische fluxen, wordt gecombineerd met een type II model, waarin de uitwendige omgevings­concentraties van de stof voor de directe effecten zorg dragen. Voor de hand liggend is de combinatie van een type I voor de abiotische verspreiding en één der biotische typen voor de effecten. Zo zijn vele combinaties mogelijk.

Model voorbeelden

In dit onderdeel volgen twee voorbeelden die de 'classi­ficatie illustreren, en wel van de irtodeltypen III en IV. Een relatief eenvoudig model van het type III (accumulatie: geen effect) is het model voor de accumulatie van cadmium in

'/MA y//////.

'm.

D gewas

Cd gewas

• i

mmm i T *

'mmmm Cd opgelost

'mam. i

-mm. f

•mm 'mm mm -mm,

'wm,

*

m. m, Cd gebonden

m///////////////m, 1 mm\%

»«_

Figuur 5. Schematisering van compartimenten en fluxen in het cadmium model; de biomassa van het gewas is zowel in drooggewicht (D), als in cadmium (Cd) uitgedrukt (naar: Langeweg, 1988).

224

wo

so .

0 .

bouwland 100 100

50 -

0 .

maisland

1985 2010 2100 1985 2010 2100

] onder referentiewaarde

I boven referentiewaarde

1985 2010 2100 «,

rond referentiewaarde

Figuur 6. Percentage van het areaal cultuurgrond waar de referentiewaarde voor cadmium onderschreden, bereikt en overschreden wordt in 1985, 2010 en 2100 en in de evenwichtstoestand bij vastge­stelde maatregelen (uit: Langeweg, 1988).

landbouwgewassen en -gronden in 'Zorgen voor Morgen' van het RIVM (Langeweg, 1988, p.235 e.V.; figuur 5 en 6). Het biomassa'web' op drooggewichtbasis bestaat hier slechts uitéén component, het gewas. Uitbreiding naar andere trofische componenten vindt momenteel plaats.

Andere compartimenten zijn cadmium in het gewas, opgelost cadmium in de bovenste bodemlaag, en gebonden cadmium in de bovenste bodemlaag (figuur 5). Het gewas en de fluxen t.a.v. het gewas zijn als biomassa èn als stof, cadmium in dit geval, gemodelleerd. De ratio (in dit geval de accumulatie) stelt zich dynamisch in, afhankelijk van de beschikbaarheid van cadmium in de bodem. Met dit "vier-compartimenten"-model konden drie waarden worden bestreken: concentratie cadmium in de plant (e.g. aardappelen), concentratie opgeloste cadmium in de bovenste bodemlaag in verband met uitspoeling naar het grondwater en tenslotte de totale cadmium concentratie in de bodem.

De beschikbaarheid van cadmium in de bovenste bodemlaag wordt sterk beïnvloed door het adsorptie-evenwicht tussen de in de bodem beschikbare en gebonden fracties. Het gevolg van deze sterke binding is de enorme karakteristieke responstijd van het systeem: tientallen jaren tot eeuwen. Bijgevolg zullen ook de hersteltijden van het ecosysteem ter plekke,

225

dat reageert op de beschikbare fractie, lang tot zeer lang zijn. In figuur 6 (uit: Langeweg, 1988) is te zien dat bij het voorgenomen beleid in grasland op een lange tijdschaal (tientallen tot honderden jaren) nog verandering in bodemconcentraties optreedt, terwijl de verlaagde belasting met cadmium, de stofmaatregel, dan al lange tijd van kracht is.

Dergelijke responstijden leiden tot de constatering, dat de gangbare tijdsspanne van scenarioanalyses m.b.t. stofmaatregelen, die zelden meer dan een paar tientallen jaren bedraagt, voor sommige stoffen niet lang genoeg is om alternatieven te kunnen beoordelen, en op de lange termijn tot onaanvaardbare concentraties zou kunnen leiden, danwei tot de onterechte conclusie dat een maatregel geen effect sorteert.

Een niet-toxicologisch voorbeeld van een type IV model is 'PCLoos', het waterkwaliteitsmodel voor de Loosdrechtse Plassen (Janse & Aldenberg, 1990), met fosfaat (P) als aandachtsstof. Zowel de abiotische, als de biotische kring­loop van dit nutriënt is gemodelleerd, terwijl anderzijds parallel aan deze kringloop tevens de biotische kt'ingloop van koolstof (C) is beschreven. De verhoudingen tussen de P-en C-stocks geven de 'accumulatie' weer van P in de biomassa. Het is een type IV model, omdat de meeste biotische compartimenten een terugkoppelingsmechanisme m.b.t. de interne P concentratie hebben. Het blijkt dat

Cvis

Figuur 7. Schematisering van compartimenten en fluxen in het fosfor (P)-koolstof (C) model 'PCLoos' voor de Loosdrechtse Plassen; alleen de P-fluxen zijn weergegeven (naar: Janse & Aldenberg, 1990, figuur 2 en 3 ) .

226

fosfor een accumulerende stof is en dat bijna de helft van alle fosfor in de plas zich in de bovenste trofische niveaus bevindt. In figuur 7 is een vereenvoudigde weergave van de beschouwde compartimenten gegeven.

Behalve van de accumulatie is met dit model een indruk verkregen van de responstijd naar aanleiding van herstel-maatregelen, met name een reductie van de fosforbelasting. De aldus ingeschatte responstijd bleek, in tegenstelling tot het vorige voorbeeld, verrassend kort: in de orde van 2 à 3 jaar. Dit betekende in het onderhavige project, dat de periode sinds het ingaan van de herstelmaatregelen al verstreken was, en dat de relatief geringe in het veld geconstateerde veranderingen aangeven, dat de maatregelen niet ver genoeg zijn doorgevoerd.

Modellen: stand van zaken

Met betrekking tot de stand van zaken van het modelonder­zoek zijn een aantal algemene ontwikkelingen aan te geven. De hier kort aangegeven techniek van parallelle stofkring­lopen is dermate algemeen dat het een zeer krachtig hulpmiddel kan zijn bij het voorspellen, c.q. evalueren van het ecosysteemherstel en -rendement van stofmaarregelen. Diverse accumulatie- of effectpatronen zijn er mee weer te geven, in aanmerking genomen dat de gedefinieerde compar­timenten, c.q. functionele groepen, een zeker realisme vertonen.

Effecten, waarbij de levenscycli van individuen van door­slaggevend belang zijn, vallen niet in het geschetste kader, maar de werkhypothese is, dat op het niveau van functionele groepen dergelijke effecten toch nog te modelleren zijn. Deze functionele groepen vormen altijd een samenvoeging van soorten en levensstadia. De keuze der groepen zal vrijwel steeds a priori zijn, in aanmerking genomen de doelstel­lingen, metingen, kennis van het systeem, e.d.

Door het effect van samenvoegen ontstaat meerwaardigheid van coëfficiënten en verbanden. De behandeling van die inherente onzekerheid vereist een belangrijke rol van systeemidentificatie- en parameterschattingstechnieken. Geleidelijk aan wordt duidelijk dat grote onzekerheden in parameterwaarden niet per se verwerpelijk zijn, tenzij men nu juist in die parameterwaarden zelf geïnteresseerd was, als het te voorspellen resultaat gegeven de doelstelling maar bruikbaar is. Eén en ander impliceert een probabilisti­sche behandeling van de meestal deterministische opgezette compartimentmodellen en een besliskundige weging der uitkomsten.

Zo beschouwd is een deterministische aanpak met telkens één uitkomst bij een gegeven scenario nauwelijks nog toelaatbaar, maar helaas nog algemeen gebruikelijk. Dit geldt o.a. evenzo voor de twee bovenstaande voorbeelden. Eveneens moeten we onder ogen zien, dat effecten in determi­nistische "modelruns", zoals cyclisch gedrag, chaos, divergentie, extinctie van componenten, e t c , hoe belangwek­kend ook, ondergeschikt worden aan de algehele variatie van de vele "runs" die moeten worden gemaakt. Het is deze variatie die telt, niet het wel en wee van de individuele

227

"runs". Voorwaarde is dan wel dat het model robuust is. Het moet

grote parametervariaties aankunnen (diepte, menging, bladval, beschikbare fracties). Het boven geschetste principe van conceptueel gescheiden, maar op tal van punten gekoppelde, kringlopen komt dan tevens van pas, want als de kringlopen zoveel mogelijk gesloten zijn, dan kunnen geen ongerechtvaardigde aannames worden gedaan over de beschik­baarheid van een stof in een compartiment, die niet zouden kunnen kloppen met aan- en af voertermen van die stof. Dus moeten deze kringlopen zo min mogelijk gaten vertonen.

Deze overwegingen impliceren niet noodzakelijkerwijze een gedetailleerd model qua systeemdefiniëring. De algemene opinie is dat intermediaire complexiteit de meest bruikbare resultaten levert. De geschetste probabilistische aanpak zou dit moeten kunnen illustreren en de model-"risico's" aangeven. Wil men de risico's van de ene stofmaatregel tegen de andere kunnen afwegen, dan past dat volledig in dezelfde filosofie.

Literatuur

Bartell, S.M., R.H. Gardner & R.V. ,'o'Neill, 1991. Toxicolo-gical Risk in Aquatic Ecosystems, Lewis Publishers.

Brink, B.J.E. ten & S.H. Hosper, 1989. Naar toetsbare ecologische doelstellingen voor het waterbeheer: de AMOEBE-benadering. H2O 22:20.

Brouwer, E., J.N.M. Dekker, G.H.E. Nieuwdorp & A.A.A. van der Schraaf, 1990. Strategieën voor ecologische normstel­ling: de knikkers en het spel. SDU 's-Gravenhage, 160 pp.

Doelman, P., M. Frederix & H. Schiermann, 1987. Microbio­logische afbraakprocessen als saneringsmethode van met bestrijdingsmiddelen verontreinigde gronden. Rijksinsti­tuut voor Natuurbeheer, rapport nr. 87/10.

Doelman, P., L. Haanstra & rf.^yos, 1988. Microbial sanita­tion of soil with alfa and beta , HCH under aerobic glasshouse conditions. Chemosphere 17: 489-492.

Edwards, C.A. & A.R. Thompson, 1973! 'Pesticides and the soil fauna. Residue Reviews 45: 1-79.

Foissner, W., 1987. Soil protozoa: fundamental problems, ecological significance, adaptations in ciliates and testaceans, bioindicators and guide to the literature. Progr. Protist. 2: 69-212.

Gezondheidsraad, 1989. Ecologische normen waterbeheer. Deeladvies III: Beschrijving van de parameters. Rapport no. 89/21, Den Haag, 423 pp.

Hekstra, G.P., 1990. Naar een verdere ecologische onderbou­wing van het stoffenbeleid. H Q „3. 3 7 _ 4 0

Janse, J.H. & T. Aldenberg, 1990. Modelling phosphorus fluxes in the hypertrophic Loosdrecht Lakes. Hydrobiol. Bull. 24: 69-89.

Klijn, F. & P.K. Koster, 1988. Milieubeheergebieden ten behoeve van nationaal gebiedsgericht milieubeleid. RIVM rapport nr. 758702002.

Klijn, F., J.B. Latour, M.I. Nip, C.L.G. Groen, H.A. Udo de Haes, M.M.H.E. Van den Berg, J.J. Hofstra, 1990. De

228

milieukwaliteit van ecodistricten. Deel 2: methode en aanzet tot uitwerking. RIVM-rapport 751901003/CML mededelingen 63, 110 p.

Koeman, J.H., 1988. Ecotoxicology: Present status. In: Proceedings of the first European Conference on Ecotoxi­cology. Lokke, H., H. Tijle & F. Bro-Rasmussen (Eds.) Copenhagen, Denmark, p. 5-22.

Langeweg, F. (1988) Zorgen voor Morgen, Nationale Milieuver­kenning 1985-2010. Samson.

Latour, J.B., J.J. Hofstra & M.I. Nip, 1990. De toepasbaar­heid van de amoebe-benadering op terrestrische ecosys­temen. Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieuhy­giëne, Bilthoven, 32 pp.

Mackay, D. & S. Paterson, 1981. Calculation of environmental partitioning and persistence of chemicals using the fugacity approach. Env. Sei. Techn. 15: 1006.

McEwen, F.L. & G.R. Stephenson, 1979. John Wiley & Sons, New York, p 229-259.

Meent, D. van de (1990) Modelling intercompartment transfer of pollutants: the case of lead. Sei.Tot.Env., 90: 41-54.

Minderman, G., 1968. Addition, decomposition and accumula­tion of organic matter in forests. J. Ecol. 56: 355-362.

Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer, 1989. Omgaan met Risico's. Tweede Kamer, vergaderjaar 1988-1989, 21 137, nr. 5.

Nijs, R.J.V., 1987. Ecologie theorie en praktijk. Stichting leefmilieu, Antwerpen, 350 pp.

O'Neill, R.V., D.L. De Angelis, J.B. Waide & T.F.H. Allen, 1986. A hierarchical concept of ecosystems. Princeton University Press, Princeton, New Jersey, 253 pp.

Rapport, D.J., H.A. Regier & T.C. Hutchinson, 1985. Ecosy­stem behaviour under stress. The American Naturalist 125: 617-640.

RMNO. 1988. Vijf visies op natuurbehoud en natuurontwik­keling. Rijswijk. 65 pp.

RMNO 1991. Naar een ecologische classificatie en beoordeling van bodems. Rijswijk, (in prep).

Straalen, N.M. van & C.A.J. Denneman, 1989. Ecotoxicolo-gical Evaluation of Soil Quality Criteria. Ecotoxicol. Environ. Saf. 18: 241-251.

Traas, T.P., C.A.J. Denneman & E.N.G. Joosse-van Damme, 1989. Oecotoxicologische evaluatie voor gehalten van bestrijdingsmiddelen in de bodem. Vakgroep Oecologie en Oecotoxicologie, Vrije Universiteit, Amsterdam, 62 pp.

229

REIN RIJNWATER, EEN SLEUTELFACTOR IN CHEMISCH OECOSYSTEEM-HERSTEL

G. van der Velde1, G. van Urk2, F.W.B, van den Brink1, F. Colijn3, W.A. Bruggeman2 en R.S.E.W. Leuven4

1 Laboratorium voor Aquatische Oecologie, Katholieke Universiteit Nijmegen

2 Rijkswaterstaat/RIZA, Lelystad

3 Rijkswaterstaat Dienst Getijde Wateren, Den Haag

4 Vakgroep Natuurwetenschappelijke Milieukunde, Katholieke Universiteit Nijmegen

Samenvatting

Effecten van verontreinigingen in de Rijn zijn in grote delen van de Nederlandse oppervlaktewateren, inclusief het mariene milieu, merkbaar. Het Rijnwater was en is een sleutelfactor bij het milieubederf in Nederland. Omdat de prognoses over de sanering van de Rijn niet in alle opzichten optimistisch zijn, zal herstel moeten plaatsvinden door het terugdringen van de Rijninvloed via een verandering van het kwantiteitsbeheer, isolatie of via een aanvullende zuivering bij inlaatpunten, bijvoorbeeld door biologische filters.

1. De Rijn in de waterhuishouding van Nederland

De Rijn is een belangrijke Europese waterweg, als verbinding tussen de haven van Rotterdam en het zwaar geïndustrialiseerde achterland (figuur 1). Ook heeft de rivier een belangrijke afvoerfunktie voor water en voor opgeloste en vaste stoffen. Evenals andere grote rivieren in Europa heeft de Rijn grote veranderingen ondergaan in morfologie en waterkwaliteit. De belangrijkste veranderingen zijn de zogenaamde "Tulla-correctie" van de Rijn tussen Basel en Karlsruhe (Friedrich & Müller, 1984), de bedijking en regulatie van de benedenloop (van Urk & Smit, 1989), de afsluiting van de Zuiderzee en het Haringvliet, en 'last but not least' de vervuiling door huishoudelijk en industrieel afvalwater en door uitspoeling van meststoffen en bestrij­dingsmiddelen uit landbouwgrond. Door de hoge bevolkings­dichtheid, de intensieve landbouw en de enorme industriali­satie in het stroomgebied van de Rijn is de rivier al ernstig verontreinigd wanneer zij ons land binnenkomt.

De vervuiling is het meest direct merkbaar in de rivier zelf, de stagnante wateren in het winterbed tussen de dijken, in met de rivier verbonden kanalen, het IJsselmeer en Noordelijk Deltabekken, maar heeft ook invloed op andere oppervlaktewateren. De Rijn is met een gemiddelde jaarafvoer van 70 km3 (2.200 m3.s_1) de belangrijkste bron van zoetwater in Nederland. In droge perioden wordt in grote delen van Nederland Rijnwater gebruikt voor peilbeheer en ook voor doorspoeling om te hoge chlorideconcentraties te vermijden. Het aandeel van Rijnwater in boezem- en polder-wateren in West- en Noord-Nederland kan meer dan 50%

231

Figuur 1. Links: Stroomgebied van de Rijn met de bevolkingsdichtheid. Rechts: A. Verdeling van het Rijnwater langs de kust, B. Inlaat van Rijnwater in Neder^tend.

bedragen (figuur lb). Ook in het kustwater is- de invloed van de Bijn zeer goed

merkbaar: het Rijnwater wordt, langs, de kust naar de Waddenzee getransporteerd en mengt naar verhouding weinig met water uit het centrale deel van de Noordzee (figuur la). In het Marsdiep bestaat het water voor 10% uit Rijnwater (5% uit de Rijn via de noordwaarts gerichte stroom en 5% uit het IJsselmeer).

2. Verspreiding van stoffen in water »»

De processen die de verspreiding van stoffen bepalen zijn (Bruggeman et al., 1989):

- transportprocessen: stroming van water en lucht, bezinking en opwerveling van vaste deeltjes

- verdelingsprocessen: uitwisseling tussen de verschillende fasen (water, lucht, gesuspendeerd materiaal, biota)

- afbraakprocessen: biologische of (foto)chemische omzetting

232

Bepalend voor de plaats In het milieu waar stoffen terecht komen, zijn in eerste instantie de verdelingsprocessen, die bepalen via welk medium stoffen getransporteerd worden. Hellmann (1987) geeft de volgende waarden voor de ver­delingscoëfficiënten water/lucht (k W/L) resp. sediment/-water (k S/W):

Groep I: k W/L < 100 en k S/W < 1000: transport via de atmosfeer in de gasfase (voorbeelden vluchtige chloor-houdende oplosmidde- len);

Groep II: k W/L > 1000 en k S/W < 1000: transport in de waterfase (voorbeelden pentachloorfenol; anion-aktieve detergenten);

Groep III: k W/L > 1000 en k S/W > 10000: transport voornamelijk in de vaste fase (voorbeelden HCB, zware metalen).

Bij andere combinaties van de beide verdelingscoëfficiën­ten spelen meerdere fasen een rol bij de transportprocessen. De verbindingen uit groep I verdwijnen zeer snel uit het water; een concentratievermindering is soms al ' op de riviertrajecten zelf merkbaar (Zoeteman et al., 1980). Het transport van verbindingen uit groep II komt overeen met het watertransport. In de situatie van de Rijn zijn de effecten van wateroplosbare stoffen (macro-ionen, nutriënten) eerder en op grotere afstand zichtbaar dan die van slibgebonden stoffen, die vaak ergens bezinken. Nutriënten nemen een soort tussenpositie in omdat deze in biota kunnen worden vastgelegd en daardoor in een deel van het systeem kunnen accumuleren.

Zware metalen en hydrofobe organische verbindingen worden door adsorptie sterk aan zwevende deeltjes gebonden. In sedimentatiegebieden kan dit bij langdurige belasting door accumulatie in het systeem een sterk verontreinigde waterbodem opleveren. Omdat adsorptie een reversibel verdelingsproces is, kan nalevering van deze stoffen en van nutriënten vanuit het sediment optreden, ook nadat de emissies op het oppervlaktewater al verminderd zijn. Bovendien kan door resuspensie het bodemmateriaal weer worden getransporteerd waardoor contaminanten verder worden verspreid (Eijsackers et al., 1991).

Een groep als de polychloorbiphenylen (PCB's) omvat matig vluchtige congeneren (de laag-gechloreerde PCB's) tot weinig vluchtige congeneren ( de hoog-gechloreerde PCB's) die voornamelijk via het zwevende materiaal/sediment getrans­porteerd worden. De transportroutes vertonen daardoor verschillen per individuele congeneer. Omdat ook accumulatie en afbraak uiteindelijk bepalend zijn voor de gehalten in organismen (figuur 2), en deze processen weer afhankelijk zijn van de plaats van de chlooratomen in het PCB-molecuul, verschillen de patronen van PCB-gehalten naar plaats en congeneer (figuur 9 ). De toxiciteit van de verschillende PCB-congeneren loopt sterk uiteen, zodat het voorspellen van

233

STROMING IN

OMGEWOELDE , BOVENLAAG U ^

RUSTENDE ONDERLAAG

N. ^ manging

diffusie en sedimentatie resuspensie dispersie JnïJjging of kwel

I STROMING UIT

O WATERBODEM

Figuur 2. De verspreiding van micro-verontreinigingen in watersystemen volgens het model HORIZON (naar de Boer et al., 1991).

effecten een nog hachelijker zaak is dan het schatten van de PCB-belasting bij gewijzigde input 4n het systeem. Bovenstaande geldt ook voor zware metalen. Welk totaal-gehalte aan zware metalen in de toekomst bij gewijzigde emissies in verschillende watersystemen zal optreden, laat zich redelijk voorspellen, omdat metalen niet afbreken en, uitgezonderd bij kwik, verdamping geen rol speelt. De effecten van de resulterende belasting zijn echter af­hankelijk van de vorm waarin het metaal aanwezig is: de speciatie. Het gedrag van zware metalen in een watersysteem is sterk afhankelijk van de productie van organische stof: metalen worden sterk geadsorbeerd aan algen en dit wordt bevorderd door de hoge pH zoals in eutrofe wateren voorkomt. Het gevolg is een sterke ophoging van zware metalen«in het sediment zoals blijkt in hetV'KeteJ.meer (de Boer et al., 1991), de Rotterdamse havens ('van der Wèijden & Middelburg, 1989) en de Elbe (Irmer et al., 19£5,). Er wordt vanuit gegaan dat anaërobie in het sediment de vastlegging van metalen in een niet toxi'sche vorm tot gevolg,heeft, terwijl onder zuurstofrijke condities mobilisering kan optreden (de Rooij, 1989; Kersten et al., 1985). Mobilisatie kan ook plaatsvinden indien sediment in water met andere samenstel­ling wordt gebracht (Berghahn et al., 1986).

3. De waterkwaliteit van de Rijn

3.1. Algemene parameters *-.,

Door de toegenomen bevolkingsdruk en industrialisatie is de algehele waterkwaliteit van de Rijn sinds het begin van deze eeuw sterk veranderd (tabel 1 ). Door lozingen van mijnbouweffluenten uit de Elzasser kalimijnen, maar ook uit de Duitse bruinkoolindustrie, zijn met name de concentraties van natrium, chloride (figuur 4) en in mindere mate sulfaat

234

in het Rijnwater sterk gestegen. Zo ligt het chloridegehalte van de Rijn tegenwoordig regelmatig meer dan 200 à 300 mg 1"1 , terwijl het natuurlijke gehalte tussen de 10 en 20 mg 1"1 ligt. Hierbij moet worden opgemerkt dat extra verhoogde concentraties zich voordoen bij verminderde afvoer van water door de rivier. Het sulfaatgehalte van het rivierwater is sinds de vorige eeuw ongeveer verdubbeld.

Het bicarbonaatgehalte van de Rijn vertoont een lichte daling, hetgeen aan de invloed van verzurende depositie kan worden toegeschreven (van der Weijden & Middelburg, 1 9 8 9 ) . De relatieve ionensamenstelling van het water in de grote rivieren is momenteel chloride-gedomineerd in plaats v a n bicarbonaat- gedomineerd, zoals de normale situatie in rivieren is (figuur 3 ) . Naast de gehalten van deze macro--ionen zijn ook de gehaltes aan N en P - als nutriënten van belang voor de algengroei - sterk gestegen, vooral sinds de vijftiger jaren (Schölte Ubing, 1 9 8 0 ) .

Door het intensieve gebruik van meststoffen in de landbouw als ook door lozingen van huishoudelijk en industrieel afval zijn de concentraties van de eutrofiërende stoffen P en N in het Rijnwater momenteel respectievelijk 4 en 15 maal hoger dan de natuurlijke gehalten.

In het begin van de jaren zeventig was de waterkwaliteit van de Rijn op een dieptepunt; sindsdien is voor sommige parameters een verbetering opgetreden, als gevolg van het in gebruik nemen van zuiveringsinstallaties. Dit komt o.a. tot uiting in verbeterde zuurstofgehalten, en vermindering van de gehalten van ammonium (figuur 4 ) (van der Veen, 1 9 8 5 ) . De keerzijde is dat het gehalte aan nitraat is toegenomen, door

so40 too "Cs

Figuur 3. Gemiddelde relatieve anionverhoudingen van de grote rivieren. Ro : Rijn omstreeks 1900, R8 8 : Rijn 1988; Mo : Maas omstreeks 1900, M8 8 : Maas 1988. E = gemiddelde van de Europese rivieren, W = gemiddelde van de grote rivieren van de gehele wereld, A: gemiddelde van regenwater over 1980. Bron: Ro, Mo (Zuurdeeg, 1980; Zijlstra, 1980), Mo, M88 (Rijkswaterstaat, 1989; Maenen, 1989), E, W (Golterman, 1975), A (van Wirdum, 1989).

235

een verbeterde nitrificatie in de Rijn (Botermans & Admiraal, 1989). Het totaal aan ammonium en nitraat is ongeveer gelijk gebleven. Het gehalte aan totaal-fosfaat van het rivierwater vertoont de laatste jaren een daling als gevolg van defosfatering en vermindering en vervanging van fosfaten in wasmiddelen (Table 1 ), Het gehalte aan zwevende stof - gemiddeld ca 30 mg 1"1 - verschilt niet van gemeten waarden uit de 19e eeuw. Daarentegen is de gemid­delde temperatuur van het rivierwater door koelwaterlozingen met 2-3 °C toegenomen. De frequentie van ijsvorming op de rivier is sterk gedaald (Klink, 1989).

3.2. Zware metalen en organische microverontreinigingen

In het Rijnwater is een zeer groot aantal toxische stoffen geïdentificeerd, zoals bestrijdingsmiddelen (insecticiden, herbiciden), oplosmiddelen (gechloreerde alkanen, alkenen, ketonen, esters), stikstofverbindingen (anilines, pyridines, nitroverbindingen), fenolen (chloor- en alkylfenolen), nevenproducten chlorering (gechloreerde ligninesulfonzuren), polycyclische aromaten en minerale olie. In 1988 z,ïjn 384 verbindingen gemeten (Freudenthal, 1,988).

Tabel 1. Overzicht van fysische en chemische parameters van het Rijnwater bij Lobith. Weergegeven zijn de jaargemiddelden (gebaseerd op Redeke, 1948; Zijlstra, 1980; Zuurdeeg, 1980; RIZA, 1982; RWS, 1990; Heymen, 1990).

<1900 1970 1989

Temperatuur

o2 BOD 5 Zwevend slib

Nutriënten

N03 - + N02" NH4* oP04

3 -t-P

Macro-ionen ci-HCO" so4*-

C C ) (mg (mg (mg

(mg (mg (mg (mg

(mg (mg (mg

1-1-1-

1-1-1-1-

1-1-1-

x) M M

M • M M 1 )

M M M

10,

2

o, . 0,

0, 0,

13 160 35

9

* • ,

\

34 15 , 05 15

12,2 6,0

7 53

'ï. 0, 0,

138 157

90

7 4 17 50

14, 9,

i

32

4,

o. o. 0,

182 140 ^64

1 2

6 3 14 34

Zware metalen

Cd slibgebonden Cd opgelost Hg slibgebonden Hg opgelost

(mg kg"1) (ug l-1) (mg kg"1) (ug l-1)

1

1

28 5,0

27 3,1

0,1

0,05

236

so-

1,0

30-

20-

10-

Lood Koper Nikkei

1970 1975 1980 1985

Figuur 4. Het verloop van het jaargemiddelde van de totaalgehalten van enkele zware metalen in het Rijnwater te Lobith (naar van Broekhoven, 1987).

Naar schatting komen er echter 30.000-50.000 milieuvreemde stoffen in het Rijnwater voor. Er wordt dus maar een zeer beperkte fractie gemeten (Botterweg, 1988). De voornaamste beperking ligt in de beschikbare analytisch-chemische technieken. Om stoffen in lage concentraties te detecteren is het meestal nodig deze eerst te concentreren. Doorgaans gebeurt dat via extractie met een organisch oplosmiddel, gevolgd door concentratie via indampen, of via adsorptie aan actieve kool, gevolgd door uitspoelen met een oplosmiddel. Met beide technieken worden vooral de slecht-wateroplosbare verbindingen geconcentreerd; via adsorptie aan een kunsthars (XAD-4 of XAD-8) kunnen ook meer polaire verbindingen worden geconcentreerd, maar een volledig overzicht van het rendement van deze technieken voor verschillende stoffen is moeilijk te geven.

Overzichten van de milieuchemische en oecotoxicologische eigenschappen van de verschillende categorieën stoffen worden gegeven door Stortelder et al. (1989).

Van een aantal toxische stoffen zijn de concentraties in Rijnwater in de periode dat deze stoffen gemeten werden aanzienlijk gedaald. De directe toxiciteit van het Rijnwater is eveneens aanzienlijk teruggelopen. In de jaren zeventig was het Rijnwater acuut toxisch voor Daphnia's; de kwaliteit is nu zover verbeterd dat Daphnia's kunnen worden gebruikt in een bio-alarmeringssysteem (Botterweg et al., 1989). Dit geldt ook voor een reeks andere soorten organismen, waarvan nu sublethale effecten of gedrag voor monitoringsdoeleinden kunnen worden gebruikt (zie voor een overzicht daarvan Botterweg (1988)). De hoge metaalbelasting is teruggedrongen (figuur 5) en alsook de concentraties van sommige organische stoffen (figuur 4, 7). Er is nu vooral sprake van de lozing van een breed scala van organische stoffen die meestal in lage concentraties voorkomen, waarvan de chronische effecten en de combinatietoxiciteit veelal onbekend zijn.

237

Figuur 5. Jaargemiddelde ammonium- en nitraatvracht, gemeten in het Rijnwater te Lobith (naar van Broekhoven, 1987).

4. Effecten van Rijnwater op oecosystemen

4.1. De stroomgeul en zomerbed van de rivier

Een overzicht van de huidige biologische toestand van de Rijn wordt gegeven in Kinzelbach S Friedrich (1990). Kenmerkend zijn:

de afwezigheid van veel riviertrekvissen; et verdwijnen van veel, vooral stroomminnende (rheofiele) soorten macro-evertebraten; het voorkomen van een groot aantal soorten immigranten, vooral brakwatertolerante en warmteminnende soorten; een overheersen van "opportunistische" soorten (zgn. r-strategen) in het systeem (vaak soorten met een kortdu­rende levenscyclus en een snelle voortplanting); een zeer sterke ontwikkelingvan het fytoplankton; ' de afwezigheid van hogere waterplanten in de stroomgeul en een achteruitgang van oeverplanten langs de rivier­oevers . * '

Deze veranderingen ten opzichte van vroeger zijn deels veroorzaakt door de veranderde morfologie (Klink, 1991). Zo zijn in de 18-de eeuw de meeste rivierbegeleidende bossen verdwenen. Hierdoor verdween tevens de "snag"-habitat (hout in de rivier) evenals de fauna die van dit substraat afhankelijk is. Kleibanken, zandbanken en oevervegetatie en de hiermee geassocieerde rivierfauna zijn rond het begin van deze eeuw grotendeels verdwenen. Normalisatie en reguleringswerkzaamheden ten behoeve van de scheepvaart hebben tot een aanzienlijke versmalling en verdieping van de rivier geleid (Klink, 1991). Tegenwoordig zijn de oevers langs verschillende riviertrajecten versteend en bieden de stenen samen met die van de kribben de enige vorm van stabiel substraat voor aquatische organismen. Schuivend

238

zand, een typisch rivierbiotoop, lijkt niet meer geschikt voor haar karakteristieke bewoners (Klink, 1989; 1991). Bovengenoemde veranderingen in de levensgemeenschappen zijn ook veroorzaakt door de toenamen in zout- en nutriënten­gehalten en door de slechte zuurstofhuishouding. Door de huidige zoutbelasting van de Rijn heeft een deel van de karakteristieke brakwaterfauna haar areaal, dat vroeger tot het getijdengebied beperkt was, uitgebreid tot aan de Nederlands-Duitse grens en mogelijk verder stroomopwaarts (van den Brink & van der Velde, 1986; den Hartog et al., 1989; van den Brink et al., 1990). Naast effekten op fauna lijken er ook effekten van hoge zoutgehalten op water­planten- (Maenen, 1989; van den Brink et al., 1991a) en fytoplanktongemeenschappen (Friedrich, 1990) op te treden. Als een van de weinige waterplanten komt het zouttolerante Schedefonteinkruid (Potamogeton pectinatus) nog op een aantal plaatsen in het zomerbed van de Rijn voor (Maenen, 1989). De fytoplanktongemeenschappen van de Rijn worden tegenwoordig gedomineerd door zouttolerante kiezelwieren, n.1. StepTianodiscus-soorten en de zoutprefererende Cyclo-tella meneghiniana (Friedrich, 1990).

Het toegenomen nutriëntengehalte van de Rijn heeft tot een sterke toename van de fytoplanktonbiomassa geleid '(Peelen, 1975; de Ruyter van Steveninck et al., 1990) en daardoor ook van euryoeke en zouttolerante filteraars zoals de driehoeks­mossel (Dreissena polymorpha). Deze soort dreigt te worden verdrongen door een nieuwe immigrant die ook afkomstig is uit het Ponto-Caspische gebied, namelijk de vlokreeft Corophlum curvispinum, die thans het gehele riviertraject in beslag heeft genomen. Deze soort is eveneens een filteraar waarvan bij de Duitse grens dichtheden van meer dan 100.000 per m2 steenoppervlak zijn geconstateerd (van den Brink et al., 1991b).

Q O) J£

a H o

<0

c o o c o O

27

24

71

IK

15

12

1977 1983

Jaar

1985

Figuur 6. Concentraties van cadmium in de driehoeksmossel (Dreissena polymorpha) bij Lobith in mg kg-1 drooggewicht (naar de Wit et al., 1989).

239

Het aandeel van toxische stoffen in de veranderingen kan niet geïsoleerd van de overige factoren worden vastgesteld; experimenten en veldstudies geven aan dat zich effecten voordoen van toxische stoffen op vissen (van der Gaag et al., 1983; Slooff, 1983), macro-evertebraten (van Urk & bij de Vaate, 1990), fytoplankton (Friedrich & Viehweg, 1984) en bacteriën (Schmitt-Biegel & Obst,1989; de Zwart & Folkerts, 1990).

Verbeteringen in de waterkwaliteit van de Rijn, zoals een reductie van gehalten van zware metalen en pesticiden en een verhoging van het zuurstofgehalte, hebben geleid tot een gedeeltelijke terugkeer van verschillende soorten (Admiraal et al., in druk), waarbij dit voor een aantal kan worden toegeschreven aan vermindering van specifieke stoffen. De driehoeksmossel keerde terug na een sterke vermindering van de cadmiumgehalten van het Rijnwater. Deze mossel verdwijnt bij concentraties van cadmium in het water boven 1 ug 1'x

(hierbij treedt een accumulatie van dit metaal in de mossel op van 40 ug Cd g"1 drooggewicht ) en na verlaging beneden deze waarden in de jaren 70 en 80 keerde de soort terug (van Urk & Marquenie, 1989; Smit et al., 1991) ( f iguujr 6). Verlaging van de concentraties van cholinesteraseremmers heeft geleid tot de terugkeer ya n grote aantallen van dansmuggelarven (Chironomidae) (figuur 7) en kokerjuffer­larven (ffydropsyche en Ecnomus) (de Wit et al., 1989).

150Ó0

~ T r ~ i ~i i 1 1 1 — j — '75 '76 '77 '78 '79 •(£ '81 '82 '83 "84 '85

Figuur 7. Jaargemiddelde van cholinesteraseremmers in het Rijnwater te Lobith en de aantallen chironomi-denlarven in de IJssel (van Urk, ongepubli­ceerd ).

240

Relatieve toxiciteit

40

30

20

10

• N H 3

E l l watervlooien

forellen

mm

Lobith Rijn (zwevende stof) Wageningen

Nieuwe Ketelmeer Maas

W-haven Dordrecht

Figuur 8. Effecten op watervlooien, muggelarven en forellen bij (semi-)chronische blootstelling aan verdunningsreeksen van het poriewater van verschillende Rijnsedimenten (naar van de Guchte, 1989). NB = niet bepaald, NH3 = effecten gedeeltelijk het gevolg van hoge NH3-gehalten.

Door de terugkeer van veel bodemdieren is de dominantie van de blankvoorn (Rutxlus rutilus) over de andere vissoor­ten afgezwakt en komen nu meer bodemfouragerende vissoorten voor (van der Velde et al., 1990).

Reductie van de gehalten van zware metalen in het Rijnwater heeft ertoe geleid dat de toxiciteit van Rijnwater tussen 1975 en 1981 sterk verminderde en thans meer en meer gerelateerd is aan de concentraties van organische stoffen. Over de lengte-as van de rivier neemt de toxiciteit af, bij de IJssel zelfs tot aan de monding en bij de geïndustriali­seerde gebieden in de monding (Dordrecht, Rotterdam) neemt de toxiciteit weer toe (de Zwart & Folkerts, 1990).

In de monding van de Nieuwe Waterweg dringt een zouttong de rivier binnen, die vooral bij lage rivierafvoeren en storm op zee ver kan doordringen en zelfs het Haringvliet of het Hollandsen Diep kan bereiken. Fijn slib en andere deeltjes, die door de rivier worden aangevoerd bezinken in het noordelijk deltabekken (zie paragraaf Noordelijk Dektabekken). Bij contact van zoet water met zout water treedt uitvlokking op van het rivierslib, dat met de getij stroming met de zoute onderstroom uit de Nieuwe Waterweg wordt weggezogen, maar in rustig water zoals havens bezinkt. In een haven bereikt het slib door dichtheids­stromen zelfs de verste uithoeken (Roelfzema & Struijk, 1984). Dit slib vormt een enorm probleem. Zo'n 20 miljoen kubieke meter slib bezinkt in de haven van Rotterdam. Vijftig procent is verontreinigd met zware metalen en andere

241

schadelijke stoffen, vertoont een hoge toxiciteit (figuur 8) en wordt door de Rijn meegevoerd, de andere vijftig procent door de getijbeweging vanuit zee. Het dumpen van dit havenslib in zee en het meevoeren van verontreinigingen door het Rijnwater heeft een negatieve invloed op de conditie op de bodem fouragerende platvissen zoals bot (Platichthys flesus) en schar (Limanda limanda). Beide soorten vertonen langs de Nederlandse kust veel ziekteverschijnselen zoals tumoren (Vethaak, 1987; Van der Hoek et al., 1990).

4.2. IJsselmeer

Het IJsselmeer en het Noordelijke Deltabekken zijn beide zoetwaterreservoirs doorstroomd met Rijnwater; in het IJsselmeer is de verblijftijd ca een half jaar, en in het Noordelijk Deltabekken enkele dagen tot enkele weken. De oplading van het IJsselmeer met contaminanten gaat veel langzamer dan in het Noordelijk Deltabekken. Hierbij spelen processen als verdamping en afbraak en vooral "voorbezin-king" in het Ketelmeer een grote rol.

Het IJsselmeer is beschreven door van Eerden & --bij de Vaate (1984), Brocades-Zaalberg (198,5) en van Dessel (1988). Kenmerkend is het periodiek optreden van bloeien van cyanobacteriën, met name Microcystis, maar incidenteel ook Oscillatoria-soorten. Driehoeksmosselen en ondergedoken waterplanten verdwijnen bij voortdurende Oscillatoria-bloeien (Berger & Sweers, 1988). De isolatie van het Markermeer door dijken leidt tot een betere waterkwaliteit ten opzichte van het IJsselmeer. Zo zijn de nutriënten- en zware metaalgehalten in het Markermeer veel lager dan in het IJsselmeer (Ministerie van Verkeer en Waterstaat, 1990a). Op luchtfoto's valt het Markermeer op door zijn blauwige kleur terwijl het IJsselmeer groenig oogt, hetgeen aangeeft dat in het Markermeer het fytoplankton gedomineerd wordt door groenwieren en in het IJsselmeer door kiezel-wieren, groenwieren en cyanobaöteriën» De biovolumina van het fytoplankton in het IJsselmeer " zij h vele malen hoger dan in het Markermeer (Smit et al., manuscript). De belang­rijkste schakels in het oecosysteem .van het IJsselmeer zijn driehoeksmosselen (voedsel van duikeenden) (bij de Vaate, 1991) en spiering (Osmerus <eperlamis) (voedsel voor roofvissen zoals snoekbaars (Stizostedion luciperca) en paling (Rnguilla anguilla) en vogels zoals het nonnetje (Mergula albellum)). Olieboringen in het IJsselmeergebied zouden in geval van calamiteiten naast andere effecten (drinkwater) een ernstige bedreiging van de vogelstand van dit gebied vormen (van den Wall Bake, 1988).

Effecten van toxische contaminanten op macro-evertebraten lijken in het Ketelmeer aanwezig te zijn (van Urk & Kerkum, 1987a) en kunnen ook voor de rest van het IJsselmeer niet worden uitgesloten. Bij duikeenden konden geen grote verschillen in belasting tussen vervuilde en niet-vervuilde delen van het IJsselmeer worden aangetoond (de Koek et al., 1986), waarschijnlijk als gevolg van de grote mobiliteit van de vogels.

Verondersteld wordt dat aanvoer van PCB's naar de Friese wateren vanuit het IJsselmeer naast eutrofiëring mede de

242

oorzaak is van het verdwijnen van de visotter in Friesland (Lutra lutra) (Bergfeld, 1988; Walter, 1989). Het PCB-gehalte van het water van het Markermeer is veel lager dan van het IJsselmeer zodat het in Noord-Holland ingelaten water vanuit het Markermeer minder belastend is dan vanuit het IJsselmeer in Friesland. Via regenwater komen echter overal veel PCB's in het oppervlaktewater terecht (Berg-feld, 1988).

4.3. Noordelijk Deltabekken

De afsluiting van de estuaria van de Rijn en Maas door de dammen van de Deltawerken heeft duidelijk negatieve gevolgen gehad voor grote delen van deze gebieden waar verontreinigd slib bezinkt o.a. Biesbosch, Nieuwe Merwede, Amer, in mindere mate het Hollandsen Diep en het Haringvliet. De dammen in de Grevelingen hebben door het weren van Rijnwater geleid tot een rijk en interessant brakwatermeer (Nienhuis, 1985). In het Noordelijk Deltabekken treedt sterke vervui­ling van de onderwaterbodem op door PAK's, PCB's en zware metalen. Muggelarven in de Biesbosch vertonen veel afwij­kingen en een hoge sterfte. De PCB-gehalten in futen (Podiceps cristatus) zijn tien keer hoger dan in/ schone gebieden (Anonymus, 1989). In palingen (Rngullla anguilla) zijn de PCB- en HCB-gehalten zeer hoog (Leuven & Biekart, 1990) (figuur 9).

In het Noordelijk Deltabekken zijn de effecten van toxische contaminanten duidelijk aanwezig: het broedsucces van aalscholver (Phalacrocorax caröo) in de Biesbosch is zeer laag (Boudewijn et al., 1989; Dirksen et al., 1989) en de bodemfauna in de meest gecontamineerde sedimenten is zeer arm (Smit, 1989). Een risicoschatting voor een groot aantal soorten wordt gegeven door Gleichman-Verheyen & Ma (1989 ). Een illustratie van potentiële risico's vormt een experiment waarin kuifeenden (Aythya fuligula) gedurende een lange periode gevoerd werden met driehoeksmosselen uit het verontreinigde Haringvliet (Marquenie et al., 1986). Bij deze proefgroep bleek de reproductie negatief te worden beïnvloed ten opzichte van een controlegroep, gevoerd met mosselen uit het schonere Markermeer.

9 4000

2000

1000

- PCB-153

•PCB-52

£ 10000

i

s 5 5000

197S 1980 1982 1984 1086 1088 1990 1976 1978 1982 1984 1988 1990

Figuur 9. Links: trends in hoeveelheden PCB-153 en 52 in paling bij Lobith in 1988. Rechts: trends in gehalten van PCB-153 en p.,p'DDE in paling afkomstig uit het Haringvliet (naar van der Valk et al., 1989).

243

In feite lopen alle vis en vleesetende watervogels gevaar; het minst de meerkoet (Fulica atra) vanwege zijn deels vegetarisch dieet. Ook vogels in moerasbossen langs de rivier lopen gevaar (Roos, 1990).

4.4. Rivierbegeleidende wateren en het winterbed

De levensgemeenschappen van de stagnante wateren in het winterbed van de grote rivieren in relatie tot abiotische parameters zijn recentelijk beschreven door van den Brink (1990). Deze rivierbegeleidende wateren omvatten voormalige rivierlopen, doorbraakkolken en klei-, zand- en grindgaten. Afhankelijk van het afvoerregime en de plaatselijke hydrologische omstandigheden, zoals de hoogteligging van de plas in de uiterwaarden en de aanwezigheid van natuurlijke of kunstmatige verhogingen tussen de plas en de rivier, overspoelen deze wateren langer en vaker of korter en minder frequent met rivierwater. Als gevolg hiervan lijkt de watersamenstelling van de plassen die het meest frequent of langdurig geïnundeerd worden het meest op het rivierwater, met hoge gehalten aan zouten, voedingsstoffen en -metaal­ionen. In deze frequent overstroomde wateren zijn de gevolgen van de hoge voedingsstoffengehalten zichtbaar: er heersen frequent optredende fytoplanktonbloeien, vaak gedomineerd door cyanobacteriën als Microcystis aeruginosa en Rphanizomenon flos-aquae (van den Brink, 1990), terwijl ondergedoken waterplanten afwezig zijn (Maenen, 1989; van den Brink, 1990; van den Brink et al., 1991a).

In het algemeen geldt dat bij een toenemende overstro­mingsfrequentie de diversiteit aan water- en oeverplanten, zoö- en fytoplanktontaxa en aan macro-evertebraten afneemt en treedt er een nivellering van de aquatische levensge­meenschappen op. Bij een toenemende rivierinvlded treedt een verschuiving op van door waterplanten gedomineerde oecosystemen naar systemen die door fytoplankton worden gedomineerd (van den Brink £ *yan der Velde, 1991).' In de door het Rijnwater geïnundeerde plessen treedt er bij de macro-evertebraten een dominantie op van verschillende zouttolerante soorten. In hoeverre 'zware metalen en organische microverontreinigingen de aquatische levensge­meenschappen beïnvloeden is onbekend. '.

Op plaatsen waar stagnante wateren aan hogere zandgronden grenzen, zoals de stuwwal tussen Nijmegen en Mook evenals de Veluwe en de Utrechtse heuvelrug, treedt er een verbe­tering op van de waterkwaliteit door instroming van grondwater dat veel lagere zout- en voedingsstoffengehalten bevat dan het rivierwater. Effecten van deze kwel zijn zichtbaar op de aquatische levensgemeenschappen: er komen bijzondere soorten van mesotrofe wateren voor, zoals de watertreders Haliplus lineolatus, H. varius en H. wehhkei en de muggelarve Stictochironomus sp. (van den Brink, 1990). In de uiterwaarden worden op overstroomde plaatsen hogere metaalgehalten in de bodem gemeten. Bij toenemende frequen­tie en duur van de overstroming van het rivierwater nemen deze gehalten toe (van Broekhoven & Demon, 1989), net zoals bij de onderwaterbodems van de uiterwaardpiassen (zie boven). Grassen en andere planten nemen deze metalen op en

244

herbivoren ondervinden hier de schadelijke gevolgen van o.m. door te hoge kopergehalten (Leuven & Biekart, 1990). Bovendien blijkt de opname van zware metalen door planten gestimuleerd te worden door hoge fosfaatconcentraties in de bodem (Otte, 1991). Van een aantal toppredatoren die o.a. fourageren in de uiterwaarden is gebleken dat, vergeleken met individuen in het buitendijkse gebied, een aantal stoffen in hogere gehalten in het lichaam voorkomen. Dit geldt voor PCB's in ekster (Pica pica)- en steenuilen (Athena noctua)eieren, HCB in ekstereieren en cadmium in de nieren van dassen (Mêles meles). Deze toppredatoren lopen extra risico. De uiterwaarden zijn ongeschikt als biotoop voor de otter (Lutra lutra) omdat de PCB-gehalten van de riviervissen, het hoofdvoedsel, te hoog zijn (Van Broekhoven & Demon, 1989). Bij toenemende overstroming neemt ook de eutrofiëring van de uiterwaarden toe, waardoor ruigtevege­taties ontstaan van planten zoals de Grote brandnetel (Urtica dioica) (de Graaf, 1990; de Graaf et al., 1990).

4.5. Veenplassen en andere stagnante wateren

Door het toegenomen gebruik van het grondwater, de versnelde afvoer van water via waterlopen naar de lagere delen van ons land en wegzijging als gevolg van voortgaande landinrichtingsactiviteiten is het grondwaterpeil in ons land gedaald. Dit leidt tot verdrogingsverschijnselen in grote delen van Nederland (zie voor een overzicht van de problemen: Leuven & Bles, 1989). Het verdrogingsprobleem tracht men dan op te lossen door systeem-vreemd water in te laten. Een overzicht van de effekten van de inlaat van Rijnwater op de waterkwaliteit en de vegetatie-ontwikkeling in laag- en hoogveenplassen, duingebieden en poldersloten wordt gegeven door Roelofs & Cals (1989 ). Inlaat van Rijnwater vindt plaats via kanalen, sloten en sluizen en via de grote waterbekkens gevoed door Rijnwater zoals het IJsselmeer. De aanleg van de Afsluitdijk en de inlaat van IJsselmeerwater leidt in Friesland, Groningen en Noord-Holland tot een steeds verdere verzoeting van de voormalige brakwatergebieden en een verzilting van de echte zoetwater-gebieden en daarmee tot een nivellering van de eens zo gevarieerde levensgemeenschappen.

Door het afgraven van laagveen zijn in de afgelopen eeuwen vele laagveenplassen ontstaan. Blijvende peilverlaging heeft ernstige consequenties voor veengebieden, omdat veen bij verdroging inklinkt, hetgeen tot grondverzakking kan leiden. Sinds enkele tientallen jaren houdt men daarom veel veenplassen en andere stagnante wateren op peil door wateraanvoer vanuit de grote rivieren en het IJsselmeer. Voorbeelden zijn o.a. de Utrechtse Vechtplassen en de Overijsselse Wieden en Weerribben. Als gevolg van het inlaten van Rijnwater in veenplassen treedt er eutrofiëring van het water op, waardoor een nivellering van de toestand van de levensgemeenschappen optreedt (Koerselman & Ver­hoeven, 1989; Roelofs & Cals, 1989; van Wirdum, 1989). Een van de meest opvallende gevolgen van de veranderde waterkwa­liteit was de enorme achteruitgang van Krabbescheer (Stratiotes aloides).

245

Recent onderzoek heeft aangetoond dat de eutrofiëring en verslechtering van de waterkwaliteit in veengebieden niet alleen is toe te schrijven aan externe aanvoer van meststoffen (fosfor en stikstof), maar ook samenhangt met interne eutrofiëring (figuur 10 ). Deze eutrofiëring is het gevolg van een versterkte mineralisatie in de veenbodem, waarbij het hoge bicarbonaat- en sulfaatgehalte van het Rijnwater een bepalende rol speelt (Roelofs & Cals, 1989). De krabbescheervegetaties gaan achteruit door onder anaërobe omstandigheden in de bodem gevormde toxinen, zoals sulfiden, die leiden tot het afsterven van de planten. De optredende verlaging van de kooldioxide-concentratie, de troebeling van het water, o.a door planktonbloei en het weker worden van het veen waardoor vanuit de bodem door de toegenomen gasvorming deeltjes opwervelen, werken bovendien remmend op de fotosynthese van de ondergedoken krabbescheerplanten (Roelofs, 1991). Experimenten met isolatie van veenplassen t.o.v. kanalen en meren waarin IJsselmeerwater wordt

DALING REDOXPOTENTIAAL INTERNE EUTROFIËRING toename stikstof- en fosfaatgehalte a.g.v.

versnelde afbraak

aaiing zuurstofgehalte, en vorming toxinen door:

- reductie SOf, * vorming HCO3 en sulfiden

- remming nitrificatie * verhoogde ammonium- en nitrietconcentraties

- reductie Fe * » Fe * * verhoogde fosfaat­concentratie

ALKALINISATIE

Figuur 10. Processen in laagvenen door inlaat van Rijnwater (naar Roelofs en Cals, 1989).

246

Veertigmad Negenmad

• : Cryptophyceae; g : Chrysophyceae; Q : Diatoms; Q: Chlorophyceae; Cyanophyceae.

Figuur 11. De fytoplanktonsamenstelling in relatieve aantallen in twee veenplassen (Veertigmad en Negenmad) gedurende 1984-1986. Plas Negenmad is geïsoleerd van IJsselmeerwater (naar de Haan et al., 1988).

binnengelaten leidden tot minder zout (ca. 50%), humuszuur-rijker (ca. 50%) en meer ijzerhoudend water, waardoor humusijzerfosfaatverbindingen ontstaan en de fosfaatbeschik-baarheid vermindert. Hierdoor halveerde de fytoplankton-dichtheid en gingen flagellate algen (Chrysophyceae, Cryptophyta) weer domineren ten koste van filamenteuze en problemen veroorzakende cyanobacteriën (de Haan et al., 1988) (figuur 11). Inlaat van Rijnwater heeft ook tot een nivellering van de toestand van vochtige duingemeenschappen geleid. Sinds het midden van de jaren vijftig worden veel duingebieden in West-Nederland geïnfiltreerd met Rijnwater, nadat op de zoetwatervoorraad onder het duingebied door jarenlange drinkwaterwinning sterk was ingeteerd (van Dijk, 1989). De aantasting van de voorraad zuiver grondwater bedreigde niet alleen de waterwinning, maar leidde tot een steeds sterkere zoute kwel in het achterland. Door de gedaalde grondwaterstand werden bovendien de oecosystemen van de vochtige duinvalleien aangetast en verdwenen verschillende freatofyten zoals Parnassia (Parnassia palustris), Knopbies (Schoenus nigricans) en diverse soorten orchideeën (van Dijk, 1984; 1989). Het gevolg van de infiltratie met Rijnwater was een algehele verruiging van de vegetatie met soorten van zeer voedselrijke milieus zoals Grote brandnetel, Harig wilgeroosje (Epilobium hirsutum), Leverkruid (Eupatorium cannabinum) en Akkerdistel (Cirsium arvense), terwijl de oorspronkelijke freatofyten, die verdwenen waren door de eerdere verdroging als gevolg van wateronttrekking, niet terugkeerden. Voor de verruiging van de vegetatie lijkt vooral het met Rijnwater aangevoerde fosfaat verantwoordelijk te zijn (van Dijk, 1989).

4.6. Brakke getijdenwateren, kustzone van de Noordzee en Waddenzee

Op regionale (fluviale) schaal is de eutrofiëring van de

247

kustgebieden van de Noordzee en van de Waddenzee door een toevoer van een overmaat aan voedingsstoffen, zoals stikstofverbindingen en fosfaten, uit de rivieren, waaronder de Rijn een probleem. Het Rijnwater uit Haringvliet en Nieuwe Waterweg mengt zich over een betrekkelijk smalle strook van ca. 15 km, afhankelijk van de overheersende windrichting, met zeewater uit het zuiden en stroomt vervolgens noordwaarts door het getijgedreven resttransport. Een ander deel van het Rijnwater stroomt via de IJssel naar het IJsselmeer en komt via de uitwateringssluizen van de Afsluitdijk in de Waddenzee. Zowel in de kustzone als in de Waddenzee zijn de nutriëntenconcentraties verhoogd ten opzichte van de jaren 30 en 50 (de Jonge, 1990; Riegman, 1991; Riegman et al., in druk; van der Veer et al., 1989). Deze verhoging van de absolute concentraties aan nutriënten heeft gevolgen gehad voor de primaire productie en de algenbiomassa van de Hollandse kustzone, zoals die onder andere gemeten is in het Marsdiep, en in het bijzonder van de westelijke Waddenzee (Beukema & Cadée, 1987; de Jonge, 1990; Cadée, 1991; Cadée & Hegeman, 1991).

In het algemeen heeft de eutrofiëring geleid *'tot een verhoging van de primaire produktie», en een verlaging van de soortendiversiteit. Vooral de langlevende en zich langzaam reproducerende soorten, die een stabiliserende invloed hebben op de totale aantallen organismen in het systeem, verdwijnen het eerst en worden vervangen door opportunis­tische, snelgroeiende soorten.

Zo treden in het voorjaar en in de zomer langs onze kust en in het Marsdiep algenbloeien op, die een uitvloeisel zijn van de rijkdom aan nutriënten en geschikte groeicondities door licht en temperatuur. De voorjaarsbloei van kiezel­wieren wordt- in ons kustwater gelimiteerd door- silicium, een nutriënt waarvan de vrachten niet sterk door menselijke activiteiten beïnvloed worden, maar waarvan de vrachten wel van jaar op jaar sterk « Ijunnen verschillen (Sœhaub & Gieskes, 1991). Vervolgens tréfedt ,een successie op, waarin kolonievormende flagellate algen van hét geslacht Phaeocys­tis en later, afhankelijk van de lacatie, flagellaten of dinoflagellaten een belangrijke rol spelen (Koeman et al., 1991; Colijn, 1991). Ook treedt later in, de zomer soms opnieuw groei van diatomeeën op wanneer het 'siliciumgehalte weer is toegenomen (Koeman et al., 1991).

In het Marsdiep is geconstateerd dat algenbloeien van Phaeocystis, die bij afbraak schuim op het strand veroor­zaken, steeds langduriger optreden. De periode is toegenomen van ca. 30 dagen in het begin van de jaren zeventig tot meer dan honderd dagen gedurende de laatste jaren (Cadée, 1991; Riegman, 1991). «V

Recentelijk is door Riegman (1991) het mechanisme ontrafeld waardoor Phaeocystis in de zomer zo sterk dominant is geworden in het Marsdiep. Uit competitie-experimenten tussen Phaeocystis en andere flagellaten bleek dat bij lage N/P-ratio's Phaeocystis andere algen gaat overheersen. Uit een analyse van N/P ratio's in het Marsdiep blijkt bovendien dat deze ratio's sinds 1978 sterk zijn gedaald, van ca. 40 tot ca. 15, mede ten gevolge van de aanleg van de Houtrib-dijk in het IJsselmeer. Door de aanleg van deze dijk is een

248

deel van het IJsselmeer niet meer beschikbaar voor de opslag van fosfaat in de bodem, waardoor de vracht naar de westelijke Waddenzee relatief sterker is toegenomen dan de stikstofbelasting. Tegelijkertijd is gevonden dat de gemiddelde hoeveelheid chlorofyl in het Marsdiep gestegen is van 5 naar 8 ing m3, Een ander punt is dat de verhouding van nitraat tot ammonium door zuiveringsmaatregelen veranderd is ten gunste van de nitraatvorm. Bij groei onder nitraat-limitatie worden uitsluitend kolonies van Phaeocystis gevormd. Verwacht mag worden dat een reductie van P en N, waarbij P opnieuw limiterend wordt in het zeegebied van onze kust, zal leiden tot een terugdringing van Phaeocystis, maar voorzichtigheid is geboden. Wanneer ook selectieve begrazing een selectiefactor is, wordt verwacht dat slecht eetbare, en zelfs toxische dinoflagellaten meer op de voorgrond zullen treden (Riegman, 1991).

De toegenomen hoeveelheden P en N in het Rijnwater, respectievelijk 5 en 10 zoveel als 50 jaar geleden leiden tot een 3-5 maal hogere concentratie van deze nutriënten en tot een 2-3 maal hogere primaire productie langs de Nederlandse kust. Deze hogere productie is ten dele positief te waarderen aangezien filteraars in de Waddenzee van een verhoogd voedselaanbod zullen profiteren (Beukema & Cadée, 1987; de Jonge, 1990). De aantallen bodemdieren op wadplaten zijn de laatste 10 à 15 jaar sterk toegenomen; de biomassa van bodemdieren verdubbelde evenals hun productie. Bij het nonnetje (Hacoma balthica) werd een steeds betere groei geconstateerd (Beukema & Cadée, 1987). Mogelijk is er ook een sterke toename van algen als zeesla (Ulva) door de overmaat aan nutriënten. Gezien hun manier van groeien, eerst vastzittend, later ronddrijvend, is het moeilijk zo'n effect met zekerheid vast te stellen.

De mogelijke afname van nutriëntenvracht naar de Noordzee in het kader van de door de Ministersconferentie genomen 50% reductiemaatregelen is door sommigen (Boddeke & Hagel, 1991) al aangegrepen om relaties te leggen tussen neergaande trends in fosfaatvrachten bij Lobith en een achteruitgang in de visstand van de Noordzee. Deze conclusie is echter om een aantal redenen uiterst voorbarig gezien het feit dat de vracht bij Hoek van Holland nog practisch niet is afgenomen. Derhalve is een achteruitgang in de groei van garnalen (Crangon crangon) voor onze kust hiermee dus niet direct gecorreleerd. Bovendien is de eerder gesignaleerde toename van de visserij-opbrengsten waarschijnlijk eerder een effect van verhoogde en verbeterde visserij-inspanning dan van grotere stocks. Dat in de toekomst de reductiemaatregelen effecten zullen hebben lijkt echter wel waarschijnlijk, maar ze zullen zeker met de nodige vertragingen optreden.

Dat een verhoogde primaire productie ook een aantal schaduwzijden heeft, is duidelijk. De mogelijkheid tot de vorming van lastige en zelfs giftige algenbloeien werd reeds aangeduid. Ook het massaal afsterven van algen leidt tot problemen, vooral met betrekking tot de zuurstofconcentratie in het water. Het bekendste voorbeeld is de sterfte van bodemdieren in de Duitse bocht door zuurstofloosheid in het begin van de jaren tachtig (von Westernhagen et al., 1986). Ook in andere bekkens met een geringe watercirculatie, zoals

249

de Noorse fjorden, baaien langs de Zweedse westkust en in de Oostzee, treden dit soort effecten op (Colijn, 1991). In de Waddenzee is er echter een goede watercirculatie.

De Oosterschelde is op dit moment het enige getijdewater waar een omgekeerde trend in de nutriëntenconcentraties optreedt: door de afsluiting van de zoetwatertoevoer is een unieke situatie ontstaan die zich goed leent voor een analyse van de effecten bij een reductie van deze voedings­stoffen. Een duidelijk effect op de primaire produktie is nog niet waargenomen, wel op de fytoplanktonsamenstelling (Bakker et al., 1990), die door het verbeterde lichtklimaat sterker bepaald wordt door zomersoorten. Een hypothese over het tot expressie komen van eutrofiëringsverschijnselen is dat door de aanwezigheid van microverontreinigingen de begrazing door het zoöplankton op het fytoplankton ver­minderd is (Scholten, Marquenie, pers. meded.). Nadere studie is hier gewenst.

Naast effecten van voedingsstoffen vanuit de Rijn treden ook effecten van organische microverontreinigingen op in de Waddenzee. De effecten van het Rijnwater op de bodemfauna langs de Nederlandse westkust zijn onduidelijk door het ontbreken van een goed biomonitor;Lngsprogramma. De voor­handen zijnde gegevens zijn samengevat door Oosterbaan (1989). Vooral in de jaren zestig zijn veranderingen geconstateerd in de kustfauna toen ook de concentraties van contaminanten in het Rijnwater een hoogtepunt bereikten. Er trad een sterke verarming in de soortensamenstelling op en een dominantie van de Witte dunschaal (Abra alba) die tolerant is voor lage zoutgehalten en vervuiling. Deze inzinking wordt vooral toegeschreven aan het lozen van pesticiden (telodrin) in het Botlekgebied. Ze is later niet meer waargenomen (Oosterbaan, 1989). In dezelfde tijd vond sterfte van Grote sterns (Sterna sandvicensis) plaats in het westelijke waddengebied.

Kwik vormt een probleem vqpr de zeehond (Phoca vit-ulina) en andere zeezoogdieren (van H»aften, ^974). De vermindering van de reproductie bij de zeehond door "PCB's wordt ook aan de Rijn-invloed toegeschreven. Effecten op andere zeezoog­dieren zijn minder gedocumenteerd, maar kunnen wel degelijk aanwezig zijn. De modelberekeningen van Tateya et al. (1989) wijzen erop, dat in de nabije toekomst.de PCB-concentraties in zeezoogdieren nog zullen toenemen waarbij wereldwijde effecten van PCB's niet onmogelijk zijn; gesuggereerd is zelfs dat veel soorten zullen uitsterven.

5. Prognose Rijnwaterkwaliteit

5.1. Sanering lozingen v

Uit het voorgaande zal duidelijk zijn dat de Rijnwater­kwaliteit een sleutelfactor is bij de chemische belasting van het oppervlaktewater in Nederland. De vooruitzichten op een herstel zijn niet in alle opzichten rooskleurig.

Wel is er in de laatste 10 à 15 jaar een verbetering van de Rijnwaterkwaliteit opgetreden (zie boven). Vooral in de jaren zeventig trad veel verbetering op o.a. door de aanleg van waterzuiveringsinstallaties maar in de jaren tachtig

250

stagneerde de Rijnsanering (van der Veen, 1985). Thans bestaat er een Rijn Actieplan, waarin afspraken zijn vastgelegd voor een verdere sanering van lozingen van prioritaire stoffen. Dit betreft echter tot dusver slechts de halvering van de emissies van een dertigtal stoffen (tabel 2 ) die weliswaar ecotoxicologisch in een kwade reuk staan, maar waarvan allerminst vaststaat dat deze de hoofdoorzaak zijn van de eerder beschreven effecten.

Tabel 2. Stoffen en effecten welke verminderd dienen te worden in het Rijn Actie Programma (uit: Van Leeuwen & Van Urk, 1989)

Reeds behandeld en

Te behandelen Andere stoffen

effectparameters

kwik cadmium chroom koper nikkel zink lood tetrachloorkoolstof chloroform polychloorbiphenylen

"drins" endosulfan chloornitrobenzeen trichloorbenzeen hexachloorbenzeen hexachloorbutadi pentachloorfenol trichlooretheen tetrachlooretheen chloorani1ine parathion

fosfaat ammonium

Somparameters

en AOX

Biologische parameters

toxiciteit voor:

1,1,1-trichloorethaan vissen 1,2-dichloorethaan Daphnia 's benzeen algen

bacteriën mutagen!teit AChE-remming

Hoe in het kader van emissie-reductie biologische parameters zullen worden gehanteerd dient nog te worden afgewacht; er zijn relaties gevonden tussen veranderingen in het ecosysteem en de resultaten van toxiciteitsproeven als omschreven in paragraaf Zware metalen en organische microverbindingen, maar het onderzoek op dit gebied is nog gering.

Vermindering van de enorme eutrofiërende invloed van de Rijn zou een reductie van N en P van 75-90% noodzakelijk maken. De voorjaarbloeien van kiezelwieren verbruiken lang niet alle N en P, zodat bloeien van ongewenste algen en cyanobacteriën zich kunnen voordoen. Bij een reductie van 50% zoals in het Rijn Aktie-plan wordt voorgesteld zal de Si/N ratio stijgen van 0,7 naar 1,5. De elementaire samenstelling van kiezelwieren geeft aan dat een mg Si/mg N verhouding noodzakelijk is van 3,0 (Admiraal & van der Vlugt, 1990). Reductie van het zoutgehalte van het

251

80.000

60.000 -

40.000

20.000

< a.

Figuur 12. Belasting van het Nederlandse oppervlaktewater in 1985 met vervuilende stoffen en hun oorsprong (naar RIZA, 1990).

Rijnwater, zoals al jaren gepoogd wordt te bereiken in verband met de drinkwatervoorziening en de kasteelt, zou in ieder geval kunnen leiden tot een betere groei van water­planten in het rivierengebied (Maenen, 1989) en mogelijk ook tot een recolonisatie van de bodembewonende rivier-macro-evertebraten. De gevolgen van een dergelijke zoutre-ductie voor de rivieroecosystemen zijn echter totaal niet onderzocht (Vanhemelrijk, 1990). Vooral vanwege de vele diffuse bronnen van een groot aantal stoffen zullen de beoogde reducties in lang niet alle gevallen gehaald worden (figuur 12) (RIZA, 1990). Ook moet men alert blijven op de effecten van stoffen die bovenstaande stoffen vervangen. Een voorbeeld vormt het gebruik van Ugilec's als vervanging voor PCB's. Onderzoek heeft rfiangetoqnd dat deze stoffen dezelfde effecten, verspreiding "en 'accumulatiepatronen vertonen als de PCB's. Gehalten van ygilec's in de vissen van de grote rivieren zijn duidelijk verhoogd (Landbouw-adviescommissie, 1990).

5.2. Calamiteiten

Behalve (nog steeds) reguliere lozingen van bedrijven en woongebieden en met (rest)emissies uit zuiveringsin­stallaties moet ook rekening worden gehouden met illegale lozingen of calamiteiten. Illegale lozingen van olie afkomstig van Industrien en scheepvaart vormen een voort­durende bron van vervuiling. Met olie doordrenkte kieiige sedimenten zijn bijna levenloos. De reguliere controle zal echter nooit alle lozingen kunnen

voorkomen. Behalve calamiteiten van de omvang van de Endosulfan-affaire in 1969 en "Sandoz" in 1986 is er een groot aantal meldingen van kleinere lozingen; tabel 3 geeft een overzicht van de meldingen bij Rijkswaterstaat in de periode 1987-1989.

252

Oisulfoton [jug/l ]

30-

15 -

. MaximiliansQu , km 362

-r Mainz km 496

mengmonster x sreekmonster

Vuren (Waal I,km 952

I I i i i l—i—l—l—i—i—i—I—i—i i l l i l l—i l i—I—i—r-1—r-i—l—r-i—r—l—r-l—r—m—i "1 l—r— & 12 IS I 6 12 t« I 6 12 1B I & 12 IS i 12 IS 6 12 16 i 12 IS | 6 12 18 I 6 12 18 I S 12 18 I S 12 18

4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 H november 1986

Figuur 13. Verloop van disulfonconcentraties op vier meetpunten na het Sandoz-ongeval dd. 01-11-1986 (naar Hoogweg et al., 1987).

Het aantal meldingen vertoont in de laatste jaren een stijging, die is toe te schrijven aan het betere signa-lerings- en waarschuwingssysteem en een melding door bedrijven (Schäfer & Breukel, 1990). De effecten op de oecosystemen en de omvang en duur daarvan zijn afhankelijk van omvang van de calamiteit, de duur daarvan en de aard van de stof en de plaats waar de ramp gebeurt.

In het geval van het Sandoz-ongeluk waren de stoffen (disulfoton, thiometon, parathion en ethylacetaat) uiteinde­lijk zover verdund dat ze in Nederland alleen schade toebrachten aan insektelarven (Güttinger & Stumm, 1990; van Urk & Kerkum, 1987a; 1987b) (figuur 13).

5.3. Waterbodemproblematiek

De mate van sanering van emissies op de Rijn en de preventie van illegale lozingen of calamiteiten is een onzekere factor voor het bepalen van het oecotoopherstel. Diverse scenario's voor verschillende emissiebeperkingen en streefbeelden zijn ontwikkeld die aangeven dat de beste oecologische herstelkansen liggen in de meergebieden zoals het IJsselmeer, Zoommeer, Benedenrivieren, Veluwemeer,

253

Tabel 3.

Aard stof

Overzicht van calamiteiten op de Rijn in de jaren 1987-1989 (Schäfer & Breukel, 1990).

Aantal meldingen

Olie 33 Aromaten (benzeen, aniline etc.) 17 Gechloreerde organische oplosmiddelen (tetra, tri) 12 Nitroverbindingen (nitrobenzeen etc) 8 Anorganische verbindingen (zware metalen, zouten) 10 Bestrijdingsmiddelen 11 Diversen 36

Zwarte meren en dan pas in de rivieren (Laane et al., 1990). Volstrekt zeker is echter dat de in de waterbodem aanwezige stoffen een eventueel herstel aanzienlijk zullen vertragen. In sedimentatiegebieden liggen enorme hoeveelheden zware metalen en organische verontreinigingen opgeslagen: 500 ton kwik, 1000 ton cadmium, 12.000 ton koper, 22.000 töh lood, 16.000 ton chroom, 68.000 ton zink, 800 ton gehalogeneerde koolwaterstoffen, 500 ton PAK's en .150.000 ton minerale olie (van Broekhoven, 1987). Een voorbeeld van vertraging levert kwik: de lozingen van kwik zijn - net als van andere zware metalen - aanzienlijk teruggelopen (figuur 4). Er is reeds teruggang in de zware metaalgehalten in het sediment van de Nieuwe Merwede geconstateerd (figuur 15). De metingen van kwik betreffen echter "totaal kwik", waarvan het meeste

-r-v-i 1 1 1 1 1 r 1900 1920 1930 191,0 1950 1960 1970 1980 1990

Figuur 14. Het verloop van gehalten van enkele zware metalen in afgezet sediment in de Rijn (Nieuwe Merwede) (genormeerd voor verschillen in korrelgrootte) (naar van Broekhoven, 1987).

254

•p -p a) HUD'S Xi £1

S 8 8 S 'S E

oo 6>|/6i1

(0 G

S S •I~>

S* xi ^

•o

G •H

(0 o

o) 2 o

C 3 10 'S > <D

0) Dl-rl — G 0) O •H BIO! h -H C« a) e .-i G 0)

x> UJ

o

G XI en 0 G

7 5 « Ö1T3 Ä 0) —

M C (31 h - n 3 (1) -H

0) H e G G

•H

m m rH i

m o

G (0 >

•H •P (0 H 3 e

•H

M ° C <D O

«""HS

h h rH CU 0) 0 )0 )0 ) e E T3 H H O 0) 0) -H •P P u 0) 0) 0) K « a

« S a

OO 6))/Dl( OO 6>f/Dl1

3 3 O)

•rH

255

anorganisch kwik betreft; de meest giftige kwikverbinding is echter methylkwik, dat in de waterbodem wordt gevormd uit andere kwikverbindingen. Methylkwik is enigszins vluchtig en kan daarom geleidelijk uit het systeem verdwijnen. De snelheid waarmee het gevormd wordt en de verdwijnsnelheid zijn echter zodanig, dat in het IJsselmeer de methylkwik-gehalten nog ca 100 jaar op het huidige niveau zullen blijven.

Voor cadmium is het niet mogelijk een dergelijk onder­scheid te maken naar de vorm waarin het voorkomt; hier moeten we uitgaan van het totaal-gehalte. Bij aanname van een 50% reductie door het te voeren beleid de gehalten in de bodem van het Ketelmeer/IJsselmeer maar zeer geleidelijk dalen. Uiteindelijk zal wel voldaan worden aan de huidige normen voor waterbodemkwaliteit; in het IJsselmeer is dit vooral het gevolg van het grote slibvolume door de hoge produktie van organisch materiaal als gevolg van algenbloei, waaraan cadmium zich kan binden en neerslaan: door een groter slibvolume valt dit slib in een lagere klasse van Cd-belasting.

Voor PCB's ligt het wat anders: in de binnenwateren is er thans een soort dynamisch evenwicht' tussen aanvoer en afvoer door verdamping. Wordt de aanvoer gehalveerd, dan wordt ook de concentratie gehalveerd, maar met een aanzienlijke onberekenbare vertraging als gevolg van nalevering. Opvallend is dat de gemeten PCB concentraties in water plus zwevende stof in de Rijn weliswaar dalen, maar dat dit nog niet weerspiegeld wordt in de concentraties van vooral de hoger gechloreerde PCB's in driehoeksmosselen. Blijkbaar is een gedeelte van de PCB's in de mosselen afkomstig uit diffuse nalevering bovenstrooms, waardoor nog geen halvering van de aanvoer van PCB's in het Nederlandse stroomgebied optreedt. De schattingen over het verloop van de PCB-gehalten in Ketelmeer- en IJsselmeerslib (figuur 15) kunnen dan ook aan de optimistische, kant zijn. Sanering «van de waterbodem van het Ketelmeer *versnel-t t de reductie van de gehalten in het sediment, maar heeft nog weinig invloed op de uiteindelijk in het IJsselmeer »te bereiken gehalten volgens het gehanteerde model • (Bruggeman et al., 1989; de Boer et al., 1991). ' «

6. Strategie voor chemisch oecosysteemherstel

Rijnwater is grotendeels regenwater dat op zijn weg naar ons toe effluenten van zuiveringsinstallaties opneemt, over verontreinigde grond stroomt en waarop intensieve scheep­vaart plaatsvindt. Het is dus twijfelachtig of de kwaliteit van het Rijnwater ooit aan de "bijzondere milieukwaliteit" kan voldoen. Gezien het belang van de Rijn in de water­huishouding van Nederland zou de kwaliteit ten minste aan de "algemene milieukwaliteit" moeten voldoen, volgens Omgaan met risico's en het Nationaal Milieubeieids Plan.

Volgens de in het kader van het stoffenbeleid ontwikkelde en binnen het projekt "Ecologische Inpasbaarheid Stoffen" gehanteerde risicofilosofie zou de belasting van het Rijnwater zodanig moeten zijn dat dit aan 95% van de daaraan blootgestelde soorten levenskansen biedt, echter alleen in

256

gebieden waar Rijnwater niet systeemvreemd is. Voor zowel de 95% van de soorten, die zich bij de algemene milieukwaliteit moeten kunnen handhaven, als de 5% die van de bijzondere milieukwaliteit afhankelijk zijn, is het van belang dat water met een kwaliteit beter dan Rijnwater optimaal benut wordt en niet onnodig wordt afgevoerd. Het verschil tussen een gebied met een eigen waterhuishouding en een gebied afhankelijk van de toevoer van rivierwater, wordt geïllu­streerd in de beheersproblematiek van de Oostvaardersplassen en de Biesbosch. De verschillende accenten zijn terug te voeren op aandacht voor het kwantiteitsbeheer in de Oostvaardersplassen (Iedema & Kik, 1986) en aandacht voor de gevolgen van de verontreinigde waterbodem in de Biesbosch (Gleichman-Verheijen & Ma, 1989). Illustratief zijn de vergelijking van de aalscholverkolonies (zie paragraaf Noordelijk Deltabekken) in beide gebieden en de bodemfauna. In de Oostvaardersplassen treffen we een individuenrijke bodemfauna aan met bijvoorbeeld meer dan 2000 Chironomus-larven per m2, in de Biesbosch een individuenarme bodemfauna (RIZA, ongepubliceerde gegevens). In feite is de grotere natuurwaarde van veel gebieden te danken aan isolatie van of ten opzichte van rivierwater: vergelijk Markermeer met IJsselmeer, Oostvaardersplassen met IJsselmeer, / Greve-lingenmeer met Haringvliet (van de Guchte, 1991; Nienhuis, 1985). Voor Oosterschelde is dit vroegtijdig ingezien (Wolff & Peelen, 1974). Het vasthouden van gebiedseigen water en isolatie kan alleen in grote eenheden waarvoor een onafhankelijk kwantiteitsbeheer kan worden gevoerd mits er mogelijkheden zijn voor voorraadvorming. In feite is reservering van water voor de natuur nodig. In de Derde Nota Waterhuishouding (Rijkswaterstaat, 1989) is dit met zoveel woorden gesteld (beleidslijn bij pakket 11: Grondwater), maar dit beleid is bij motie van de Tweede Kamer aan­gescherpt. Het areaal van verdroogde gebieden moet voor het jaar 2000 met 25 % omlaag. Er moet gestreefd worden naar integraal waterbeheer (Colijn, 1990). Waar toch (Rijn)water moet worden ingelaten, zou een aanvullende zuivering, bijvoorbeeld door helofyten-filters (rietvelden) of een filter met driehoeksmosselen (Reeders, 1990) of anderszins aanbeveling verdienen. De mogelijkheden hiervoor zijn beperkt bestudeerd en nog nauwelijks benut. De benodigde helofytenfilters blijken enorme oppervlakten in te nemen en zijn dus hoogstens additioneel bruikbaar (Duel & te Boekhorst, 1990). Biotoopherstel voor aan stromend water gebonden (rheofiele) soorten in het stroomgebied van Rijn die thans grotendeels verdwenen zijn uit het Nederlandse deel van de Rijn en soorten van zeer grootschalige systemen (IJsselmeer, Waddenzee) vergt waarschijnlijk zoveel bijzondere eisen, dat het wenselijk zou zijn de "algemene milieukwaliteit" bij te stellen; de toetsing van de haalbaarheid en de juistheid van de algemene milieukwaliteit moet uiteindelijk in de praktijk plaatsvinden.

Zeker is dat voor een oecologisch herstel van rivieroeco-systemen en kustgebieden een veel verdere reductie van stoffen nodig is dan thans voorgenomen. Hierbij moet rekening worden gehouden met nutriëntenratio's. Er moet meer aandacht komen voor diffuse verontreinigingsbronnen. Grote

257

problemen doen zich voor als de bodem langdurig nutriënten en organische microverontreinigingen heeft opgeladen. Isolatie is dan vaak niet genoeg om het oecosysteem te herstellen. Er zijn in dat geval intensieve en dure maatregelen nodig, zoals baggeren (Biekart & Leuven, 1991) en biomanipulatie, zoals ingrijpen in het visbestand (Van Donk & Gulati, 1989; Gulati et al., 1990). Problemen met de vervuilde onderwaterbodems in het riviergebied blijven ook na de reductie van de concentraties in het water bestaan. Overwogen wordt deze slibbodems naar zee te laten afstromen, bijvoorbeeld door het openzetten van de Haringvlietsluizen. In zee zijn geen duidelijke effecten van zware metalen bekend, doch organische microverontreinigingen blijven een probleem. Dergelijke maatregelen zijn echter in strijd met internationale afspraken om de Noordzee schoon te houden (Ministerie van Verkeer en Waterstaat, 1990b). Een alter­natief vormt het bevorderen van sedimentatie met schoner slib of het afdekken met zand, waarbij erosie voorkomen moet worden.

Literatuur

Admiraal, A.W. & van der Vlugt/ J.C., 1990. Impact of eutrophication on the silicate cycle of man-made basins in the Rhine delta. Hydrobiol. Bull., 24: 23-36.

Admiraal, A.W., van der Velde, G., Smit, H. & Cazemier, W.G., in druk. The rivers Rhine and Meuse in the Netherlands: present state and signs of recovery. Hydrobiologia.

Anonymus, 1989. Sterk vervuilde waterbodems bedreigen ook dierenwereld. H20, 22: 211.

Bakker, C , Herman, P.M.J. & Vink, M., 1990. Changes in seasonal succession of phytoplankton induced by storm surge barrier in the Oosterschelde (SW Netherlands). J. Plankt. Res., 12: 947-972» . '

Berger, C. & Sweers, H.E., J988. «The,IJsselmeer and its phytoplankton - with special attention to the suitability of the lake as a habitat for Oscillatoria agardhii Gom. J. Plankton Res., 10:#579-599.

Bergfeld, A., 1988. Milieu en otter. Uitgave Van Otter-werkgroep Noord-Holland en Stichting Otterstation Nederland. 53 pp.

Berghahn, R., Karbe, L., Seidel, U., Burchert, S. & Zeitner, R., 1986. Zur Okotoxikologie fluviatilen Baggerguts in Meer- und Brackwasser. Ergebnisse aus einem orientie­renden Aquariumexperiment. Vom Wasser, 66: 211-224.

Beukema, J.J. & Cadée, G.C., 1987. De eutrofiëring van ons kustwater: genoeg of al te veel? Vakblad voor Bib-logen, 67: 153-157.

Biekart, J.W. & Leuven, R.S.E.W., 1991. Van vuile bagger tot schoon slib. Waterbodemsanering: visies, onderzoek, oplossingen. Uitgave Stichting Natuur en Milieu en Stichting Nederland Gifvrij, Utrecht. 320 pp.

Boddeke, R. & Hagel, P., 1991. Eutrophication of the North Sea Continental zone, a blessing in disguise. Ongepubl. manuscript.

Boer, B. de, Bruggeman, W.A., Mol, G.A.J., van Rooij,

258

P.T.J.C, 1991. Horizon: kwaliteit van waterbodems op lange termijn, p. 270-282. In: J.W. Biekart & R.S.E.W. Leuven (red.), Van vuile bagger tot schoon slib. Waterbodemsanering: visies, onderzoek, oplossingen. Uitgave Stichting Natuur en Milieu en Stichting Nederland Gifvrij, Utrecht. 320 pp.

Botermans, Y.J.H. & Admiraal, W., 1989. Nitrification rates in the lower river Rhine as a monitor for ecological recovery. Hydrobiologia, 188/189: 649-658.

Botterweg, J., 1988. Continue signalering van toxische stoffen in het aquatisch milieu met behulp van biologi­sche bewakingssystemen - literatuurstudie. Publikaties en rapporten van het project 'Ecologisch Herstel Rijn', 5: 1-32.

Botterweg, J., van de Guchte, C. & van Breemen, L.W.C.A., 1989. Bio-alarmsystemen: een aanvulling op de traditio­nele bewaking van de waterkwaliteit. H20, 22: 788-794.

Boudewijn, T.J., Dirksen, S., Mes, R.G. & Slager, B.L.K., 1989. De Aalscholver: indicatorsoort voor de kwaliteit van de Nederlandse wateren? Limosa, 62: 96-97.

Brink, F.W.B, van den & van der Velde, G., 1986. Obser­vations on the distribution of the White Prawn /Palaemon longirostris H. Milne Edwards, 1837 (Crustacea, Decapoda, Natantia) in The Netherlands, with special reference to its occurrence in the major rivers. Arch. Hydrobiol., 107: 465-495.

Brink, F.W.B. van den, van der Velde, G. & Cazemier, W.G., 1990. The faunistic composition of the freshwater section of the river Rhine in The Netherlands: present state and changes since 1900. Limnologie aktuell, 1: 191-216.

Brink, F.W.B. van den, 1990. Typologie en waardering van stagnante wateren langs de grote rivieren in Nederland, op grond van waterplanten, plankton en macrofauna, in relatie tot fysisch-chemische parameters. Publikaties en rapporten van het projekt 'Ecologisch Herstel Rijn', 25: 1-157.

Brink, F.W.B, van den, Maenen, M.M.J., van der Velde, G. & bij de Vaate, A., 1991a. The (semi-) aquatic vegetation of still waters within the floodplains of the rivers Rhine and Meuse in The Netherlands: historical changes and the role of inundation. Verh. Internat. Verein. Limnol., 24, in druk.

Brink, F.W.B. van den, van der Velde, G. & Bij de Vaate, A., 1991b. Amphipod invasion. Nature, Vol. 351.

Brink, F.W.B. van den & van der Velde, G., 1991. Macro-zoobenthos of floodplain waters of the rivers Rhine and Meuse in the Netherlands: a structural and functional analysis in relation to hydrology. Regulated Rivers: research & management, in druk.

Brocades Zaalberg, R.W., 1985. Het ecosysteem van het IJsselmeer, opbouw en bedreiging. Uitgave Natuurmonu­menten en Stichting Natuur en Milieu, Utrecht. 215 pp.

Broekhoven, A.L.M, van, 1987. De Rijn in Nederland. Toestand en ontwikkelingen anno 1987. Rijkswaterstaat Dienst Binnenwateren/RIZA. Notanr. 87.061. 56 pp.

Broekhoven, A.L.M, van & Demon, J.H.M., 1989. Bodem­verontreiniging in de uiterwaarden. Rijkswaterstaat

259

DBW/RIZA nota 89.027. 40 pp. Bruggeman, W.A., de Vries, J. & de Vries, M.B., 1989.

Modellering van organische microverontreinigingen in oppervlaktewater, sediment en aguatische organismen. H20, 22: 204-211.

Bij de Vaate, A., 1991. Distribution and aspects of population dynamics of the zebra mussel, Dreissena poly-morpha (Pallas, 1771), in the lake IJsselmeer area (The Netherlands). Oecologia, 86: 40-50.

Cadée, G.C., 1991. Phytoplankton variability in the Marsdiep, 1980-1990. ICES Variability Symposium 1991/14-/2.

Cadée, G.C. & Hegeman, J., 1991. Phytoplankton primary production, chlorophyll and composition, organic carbon and turbidity in the Marsdiep in 1990 compared with earlier years. Hydrobiol. Bull, (verzonden).

Colijn, F., 1990. Integraal waterbeheer, nu of nooit! De Levende Natuur, 91: 194-196.

Colijn, F., 1991. Changes in plankton communities: when, where and why. ICES Variability Symposium 1991, Mariehamn (verzonden).

Dessel, B. van, 1988. Ecologische/ inventarisatie van het IJsselmeer. Rijksinstituut voor Natuurbeheer, Leersum. Rapport nr. 88/36. 82 pp.

Dijk, H.W.J. van, 1984. Invloeden van oppervlakte-in­filtratie ten behoeve van duinwaterwinning op kruid­achtige oevervegetaties. Diss. Wageningen. 240 pp.

Dijk, H.W.J. van, 1989. Effekten van de infiltratie op de vegetatie en bodem in duingebieden, p. 8-31.In: J.G.M. Roelofs (red.), Aanvoer van gebiedsvreemd water: omvang en effekten op oecosystemen. Katholieke Universiteit Nijmegen. 146 pp.

Dirksen, S., Boudewijn, T.J., Slager, L.K.. & Mes, R.G., 1989. Broedsucces van aalscholvers in relatie tot de vervuiling van het aquatis,che ecosysteem. Bureau Ecoland, Rapport 89-2, 115 pp. + biji&gen.# .

Donk, E. van & Gulati, R.-D. '(red.), 1989. Biomanipulation in the Netherlands: applications in .fresh-water ecosys­tems and estuarine waters. Hydrobiol. Bull., 23: 1-99.

Duel, H. & te Boekhorst,'J.K.M., 1990. Helofyfenfilters voor verbetering van de kwaliteit'van het oppervlaktewater in het landelijk gebied, een programmeringsstudie. TNO studiecentrum voor Milieuonderzoek, Delft, Staring Centrum, Wageningen, 102 pp.

Eerden, M.R. & Bij de Vaate, A., 1984. Natuurwaarden van het IJsselmeergebied: een inventarisatie van natuurwaarden van het open water in het IJsselmeergebied. Rijksdienst voor de IJsselmeerpolders, Lelystad. Flevoberictó 242. 73 pp.

Eysackers, H.J.P., Stortelder, P.B.M., van Leeuwen, G.J. & Higler, L.W.G., 1991. Waterbodemvervuiling: noodzaken de risico's sanering? p. 74-90. In: J.W. Biekart & R.S.E.W. Leuven (red.), Van vuile bagger tot schoon slib. Waterbodemsanering: visies, onderzoek, oplossingen. Uitgave Stichting Natuur en Milieu en Stichting Nederland Gifvrij, Utrecht. 320 pp.

Freudenthal, J., 1988. Organisch chemische verontreiniging

260

van de Rijn. H20, 21: 721-723. Friedrich, G. & Muller, D. , 1984. Rhine. In: B.A. Whitton

(red.) Ecology of European Rivers. Blackwell Scientific Publications, Oxford, 265-315.

Friedrich, G. & Viehweg, M., 1984. Recent developments of the phytoplankton and its activity in the Lower Rhine. Verh. Internat. Verein. Limnol., 22: 2029-2035.

Friedrich, G., 1990. Das Plankton des Rheins als Indikator. Limnol. aktuell, 1: 181-187.

Gaag, M.A. van der, Kerkhoff, J.F.J. van de, Klift, H.W. van der & Poels, C.L.M., 1983. Toxicological assessment of river quality in bioassays with fish. Environmental Monitoring Assessment, 3: 247-255.

Gleichman-Verheijen, E.C. & Ma, W., 1989. Consequenties van verontreiniging van de (water)bodem voor natuurwaarden in de Biesbosch. RIN-rapport 89/17. 91 pp.

Golterman, H.L., 1975. Chemistry, p. 39-80. In: B.A. Whitton (red.) River Ecology, Blackwell Scientific Publications, Oxford. 725 pp.

Graaf, M. de, 1990. Geen ooibossen maar brandnetels in de Betuwe? Plan Ooievaar geeft erg rooskleurig beeld. Tijdschrift voor ruimtelijke ordening en milieubeheer, 8: 8-12.

Graaf, M.C.C, de, van de Steeg, H.M., Voesenek, L.A.C.J. & Blom, C.W.P.M., 1990. Vegetatie in de uiterwaarden: de invloed van hydrologie, beheer en substraat. Publikaties en rapporten van het projekt 'Ecologisch Herstel Rijn', 16: 1-94.

Guchte, C. van de, 1989. Ecotoxicologisch onderzoek in relatie tot beleidsdoelstellingen, p. 29-36. In: E.CL. Marteijn (red.). Ecologisch Herstel Rijn-beleid en onderzoek. Publikaties en rapporten van het projekt 'Ecologisch Herstel Rijn', 9: 1-134. Guchte, C. van de, 1991. De Triade: een methode voor de beoordeling van verontreinigde waterbodems, p. 290-303. In:

J.W. Biekart & R.S.E.W. Leuven (red.), Van vuile bagger tot schoon slib. Waterbodemsanering: visies, onderzoek, oplossingen. Uitgave Stichting Natuur en Milieu en Stichting Nederland Gifvrij, Utrecht. 320 pp.

Gulati, R.-D., Lammens, E.H.R.R., Meijer, M.-L. & van Donk, E. (red.), 1990. Biomanipulation-tool for water manage­ment. Kluwer Academie Publishers, Dordrecht. 628 pp.

Güttinger, H. & Stumm, W., 1990. Okotoxikologie am Beispiel der Rheinverschmutzung durch den Chemie-Unfall bei Sandoz im Basel. Naturwissenschaften, 77: 253-261.

Haaften, J.L. van, 1974. Zeehonden langs de Nederlandse kust. Wetenschappelijke Mededelingen KNNV, 101: 1-36.

Haan, H. de, Hoogveld, H.L., de Boer, T., Voerman, J., Moed, J.R., Kramer, H.A. & Schrotenboer, J., 1988. Manipulation of chemistry and phytoplankton by hydrological interven­tion: a whole lake experiment in the northern Nether­lands. Freshwat. Biol., 20: 395-406.

Hartog, C. den, van den Brink, F.W.B. & van der Velde, G., 1989. Brackish-water invaders in the River Rhine. A bioindication for increased salinity level over the years. Naturwissenschaften, 76: 80-81.

Hellmann, H., 1987. Organische Spurenstoffe in Dreiphasen-

261

system Wasser-Schwebstoff-Luft; eine Einführung. Vom Wasser, 69: 11-22. Heymen, R., 1990. Resultaten van het waterkwaliteitsonderzoek in de Rijn in Nederland 1970-1989. Rijkswaterstaat DBW/RIZA. Nota nr. 90.048. 84 pp + bijlagen.

Hoek, A.W. van der, Stortelder, P.B.M., Bakker, T., Peters, H. & Roos, A., 1990. Waterbodems: van probleemanalyse naar oplossing.

Ministerie van Verkeer en Waterstaat, DBW/RIZA, DGW. Nota nr. 90.038. 185 pp.

Hoogweg, P.H.A. (vz), 1987. Betekenis van de Sandoz-calamiteit voor de bewaking van de kwaliteit van de Rijn. Coördinatiecommissie voor de metingen van radioactiviteit en xenobiotische stoffen. Commissie Rapportage Sandoz--calamiteit. 20 pp.

Iedema, C.W. & Kik, P., 1986. Het zoetwatermoeras de Oostvaardersplassen. Flevobericht nr. 259, RIJP Lelystad, 136 pp.

Irmer, U., Knauth, H.-D. & Weiier, K., 1985. Einflusz der Schwebstoffbildung auf Bindung und Verteilung ökotoxi­scher Schwermetalle in der Tide elbe. Vom Wasser, 65: 37-61. /

Jonge, de V.N., 1990. Response oï the Dutch Wadden Sea ecosystem to phosphorus discharges from the river Rhine. Hydrobiologia, 195: 49-62.

Kersten, M., Forstner, U., Calmano, W. & Ahlf, W., 1985. Freisetzung von Metallen bei der Oxidation von Schlammen--umwelt- chemische Aspekte der Baggergutdeponierung. Vom Wasser, 65: 21- 35.

Kinzelbach, R. & Friedrich, G., 1990. Biologie des Rheins. Limnologie aktuell, 1: 1-496.

Klink, A.G., 1989. The Lower Rhine: palaeoecological analysis, p. 183-201. In: G.E. Petts (red.). Historical change of large alluvial rivers: Western Europe. J. Wiley and Sons Ltd. zie p. 6 t , •

Klink, A., 1991. Ecologisch elev^nte^ faktoren bij het inrichten van een nevengeulenkomplex in de Rijn. Hydrobiol. Adviesburo Klink bv Wag«ningen, rapporten en mededelingen 36: 1-29 + bijlagen.•

Koek, W.C. de, Joziasse, 'J. & de Jong, P., 198j6. Ecotoxico-logisch onderzoek aan watervogels.' Inventarisatie van contaminantgehalten in het IJsselmeergebied. TNO-rapport R 85/227, 47 pp. + bijlagen.

Koeman, R., Rademaker, M. & Gremmen, W., 1991. Biologische monitoring van fytoplankton in de Nederlandse zoute en brakke wateren. Intern rapport Rijkswaterstaat Dienst Getijde Wateren. 99 pp.

Koerselman, W. & Verhoeven, J.T.A., 1989. Effecten van infiltratie van gebiedsvreemd water op trilvenen in het Noorderpark. p. 32-51. In: J.G.M. Roelofs (red.), Aanvoer van gebiedsvreemd water: omvang en effekten op oecosys-temen. Katholieke Universiteit Nijmegen. 146 pp.

Laane, W.E.M., Peters, J.S., Vanhemelrijk, J.A.M. & de Hoog, J.E.W., 1990. Effecten van waterbeheersmaatregelen op aquatische natuur. Rijkswaterstaat DBW/RIZA nota 90.081. 38 pp.

Landbouwadviescommissie Milieukritische stoffen. Stuurgroep

262

visverontreiniging, 1990. LAC-workshop Ugilec. 53 pp. Leeuwen, K. van & Urk, G. van, 1989. De Sandoz-calamiteit,

de balans na twee jaar. H20 22: 272-278. Leuven, R.S.E.W. & Blekart, J.W., 1990. Van vuile bagger tot

schoon slib. Natuur en Milieu, 14: 5-8. Leuven, R.S.E.W. & Bles, F.J.J. (red.), 1989. Verdroging in

Nederland. Oorzaken, omvang en oplossingen. Stichting Natuur en Milieu, Utrecht. 187 pp.

Maenen, M.M.J., 1989. Water- en oeverplanten in het zomerbed van de grote Nederlandse rivieren in 1988. Hun voorkomen en relatie met algemene fysisch-chemische parameters. Publikaties en rappor- ten van het projekt 'Ecologisch Herstel Rijn' 13: 1-82 + bijlagen.

Marquenie, J.M., Roele, P. & Hoornman, G., 1986. Onderzoek naar de effecten van contaminanten op duikeenden. TNO rapport No. 86/066. 35 pp.

Ministerie van Verkeer en Waterstaat, 1990a. Natuur: zoete wateren. Basisrapport Derde Nota waterhuishouding. Notanummer 90.001.

Ministerie van Verkeer en Waterstaat, 1990b. Noordzee-actieplan. Nationaal uitvoeringsdocument Derde Noordzee-ministersconferentie. SDU uitgeverij Den Haag. 55 pp.

Nienhuis, P.H. (red.), 1985. Het Grevelingenmeer. Van estuarium naar zoutwatermeer. Natuur en Techniek, Maastricht. 177 pp.

Oosterbaan, A.F.F., 1989. Veranderingen in de Hollandse kustfauna. Een beschrijving van de veranderende fauna voor de kust van Hoek van Holland tot Den Helder over de periode 1931-1985. Wetenschappelijke Mededeling KNNV, 193: 1-60.

Otte, M.L., 1991. Heavy metals and arsenic in vegetation of salt marshes and floodplains. Diss. VU Amsterdam. 188 pp.

Peelen, R., 1975. Changes in the composition of the plankton of the rivers Rhine and Meuse in The Netherlands during the last fifty-five years. Verh. Internat. Verein. Limnol., 19: 1997-2009. Redeke, H.C., 1948. Hydrobiologie van Nederland. De zoete wateren. J.C. de Boer, Amsterdam. 580 pp.

Reeders, H.H., 1990. De Driehoeksmossel (Dreissena polymor­phs) als biofilter voor het oppervlaktewater. De Levende Natuur, 91: 119-125.

Riegman, R., 1991. Mechanisms behind eutrophication induced novel algal blooms. NIOZ rapport 1991-9. 52 pp.

Riegman, R., Noordeloos, A.A.M. & Cadée, G.C., 1991. Phaeocystis blooms and eutrophication of the continental coastal zones of the North Sea. Mar. Biol, (verzonden).

Roelfzema, A. & Struijk, A.J., 1984. Het getijmodel Rijnmond. Middel tot goed waterbeheer. Natuur en Techniek, 52: 22-41.

Roelofs, J.G.M., 1991. Inlet of alkaline river water into peaty lowlands: effects on water quality and Stratiotes aloides L. stands. Aquatic Botany, 39: 267-293.

Roelofs, J.G.M. & Cals, M.J.R., 1989. Effecten van de inlaat van gebiedsvreemd water op de waterkwaliteit en vegeta­tie-ontwikkeling in laag- en hoogveenplassen. p. 72-85. In: J.G.M. Roelofs (red.), Aanvoer van gebiedsvreemd

263

water: omvang en effekten op oecosystemen. Katholieke Universiteit Nijmegen. 146 pp.

Rooij, de, N.M., 1989. (lm-)Mobiliteit van zware metalen in de waterbodem, p. 35-48. In: P.M.B. Stortelder & W.F. Kooper (red.). Effecten van verontreinigde waterbodems op aquatische systemen. Verslag studiedag Vereniging voor Milieuwetenschappen, 11 mei 1988, Uitgave Vereniging voor Milieuwetenschappen, Vught. 120 pp.

Roos, R.J., 1990. PCB's, aalscholvers en natuurontwikkeling. Natuur en Milieu, 14: 22.

Ruyter van Steveninck, E.D. de, Admiraal, W. & Zanten, B. van, 1990. Changes in plankton communities in regulated reaches of the Lower River Rhine. Regulated Rivers: Research & Management 5: 67-75.

Rijksinstituut voor Zuivering van Afvalwater, 1982. De waterkwaliteit van de Rijn in Nederland in de periode 1970-1981. Notanr. 82-061. 112 pp.

RIZA, 1990. Verwachte reducties van lozingen van prioritaire stoffen in Nederland tussen 1985 en 1995. Rijnaktieplan en Noordzeeaktieplan (rap/nap). Rijkswaterstaat ». Dienst Binnenwateren/RIZA. Nota nr. 90.067. 53 pp.

Rijkswaterstaat, 1989. Water voor nu en later. Derde Nota waterhuishouding. SDU uitgeverij' Den Haag. 297 pp.

Rijkswaterstaat, 1990. Jaarboek van afvoeren, waterstanden, golven en waterkwaliteit 1988. Lelystad, Den Haag. 123 pp.

Schäfer, A.J. & Breukel, R.M.A., 1990. Alarmgroep milieu­calamiteiten. Jaarverslag 1987-1989. Nota nr. 90.044. Rjkswaterstaat DBW/RIZA. 34 pp. + bijl.

Schaub, B.E.M. & Gieskes, W.W.C., 1991. Eutrophication of the North Sea: the relation between Rhine river discharge and chlorophyll-a concentrations in Dutch coastal waters. Estuaries and Coasts: temporal and spatial inter-comparisons (in druk).

Schmitt-Biegel, B. & Obst, U.% J.989. Hemmung der mikrdbiel-len Reinigungsleistung im lÄiein, und rheinbeeinfluszten Grundwasser. Vom Wasser, 73:' 315-322. '

Schölte Ubing, D.W., 1980. Nutriënten»in de Rijn. H20, 13: 97-133.

Slooff, W., 1983. Biological effects of chemical pollutants in the aquatic environment and their indicative value. Proefschrift RU Utrecht. 191 pp.

Smit, H., 1989. Het Haringvliet: ontwikkelingen in een bezinkbekken van de Rijn. p. 222-235. In: G. van der Velde en C. P.W.M. Blom (red.). Oecologie van de grote rivieren. Werkgroep Rivierengebied KUN. 355 pp.

Smit, H., Bij de Vaate, A., de Koek, W.Chr., van Nes, E.H. & Noordhuis, R., 1991. The ecology of the zebra Snussel (Drelssena polymorphs (Pallas)) in the Netherlands with special reference to applications in monitoring and biomanipulation. RIZA werkdocument 90.152X. 31 pp.

Smit, H., Bij de Vaate, A. & Fioole, A., 199.. Shell growth of the zebra mussel (Drelssena polymorphs (Pallas)) in relation to selected physico-chemical parameters in the Lower Rhine and some associated lakes. Arch. Hydrobiol. (verzonden).

Stortelder, P.B.M., van der Gaag, M.A. & van der Kooi j,

264

1989. Kansen voor waterorganismen. Een ecotoxicologische onderbouwing voor kwaliteitsdoelstellingen voor water en waterbodem. Rijkswaterstaat DBW/RIZA nota nr. 89-016a en b, 178+19, 261 pp.

Tateya, S., Tanabe, S. & Tatsukawa, R., 1989. PCBs on the Globe: Possible trends of future levels in the open ocean environment. In: N.W. Schmidtke (red.) Toxic contaminants in Large Lakes Vol. Ill, Lewis Publishers, Chelsea, USA, 237-281.

Urk, G. van & Kerkum, F.C.M., 1987a. Chironomid mortality after the Sandoz accident and deformities in Chironomus larvae due to sediment pollution in the Rhine. Aqua, 4: 191-196.

Urk, G. van & Kerkum, F.C.M., 1987b. Nogmaals de ecologische gevolgen van 'Sandoz'. H20, 20: 50-51.

Urk, G. van & Marquenie, J.M., 1989. Environmental behaviour of cadmium: who are at risk and why. Proceedings of the International Conference on Heavy Metals in the Environ­ment, 2: 456-459.

Urk, G. van & Smit, H., 1989. The Lower Rhine. Geomor-phological changes. In: G.E. Petts (red.) Historical change of large alluvial rivers. Western Europe. John Wiley & Sons, Chichester, 167-182. '

Urk, G. van & A. bij de Vaate, 1990. Ecological studies in the Lower Rhine in The Netherlands. Limnologie aktuell, 1: 131-145.

Valk, F. van der, de Boer, J., Dao, Q.T., 1989. Bio-accumulatie van organische chloorverbindingen in rode aal Anguilla anguilla. p. 65-67. In: E.C.L. Marteijn (red.). Ecologisch Herstel Rijn-beleid en onderzoek. Publikaties en rapporten van het projekt 'Ecologisch Herstel Rijn', 9: 1-134.

Vanhemelrijk, J.A.M., 1990. De ecologische effecten van voorstellen ter beperking van het zoutgehalte in de Rijn. Rijkswaterstaat DBW/RIZA. werkdocument 90.013X. 11 pp.

Veen, C. van der, 1985. Zorgen over stagnatie Rijnsanering. H20, 18: 449-455.

Veer, H.W. van der, van Raaphorst, W. & Bergman, M.J.N., 1989. Eutrophication of the Dutch Wadden Sea: external nutrients loadings of the Marsdiep and Vliestroom basin. Helgol. Meeresunters., 43: 501-515.

Velde, G. van der, van den Brink, F.W.B., van der Gaag, M. & Bergers, P.J.M., 1990. Changes in numbers of mobile macroinvertebrates and fish in the river Waal in 1987, studied by sampling the cooling-water intakes of a power plant: first results of a Rhine biomonitoring project. Limnologie aktuell, 1: 325-342.

Vethaak, A.D., 1986. Fish diseases, signals for a diseased environment? p. 41-61. In: G. Peet (red.). Proceedings of the 2nd North Sea seminar '86, Rotterdam, 1-3 Oct. Reasons for concern Vol. 2. Werkgroep Noordzee, Amster­dam.

Wall Bake, H.W.R. van den, 1988. Geen boringen in het IJsselmeer. Natuur en Milieu, 12: 18.

Walter, J. (red.), 1989. De otter in perspectief; een perspectief voor de otter. Herstelplan leefgebieden

265

Otter. Ministerie van Landbouw en Visserij, Directie Natuur, Milieu en Faunabeheer, Den Haag. 125 pp.

Weijden, van der Ch. & Middelburg, J.J., 1989. Hydrogeo-chemistry of the river Rhine: long term and seasonal variability, elemental budgets, base levels and pol­lution. Water Research, 23: 1247-1266.

Westernhagen, H. von, Hickel, W., Bauerfeind, E., Niermann, U. & Kroncke, I., 1986. Sources and effects of oxygen deficiencies in the south-eastern North Sea. Ophelia, 26: 457-473.

Wirdum, G. van, 1989. Ecohydrologische aspecten van waterinlaat in laagvenen. p. 52-71. In: J.G.M. Roelofs (red. ), Aanvoer van gebiedsvreemd water: omvang en effekten op oecosystemen. Katholieke Universiteit Nijmegen. 146 pp.

Wit, J.A.W, de, Admiraal, W., van de Guchte, C. & Cazemier, W.G., 1989. Summary of results and conclusions from the first phase (1988-1989) of the Netherlands research programme 'Ecological Rehabilitation Rhine'. Publikaties en rapporten van het projekt 'Ecologisch Herstel. Rijn', 10: 1-18.

Wolff, W.J. & Peelen, R., 1974. Biologische en milieuhy­giënische waardering van het water van een zoete Ooster-schelde. Delta Instituut voor Hydrobiologisch Onderzoek, Yerseke. Rapporten en Verslagen nr. 1974-4. 46 pp.

Zoeteman, B.C.J., Harmsen, K., Linders, J.B.H.J., Morra, C.H.F. & Slooff, W., 1980. Persistent organic pollutants in river water and ground water of The Netherlands. Chemosphere, 9: 231-249.

Zuurdeeg, B.W., 1980. De natuurlijke chemische samenstelling van Maaswater. H20, 13: 2-7.

Zwart, D. de & Folkerts, A., 1990. Monitoring óf toxicity of organic compounds dissolved in Rhine water. Hydrobiol. Bull., 24: 5-12.

Zijlstra, K.C., 1980. Een bekoopt beeld van de verontrei­niging van de Rijn. H20, 13? 93-9*7. • ,

266

ECOTOPENCLASSIFICATIE TEN BEHOEVE VAN HET STOFFENBELEID

Frans Klijn, Kees L.G. Groen, Wil L.M. Tamis

Centrum voor Milieukunde, Rijksuniversiteit Leiden, Postbus 9514, 2300 PA Leiden

Samenvatting

Stoffenbeleid is in principe landelijk beleid. In de prak­tijk is echter voor eenmaal toegelaten stoffen sprake van de mogelijkheid tot beleidsdifferentiatie per gebied, bijvoor­beeld in de vorm van vergunningverlening of gebiedsaan­wijzing. Een dergelijke differentiatie is vooral van belang als in verschillende gebieden ecosystemen voorkomen die verschillen in hetzij de gevoeligheid voor belasting met chemische stoffen, hetzij de betekenis (waarde) die er aan wordt toegekend.

Landsdekkende terrestrische en aquatische ecosysteemclas­sificaties zijn noodzakelijk om zulke verschillen, tussen gebieden te kunnen vaststellen. Zo kan een geografische basis worden verschaft aan het stoffenbeleid. Een voorbeeld van een landsdekkende classificatie van ecosystemen is het ecotopensysteem van het CML, dat vooralsnog is toegespitst op de vegetatie. Om het geschikt te maken voor vragen met betrekking tot toxische stoffen, is een uitbreiding nodig van de bestaande classificatie, toegespitst op taxonomische groepen waarop toxische stoffen meer invloed uitoefenen. Deze uitbreiding, met in het bijzonder de terrestrische bodemfauna en de aquatische macrofauna, is inmiddels in PEIS-kader ter hand genomen.

De classificatie beoogt een basis te bieden voor voorspelling en beoordeling van effecten van toxische stoffen in geografisch perspectief. Op basis daarvan kan worden geprioriteerd in welke gebieden aangescherpt stoffen-beleid het meeste rendement in termen van natuurwinst oplevert.

Een geografische basis voor stoffenbeleid

Het stoffenbeleid is hoofdzakelijk een landelijk of zelfs bovennationaal beleid. Dit geldt in het bijzonder voor de stoffen van de 'zwarte lijst' die nergens mogen worden geloosd. Anders ligt dit voor stoffen van de 'grijze lijst' waarvan lozingen onder bepaalde voorwaarden zijn toegestaan. Deels zijn deze voorwaarden gekoppeld aan de wijze van toepassing en behandeling en deels hangen ze samen met het ontvangend milieu. Dit laatste komt tot uiting in gebiedsge­richt beleid ten aanzien van stoffen, zoals dit wordt vormgegeven in de bodembeschermings-, de grondwaterbescher-mings-, de natuurbeschermingsgebieden of via vergunningen waarbij eisen ten aanzien van de locatie gelden (ecologische richtlijn in de Hinderwet, Wet Verontreiniging Oppervlakte­wateren) (Klijn & Laansma, 1990; Ministerie VROM, 1990a). Een gebiedsgericht stoffenbeleid is vooral van belang als

267

in een gebied ecosystemen voorkomen die gevoelig zijn voor belasting met chemische stoffen, of waaraan een bijzondere betekenis wordt toegekend.

Om dit te verduidelijken sluiten wij aan bij een algemeen milieukundig relatieschema (figuur 1) waarin maatschap­pelijke activiteiten als oorzaak van emissies de eerste module zijn. De emissies komen ergens als immissie in het milieu terecht, dat wil zeggen in een ecosysteem, bestaande uit abiotische en biotische componenten (module 2). Afhankelijk van de gevoeligheid van het ecosysteem zal dit in meerdere of mindere mate veranderen hetgeen vervolgens weer consequenties heeft voor de functies die het betref­fende ecosysteem kan vervullen, ofwel de betekenis die het voor de mens heeft (module 3).

MODULE 1

activiteiten (ingrepen en emissies)

doen en laten

MODULE 2

ecosystemen f

(proces en , structuur)

milieukwaliteit

?

MODULE 3

functies (betekenis)

wensen

Figuur 1. Milieukundig relatieschema; naaï rechts een causale keten (gevolgen voor . . . ) , naar links een normstellingsketen (eisen aan . . . ) .

Als het gebied een natuurfunctie " vervult, kan een natuurbetekenis aan dit gebied worden «toegekend. Sedert 1989 zijn in het milieubeleid de begrippen Algemene en Bijzondere Milieukwaliteit (AMK en' BMK) in gebruik (Ministerie VROM, 1989). Beide kwaliteitsniveaus 'beogen "ook hét voortbestaan van soorten en ecosystemen in mindere (AMK) of meerdere (BMK) mate te waarborgen. Er kan dan ook worden gecon­stateerd dat door het beleid aan alle gebieden dus ook een zekere natuurfunctie wordt toegekend. Dat is in zoverre van belang, dat op basis van de gewenste natuurbetekenis voor elk gebied een 'ecologische norm' voor biota en bijbehorende stoffengehalten in het abiotische milieu kan *».worden afgeleid. Vanuit zo'n 'ecologische norm' kunnen dan weer eisen aan doen en laten worden gesteld, i.e. aan het omgaan met stoffen in een bepaald gebied. In een eerdere studie (Klijn et al., 1990 a en b) is ervan uitgegaan dat in AMK gebieden verschillende functies mogelijk moeten zijn met behoud van een zekere 'basisnatuur', terwijl in BMK-gebieden strengere 'natuurgerichte normen' moeten gelden met het oog op zeldzame of bedreigde soorten. Men kan bij BMK-gebieden denken aan gebieden uit de Ecologische Hoofdstructuur (Ministerie L&V, 1989), de Waddenzee of de duinen.

268

Ecosysteemclassificatie

Voor het stoffenbeleid is het noodzakelijk uitspraken te kunnen doen over de negatieve of positieve effecten van dat stoffenbeleid op ecosystemen, en de betekenis van deze effecten vanuit het oogpunt van de natuur- of gebruiksfunc­ties. Daarmee kunnen beleidsmakers prioriteiten stellen, afwegende "waar hun gulden een daalder waard is als het gaat om het 'ecologisch rendement' van een stofmaatregel?". Dit leidt tot de behoefte aan twee groepen geografische gegevens: ten eerste zijn dat gegevens over belastingen met stoffen en veranderingen daarin onder invloed van het beleid, ten tweede zijn het gegevens over ecosystemen die onder invloed staan van deze belastingen.

Voor de eerste groep gegevens is een immissieregistratie nodig, eventueel aangevuld met gegevens over bestaande gehalten van stoffen in het milieu, verontreinigde locaties en dergelijke. Voor de tweede groep geografische gegevens is een op het probleem toegesneden ecosysteemindeling van belang. Met betrekking tot deze laatste groep zijn drie vragen relevant: (1) waar komen bepaalde ecosystemen voor, (2) welke effecten hebben stoffen op deze ecosystemen, opdat voorspeld kan worden wat de effecten van bepaalde stoffenmaatregelen in objectieve termen zullen zijn, en (3) welke waarde hechten wij aan deze ecosystemen of onderdelen ervan (beoordeling), zodat we over de effecten in termen van 'natuurwinst' kunnen praten.

Landsdekkende ecosysteemclassificaties zijn noodzakelijk om antwoorden op deze vragen te kunnen geven en effecten van het stoffenbeleid te voorspellen. Hoe zulke voorspellingen eruit kunnen zien wordt elders in dit boek besproken door Douben & Aldenberg. Beoordeling vereist interpretatie in termen van betekenis, dat wil zeggen welke typen ecosystemen op een bepaalde plaats gewenst worden en welke kwaliteit deze dienen te hebben.

Schaal van ecosysteemclassificatie

Een ecosysteemindeling voor het stoffenbeleid moet qua schaal aansluiten bij de doelen van milieu- en natuurbeleid en bij de ruimtelijke schaal waarop stoffen in het milieu effecten hebben. In Zorgen voor Morgen (RIVM, 1988) en door Hekstra (1991, dit boek) worden problemen met stoffen besproken van wereldschaal tot lokaal: dat is nogal een spanbreedte. De doelstellingen van het natuurbeleid, i.e. bescherming van ecosystemen of soorten via hun habitats, zijn echter meestal gericht op concrete natuurgebieden of percelen. Deze komen overeen met het niveau van ecotopen of combinaties van ecotopen. Voor gebiedsgericht milieubeleid daarentegen gaan de gedachten meer uit naar ecodistricten of vergelijkbare grotere eenheden (Ministerie VROM, 1990a).

Voor de boven gestelde doelen, in het bijzonder de voorspelling van effecten van stoffen op ecosystemen en de beoordeling van deze effecten, moeten we aansluiten bij een schaalniveau waarop de effecten van stoffen naar aard en grootte verschillen. Dergelijke verschillen worden voor een zeer groot deel bepaald door de fluxen van energie en

269

materie tussen biotische componenten van ecosystemen. Dat betekent dat bij voorkeur ecosystemen moeten worden onder­scheiden die verschillen qua biotische opbouw. In dat verband is het ons inziens zinvol aan te sluiten bij het schaalniveau van ecotopen. Deze ruimtelijke eenheden worden afgegrensd op basis van abiotische en biotische componenten (Stevers et al., 1987; Klijn, 1988); de abiotische worden gebruikt voorzover ze direct ecologisch relevant zijn voor de biota.

Als we ecotopen als uitgangspunt nemen, hebben we een schaalniveau dat door de meeste ecologen ook als ecosysteem wordt herkend. Van der Maarel & Dauvellier (1978) omschreven een ecotoop als 'de plaats waar een ecosysteem voorkomt' ('een bosje', 'een duingrasland', 'een ven'). Nadrukkelijk werd dus een bepaalde schaal aangeduid (Klijn, 1988).

Omdat stoffenbeleid moeilijk voor afzonderlijke bosjes of vennen valt te realiseren is het gewenst dat de resultaten van voorspellingen voor afzonderlijke ecotopen worden geëxtrapoleerd naar grotere gebieden. Daarbij kan gedacht worden aan extrapolatie naar bijvoorbeeld ecodisprieten, omdat die in het kader van gebiedsgericht milieubeleid voor de rijksoverheid perspectief lijken te bieden (Ministerie VROM, 1990a), en bovendien in relatie tot een aantal andere milieuthema's relevant zijn (Klijn, 1988; RIVM, 1988). Per ecodistricttype kan dan voorbeeldgewijs voor enkele eco-tooptypen een voorspellingsmodel worden ontwikkeld. Er moet in dat geval worden gekozen tussen voorspelling voor dominant voorkomende ecotooptypen (bijvoorbeeld voedselrijke graslanden in het laagveengebied als voorbeeld voor Algemene Milieukwaliteit) of juist waardevolle, maar zeldzamere ecotooptypen (bijvoorbeeld voedselarme en matig, voedselrijke verlandingsvegetaties als voorbeeld voor Bijzondere Milieukwaliteit).

t *

Opzet van deze bijdrage y% Na te hebben beargumenteerd dat voor voorspelling en

beoordeling van de effecten van stoffen het schaalniveau van ecotopen het meest voor de hand ligt vanwege verschillen in gevoeligheid voor stoffen die, vooral door. de biotische opbouw van ecosystemen worden bepaald, zal de rest van deze bijdrage op ecotopenclassificatie zijn toegespitst.

Eerst zal het bestaande CML-ecotopensysteem kort worden toegelicht, waarna op de gebruiksmogelijkheden wordt inge­gaan. Dan volgt een korte beschouwing over de bruikbaarheid voor stoffenbeleid en de noodzakelijk geachte aanpassingen en aanvullingen. Tenslotte wordt ingegaan op de functie van een ecotopenclassificatie voor het stoffenbeleid.

Het huidige ecotopensysteem van het CML

In het ecotopensysteem, zoals dat door het CML is uitgewerkt voor de vegetatie, is de volgende definitie van ecotoop gebruikt (Stevers et al., 1987): "... een ruimtelijke eenheid die homogeen is ten aanzien van vegetatiestructuur, successiestadium en de voornaamste abiotische standplaatsfactoren die voor de plantengroei van

270

belang zijn" . Bij de ontwikkeling van dit ecotopensysteem is uitgegaan

van een veronderstelde cruciale rol van de vegetatie in de opbouw van een levensgemeenschap, omdat deze de primaire productie van een ecosysteem bepaalt. Daarbij bepaalt de standplaats de groeimogelijkheden voor de vegetatie en de (potentiële) soortsamenstelling.

Het ecotopensysteem omvat drie onderdelen: 1 Een indeling van ecosystemen naar abiotische en

biotische standplaatskenmerken die van belang zijn voor verschillen in vegetatiesamenstelling;

2 Een indeling van alle plantesoorten van de Stan-# daardlijst der Nederlandse Flora naar voorkomen per

standplaatstype (rekening houdend met de ecologische amplitude);

3 Een aantal gecomputeriseerde 'vertaalsleutels' om op basis van vegetatieopnamen een uitspraak te kunnen doen over de standplaatseigenschappen.

Classificatie

De standplaats van een vegetatie wordt bepaald door een aantal abiotische en biotische factoren. V o o r z o v e r ' d e z e d e soortsamenstelling van de vegetatie vergaand bepalen, zijn ze als indelingskenmerk geselecteerd. Het betreft de volgende abiotische en biotische standplaatsfactoren:

Abiotisch medium (aquatisch-terrestrisch) vochttoestand voedselrijkdom zuurgraad zoutgehalte dynamiek

Biotisch vegetatiestructuur successiestadium

Met d e belangrijkste abiotische indelingskenmerken k a n e e n abiotische standplaatsindeling worden gemaakt (figuur 2 ) . Door binnen deze abiotische standplaatsen weer onderscheid te maken op grond van de biotische indelingskenmerken, ontstaan d e ongeveer 120 ecotooptypen (figuur 3 ) . Daarbij w o r d e n d e v o l g e n d e vegetatiestructuurklassen/successie-stadia onderscheiden:

P: pioniervegetatie G: grasland R: ruigte S : struweel B: bos W: watervegetatie V: verlandingsvegetatie

In een aantal gevallen worden subtypen onderscheiden of v e r ­fijningen aangebracht, bijvoorbeeld voor kalkgraslanden (kr) of voor droogvallend ( d v ) , waardoor nog ongeveer 40 subtypen worden onderscheiden.

271

arm zuur water

arm zwakzuur water

arm basisch water

matig rijk water

zeer rijk water

nat arm zuur

vochtig arm zuur

droog arm zuur

nat arm zwakzuur

vochtig arm zwakzuur

droog arm zwakzuur

nat arm basisch

vochtig arm basisch

droog arm basisch

nat matig rijk

vochtig matig rijk

droog matig rijk

nat zeer rijk

vochtig zeer rijk

droog zeer rijk

brak

water

zout

water

nat brak

vochtig brak

droog brak

nat zout

vocht zout

droog zout

Figuur 2. Abiotische standplaatstypen op basis >'van de belangrijkste abiotische indelingskenmerken van de ecotoopclassificatAe, toegespitst op de vegetatie (Stevers et al., 1987).

wil Vil

W12 (dv) V12

W13 W17 V17

W18 (sa) V18 (sa)

bWlO bVlO

P21 G21 R24 S21 (la) B21

P41 G41 R44 S41 B41

P61 G61 R64 S61 B61

P22 G22 R24 S22 (la) B22

P42 G42 R44 S42 (la) B42

P62 G62 R64 S62 (la) B62

P23 G23 R24 S23 (la)

P43 G43 R44 S43 B43

P63 G63 R64 S63(la) B63

P27 G27 R27 sv B27

P47 G47 R47 S47 B47

P67 G67 R67 S69 B69

*«

(kr) (kr)

•

(Pi)

P28 G28 R28 S28 B28 • •

P48 (tr) G48 • « R48 S48 B48 -

P68 G68 R68 S69 (pi) B69

bP20 bG20 bR20

bP40 bG40 bR40

1

bP60

zP20 ZG20 zR20

Figuur 3. Ecotooptypen (en enkele subtypen) na toevoeging van vegetatiestructuur/successiestadium. De cijfers en kleine letters corresponderen met de abiotische kenmerkklassen van figuur 2, de hoofdletters hebben betrekking op vegetatie­structuur/ successiestadium.

272

Soortengroepen

Binnen ieder ecotooptype kan een aantal plantesoorten worden aangetroffen, te samen de ecologische soortengroep genoemd. Sommige plantesoorten komen slechts in één type voor, maar de meeste, met een bredere ecologische amplitude, komen in meerdere ecotooptypen voor (Runhaar et al., 1987). In een ecologische soortengroep zitten dus meer en minder indicatieve soorten.

Op basis van vegetatie-inventarisaties (opnamen of streep-lijsten) is het nu mogelijk vast te stellen welke stand-plaatsomstandigheden op een bepaalde plaats heersen; daarbij dient steeds de gehele soortsamenstelling te worden betrokken.

Sleutels

Voor het omzetten van vegetatie-inventarisaties volgens de meest gebruikte methoden zijn gecomputeriseerde toedelings­sleutels ontwikkeld. Deze kunnen inventarisatiegegevens die als computer-bestand zijn opgeslagen converteren in eco­tooptypen. Hiervan wordt vooral gebruik gemaakt om grote bestanden van provinciale inventarisaties te converteren in ecotooptypen.

Toepassingen van het ecotopensysteem

Het ecotopensysteem biedt twee voor het beleid relevante functies:

Signalering: het aangeven welke veranderingen zijn opgetreden door middel van longitudinale vergelijkingen (monitoring) Voorspelling: het berekenen van de waarschijnlijke effecten van (beleidsmaatregelen m.b.v. modellen en het doorrekenen van scenario's.

Daarnaast zijn binnen ecotooptypen 'kwaliteitsklassen' onderscheiden, die op basis van relatieve soortenrijkdom (ten opzichte van een referentie/potentie) een maat vormen voor de 'aantasting' van de natuurfunctie door een scala aan ingrepen en immissies als er geen sprake is van een verschuiving naar een ander ecotooptype. In relatie tot de bovengenoemde signaleringsfunctie en voorspellingsfunctie is een dergelijke beoordeling nodig om de betekenis van een verandering te kunnen aangeven.

Van beide typen toepassingen (signalering en voorspelling) en van de wijze van beoordelen zullen enkele voorbeelden worden gegeven.

Signalering

Door inventarisaties van verschillende perioden te vergelijken kan men veranderingen in de tijd in beeld te brengen. Voor de 3e Nota Waterhuishouding is onder meer nagegaan hoe de verbreiding en kwaliteit van natte en vochtige ecotooptypen in Nederland sedert 1950 is veranderd (Claessen, in druk; Witte & Van der Meijden, 1990a en b).

273

Daarbij is gebruik gemaakt van het Atlasbestand van het Rijksherbarium en het CBS, waarin de verbreiding van afzonderlijke soorten in Nederland per atlasblok van 5 x 5 km2 is opgeslagen voor een tweetal perioden: van 1902 tot 1950 en van 1950 tot 1980. De kaarten met betrekking tot afzonderlijke soorten zijn samengevoegd tot 12 kaarten voor ecologische soortengroepen van natte en vochtige standplaat­sen onderverdeeld naar het relatieve aantal soorten per soortengroep dat per atlasblok is aangetroffen. Zo zijn zeer goed, goed, matig en slecht ontwikkelde ecotopen onderschei­den. De slecht ontwikkelde ecotopen zijn niet weergegeven, omdat er vermoedelijk sprake is van toevallige voorkomens van soorten. Figuur 4 toont de resultaten voor een soorten-groep die relatief sterk achteruitgaat. In deel 3 van de Atlas van de Nederlandse Flora (Van der Mei j den et al., 1989) zijn dergelijke kaarten voor 34 soortengroepen opgenomen.

De signalering betreft de feitelijke veranderingen in de vegetatie. De precieze oorzaken van die veranderingen dienen op een andere wijze te worden vastgesteld. De veranderingen in soortengroepen P42 en G42 (figuur 4) kunnen grotendeels worden teruggevoerd op de milieuthema's vermesting, verzuring en, in mindere mate, verdroging. Dit geldt voor welhaast alle soortengroepen. Effecten van toxische stoffen op de soortensamensteling zijn tegen deze achtergrond vrijwel niet te traceren.

Voor één soortengroep bestaat echter het vermoeden dat de achteruitgang deels wel aan toxische stoffen kan worden toegeschreven. Het betreft de soorten van pioniervegetaties van matig en zeer voedselrijke, zowel droge als vochtige standplaatsen, met andere woorden: de akkeronkruiden. Hun achteruitgang (figuur 5 ) is onvoldoende te verklaren met vermesting, en in het geheel niet met verdroging of verzuring omdat die voor akkers geen rol van betekenis spelen. Zaadschoning en intensieve grondbewerking t ener­zijds, en het gebruik van herbiciden anderzijds zijn de hoofdoorzaken van de gesignaleerde achteruitgang. Nu was dat natuurlijk voor de akkers zelf ook de bedoeling, maar de soorten zijn ook goeddeels verdwenen uit? de akkerranden en bermen, die toch ook present zijn in atlasblokken van 25 km2 . '.

Voorspelling

Op basis van bekende verbreiding en mate van ontwikkeling (relatieve soortenrijkdom) van ecotopen enerzijds en dosis­effect relaties anderzijds, is het mogelijk voorspellingen te doen over veranderingen in de toekomst. Hiervoor is^ kennis nodig over dosis-effectrelaties op het niveau van de soortenrijkdom per ecologische soortengroep. Voor factoren die de standplaatsfactoren voor de vegetatie beinvloeden (verzuring, vermesting en verdroging) is dit het gemakke­lijkst. Soms zal er sprake zijn van verschuiving naar een ander ecotooptype, maar vaker zullen de veranderingen slechts tot afname van de soortenrijkdom binnen een ecotoop leiden.

274

CS to "* -p O (0

(0

N 10 •<* -P & CO

275

a a> 01 (0

- c -i s a> • ^i H eu eu to

a) 4-> <D

a) o c p o <D

a) a) "O

tN £ •H a) (0 3 o >

H dJOJ

o N H

03 Ö g

^ s e ^2 o « H

US g ( D C

'Is > 0 " <D U •H a)£

^ 0) CO 3 £ £

•H "> ft

•H h ß <D +J (0 h 00 4-> £1 ^ W U P< Q) (D ~ > •- CJ)(J»

00 O CO a) • * (-1 cri Q 0H T3 H

u 3 O) •rl

276

Beoordeling

Beoordeling van ecotopen omvat twee aspecten. Ten eerste kan aan het ecotooptype een zekere waarde worden toegekend op basis van bijvoorbeeld internationale zeldzaamheid, nationale zeldzaamheid en bedreigdheid (mate waarin ecotopen van een bepaald type de laatste decennia zijn achteruit gegaan). Ten tweede is een maat nodig voor de waarde van feitelijk aangetroffen ecotopen. Hiervoor zijn binnen ecotooptypen 'kwaliteitsklassen' onderscheiden, die op basis van relatieve soortenrijkdom (ten opzichte van een referen­tie/potentie ) een maat vormen voor de mate van 'aantasting' door een scala van ingrepen en immissies. Met deze maat wordt de natuurwaarde beoordeeld als er geen sprake is van een verschuiving naar een ander ecotooptype.

Ten behoeve van de beleidsanalyse voor de 3e Nota Waterhuishouding is voor een drietal beleidsscenario's het effect op vegetaties van natte en vochtige standplaatsen berekend (Claessen S Witte, 1991; Witte, 1990). De beleids­scenario's zijn alle samengesteld uit een combinatie van ingrepen in de waterhuishouding, leidend tot grondwater­standsdaling, afname van lithotrofe kwel en de verspreiding van gebiedsvreemd water. Door aan alle ecotooptypen een waarde toe te kennen en de relatieve soortenrijkdom als criterium te gebruiken voor de kwaliteit van de ecotopen, is het mogelijk geweest de effecten van de diverse beleids­scenario ' s op de natuurwaarde van natte en vochtige ecosystemen in beeld te brengen. Dit maakt het mogelijk beleidskeuzen met een 'natuur-rendements' plaatje te illustreren. Figuur 6 geeft voor het beleidsscenario 'autonome ontwikkeling' een natuurwaardewinst en -verlies­rekening.

I I LICHT

E 3 GEMIDDELD

• STERK

Figuur 6. Natuurwinst en natuurverlies bij scenario 'autonome ontwikkeling' in het waterbeleid (uit: Claessen & Witte, 1991).

277

Mogelijkheden van een ecotopenbenadering voor stoffen

Uit de bovenstaande voorbeelden blijkt dat het mogelijke gebruik van een ecosysteemclassificatie zoals het ecotopen-systeem, i.e. signalering en voorspelling in samenhang met een beoordeling (betekenistoekenning), ook voor stoffen-beleid relevant kan zijn. Daar staat echter tegenover dat de soortsamenstelling van vegetaties niet of onvoldoende op toxische stoffen reageert voor een direct gebruik van het huidige ecotopensysteem.

Zoals door Ernst & Verkleij (dit boek) wordt aangegeven, kunnen er weliswaar effecten van toxische stoffen op planten zijn, maar is er vooral sprake van groeiremming, terwijl de effecten bovendien pas optreden bij zeer hoge gehalten van een stof. Een effect op de soortsamenstelling van vegetaties blijkt pas als soorten beginnen te verdwijnen. Zoals eerder vermeld treedt dit alleen op bij akkeronkruiden als gevolg van het gebruik van herbiciden.

Tegen deze achtergrond wordt nu gestreefd naar aanpassing/ uitwerking van het ecotopensysteem voor taxonomische groepen die veel sterker door stoffen worden bedreigd. Dit betekent dat in eerste instantie kan worden gedacht aan een ecotopen-classificatie waarin bodemfauna en bovengronds levende fauna zijn opgenomen, terwijl tevens rekening moet worden gehouden met doorvergiftiging via voedselwebben. Daarnaast komen voor met name fungiciden ook schimmels in beeld (zie ook Arnolds et al., 1991, dit boek). Met betrekking tot de bovengronds levende fauna moet worden geconstateerd dat deze veelal onvoldoende gebonden is aan één ecotoop: deze dieren zijn te mobiel om in een ecotoopclassificatie op te nemen, maar de kans op doorvergiftiging van dergelijke fauna of neven­effecten via voedselrelaties (Canters et al.„ 1989) dient wel in beschouwing te worden genomen. Daarom dient bij de bodemfauna speciale aandacht uit te gaan naar die groepen die stapelvoedsel vormen vpor bovengrondse fauna. Voor aquatische ecosystemen is ook £en nadere uitwerking van het bestaande ecotopensysteem nodig, omdat 'tot nog toe alleen wateren zijn ingedeeld waarin macrofyten een belangrijk onderdeel van het ecosysteem vormen.,De iauna is hierbij tot nu toe niet betrokken, terwijl dit in relatie tot stoffen wel noodzakelijk werd geacht.

De bovenstaande overwegingen hebben geleid tot de formule­ring van een tweetal projecten inzake uitbreiding van het bestaande ecotopensysteem, met RIN en CML als uitvoerders en DGM-PEIS en RIZA als opdrachtgevers. De te ontwikkelen classificaties met de bijbehorende soortengroepen worden vervolgens gebruikt als basis voor landsdekkende voor-spellingsmodellen die in nauw overleg door het RIVM^zullen worden gemaakt. Tevens is er een relatie met onderzoek naar herstelmogelijkheden van chemisch belaste ecosystemen door het RIN (Douben & Aldenberg, 1991, dit boek).

Op de nog prille ideeënvorming voor beide ecotoopclassi-ficaties wordt kort ingegaan. Rapportage over beide projecten wordt medio 1991 verwacht.

278

Een ecotopensysteem, toegespitst op terrestrische bodemfauna

Evenals voor de ontwikkeling van het bestaande ecotopen­systeem, wordt voor het bodemecosysteem uitgegaan van een onderscheid tussen levensgemeenschap en milieu: de bodemfau­na (en evt. -flora) en de habitat. Habitat is de analogie van standplaats voor de vegetatie. De habitat wordt in dit geval hoofdzakelijk gevormd door de bodem, met zowel fysisch-chemische als dode organische componenten. Dit betekent dat zowel het endorganische profiel als ook het ectorganische profiel, dat wil zeggen de strooisel-, fermentatie- en humuslaag, er toe worden gerekend. De levensgemeenschap wordt door ons niet tot de bodem gerekend. Als bodem en levensgemeenschap in samenhang worden be­schouwd, zal worden gesproken van het bodemecosysteem.

Behalve bodemfactoren zijn nog andere habitatfactoren van belang voor de bodemfauna. Men kan daarbij denken aan bijvoorbeeld het klimaat, de vegetatie of menselijke verstoring door grondbewerking.

Na een selectie van relevante habitatfactoren worden deze gegroepeerd tot een overzichtelijk aantal indelingskenmer-ken. Deze kenmerken moeten:

zoveel mogelijk operationele habitatfactoren zijii, dat wil zeggen dat zij direct van invloed moeten zijn op 'de levensruimte', 'het voedsel' of 'het klimaat' voor de bodemfauna; met meetbare variabelen te definiëren zijn en bij voorkeur moeten gegevens voor geheel Nederland be­schikbaar of af te leiden zijn.

In literatuur over bodemfauna-ecologie (onder meer Bongers et al., 1989; De Kruijf et al., 1984; Gleichman-Verheijen et al., 1990; Leadley Brown, 1987; Mueller, 1965; Wallwork, 1976) worden meer dan dertig habitatfactoren genoemd die van invloed zijn op de bodemfauna. Deze zijn echter voor het merendeel te herleiden tot:

saliniteit, moedermateriaal/textuur vochttoestand, zuurgraad, vegetatiestructuur humusprofiel/strooiseltype (onder meer naald versus loof) dynamiek (verstuiving, bewerking e.d.)

In de bestaande ecotopenclassificatie voor vegetatie zijn de meeste kenmerken reeds relevant geacht. Daar is aanslui­ting relatief gemakkelijk. Nog niet eerder gebruikt zijn moedermateriaal/textuur en humusprofiel/strooiseltype. Het strooiseltype is vooral van belang binnen bossen en struwe­len, omdat sommige afbraakproducten van strooisel zoals van beukeblad en Adelaarsvaren 'van nature' toxisch zijn voor bodemfaunasoorten.

Nadat de relevante kenmerken zijn geselecteerd, is een zinvolle indeling in klassen nodig. Deze is afhankelijk van de precieze werking van de factoren die als indelingskenmerk zijn gekozen. Bijvoorbeeld in het geval van de textuur gaat het vooral om de meerledige invloed op 'de levensruimte'

279

voor de bodemfauna. Zo hebben bodemdieren zonder graafcapa­citeiten een bepaalde poriegrootte nodig om zich te kunnen voortbewegen. Deze kan deels worden afgeleid van de korrelgrootte (textuur). Dieren met graafcapaciteiten moeten de grond opzij kunnen zetten, waarvoor de doordringbaarheid als functie van de textuur belangrijk is. Tenslotte kunnen door zwel- en krimpverschijnselen in zeer zware klei poriën worden dichtgedrukt. Op basis van deze 'functionele bena­dering' van het indelingskenmerk zou een driedeling in zand, lichte zavel tot en met lichte klei en zware klei mogelijk ecologisch relevant zijn, wat ook aansluit bij de tex­tuurklassen van de bodemkaart van Nederland. Naar een zinvolle klasse-indeling voor de geselecteerde indelingsken-merken op basis van autecologisch onderzoek aan bodemfauna-groepen wordt nog gezocht.

Als de indelingskenmerken en kenmerkklassen in hoofdlijnen zijn vastgesteld, kunnen bodemfaunagroepen en -soorten aan de gevormde ecotooptypen worden toegedeeld. Dit zal nog niet voor alle taxonomische groepen mogelijk zijn bij gebrek aan gegevens. Evenmin is het voor alle taxonomische^ groepen doelmatig tegen de achtergrond van de doelstellingen' van het onderzoek. De eerste selectie van, in het kader van het huidige onderzoeksproject, op te nemen groepen berust op de volgende criteria:

Groepen die relevant zijn vanuit de verschillende waarden en functies van de bodem, zoals ongestoord ecologisch functioneren, of risico's voor toppredatoren in de bodem (doorvergiftiging). Dominante of sleutelgroepen of -soorten. Groepen of soorten die een zelfstandige natuurwaarde hebben in verband met de wens tot beoordeling van de ecosysteemkwaliteit. Groepen en soorten die stapelvoedsel vormen voor de bovengrondse fauna met zelfstandige natuurwaarden. Tenslotte moeten de groepen of soorten voldoende systema­tisch en biogeografisch besJstireven „en onderzocht zijn.

Uitwerking van een aquatisch ecotopen%ysteem

Voor aquatische ecosystemen wordt een ecoljDpenclassifica-tie uitgewerkt (CML en RIN) die ook .toepasbaar moet zijn voor milieuthema's in het waterbeleid zoals vermesting, verzuring van oppervlaktewater of de verspreiding van gebiedsvreemd water. De aquatische ecotopenclassificatie wordt voorlopig alleen uitgewerkt voor de binnenwateren, zowel de zoete als de brakke.

Als indelingskenmerken zijn voorlopig geselecteerd: »»_

chloriniteit, stroming, dimensie (grootte en diepte), permanentie (droogvallend), zuurgraad voedselrij kdom

Voor het overige is de werkwijze identiek. Dit impliceert dat de kenmerken alle in klassen worden ingedeeld, waardoor

280

ecotooptypen ontstaan. Voor deze ecotooptypen worden soortengroepen opgesteld, waarbij de macrofyten en de macro­fauna worden ingedeeld.

In het kader van het aquatische ecotopenprojeet zullen ook geautomatiseerde toedelingssleutels worden ontwikkeld. Hiermee kunnen macrofauna- en/of macrofyteninventarisaties worden geïnterpreteerd. Dit maakt het mogelijk bestaande inventarisaties (STORA) en meetnetgegevens (IPAM: Interpro­vinciaal Aquatisch Meetnet) te gebruiken waarmee een ruimte­lijk beeld van de verbreiding van aquatische ecotooptypen en veranderingen hierin is te verkrijgen.

Signalering, voorspelling en beoordeling met betrekking tot effecten van stoffen

Zoals gezegd is een ecotoopclassificatie bedoeld als instrument om in het stoffenbeleid geografisch gedifferen­tieerd te kunnen signaleren, voorspellen en beoordelen.

Signalering

Signalering van de effecten van stoffen vereist het gebruik van de resultaten van betrouwbare landsejekkende inventarisaties van bodemfauna en macrofauna in wateren. Deze zijn reeds nodig voor een goed beeld van de huidige toestand, maar voor de signaleringsfunctie is zelfs behoefte aan gegevens van verschillende perioden, zodat een verande­ring kan worden gesignaleerd.

Voor de meeste bodemfaunagroepen ontbreken dergelijke landsdekkende inventarisaties. Evenmin is te verwachten, gezien de hoeveelheid tijd en geld die hiermee gemoeid zouden zijn, dat deze er zullen komen. In deze blijvende lacune kan echter deels worden voorzien door het opzetten van een ecologisch meetnet waarin bodemfauna en abiotische factoren in combinatie worden bepaald.

Voor de macrofauna in wateren bestaan reeds uitgebreide monitoringsprogramma's bij provincies en waterschappen/ zuiveringsschappen, alhoewel hier evenmin sprake is van systematische landsdekkende inventarisatie. Tevens is het landsdekkend inter-provinciaal meetnet voor aquatische ecosystemen (IPAM) van belang.

Voorspelling

De ecotoopclassificatie kan voorts worden gebruikt voor het bouwen van voorspellingsmodellen. Tot nog toe hebben die veelal slechts betrekking op een 'standaardecosysteem' met een 'standaardbodem' of een 'standaardpaling', waardoor geen rekening gehouden kan worden met specifieke verschillen in gevoeligheid tussen verschillende ecosystemen.

Bij voorkeur dient bij voorspellingen te worden uitgegaan van de feitelijke huidige toestand. Nu is die, zoals bij het bovenstaande over signalering is gesteld, vaak niet bekend in het geval van bodemfauna en slechts gedeeltelijk in het geval van macrofauna in wateren. Daarom moet de uitgangstoe­stand worden benaderd. Voor aquatische ecosystemen kan dan worden gedacht aan extrapolatie van meetnetgegevens naar

281

mpm-

ecotopen van hetzelfde type in de nabije omgeving. Voor bodemfauna kan slechts een schatting worden gemaakt op basis van bekende correlaties tussen het voorkomen van bodemfauna en ecosysteemkenmerken die wel landsdekkend geïnventariseerd zijn. Daarbij kunnen bijvoorbeeld bodemkaarten in combinatie met vegetatiekaarten en landgebruiksgegevens van nut zijn. Verarming die als gevolg van het gebruik van stoffen reeds heeft plaatsgevonden, is dan niet verdisconteerd.

Beoordeling

Meetnetresultaten en modeluitkomsten dienen een zekere betekenis te hebben: het moet mogelijk zijn ze te vergelij­ken met normen, in welke vorm dan ook. Het kan daarbij gaan om globale beleidsdoelstellingen, natuurlijke referenties of wettelijk vastgestelde streefwaarden, richtwaarden dan wel grenswaarden (Ministerie VROM, 1990b). Te denken valt aan beleidsdoelstellingen zoals:

bodembeleidsdoelstellingen en waterbeleidsdoelstellingen: multifunctionele bodem, gezond ecologisch functioneren en verdergaande ecologische doelstellingen (natuur); en natuurbeleidsdoelstellingen: bescherming van ecosystemen en bijzondere soorten. ,

Deze twee groepen doelstellingen 'geven richting aan een mogelijk beoordelingskader, waarvan operationalisering nog niet echt ver gevorderd is. Wij zullen trachten deze beleidsdoelen te concretiseren in ecologische termen.

Allereerst blijkt sprake te zijn van nadruk op procesken-merken ('functioneren') in het bodembeleid en waterbeleid, en nadruk op structuurkenmerken (diversiteit, soorten) in het natuurbeleid. Ons inziens dienen, zo mogelijk, proces-en structuurkenmerken steeds te samen in beschouwing te worden genomen. In relatie tot stoffen zou dit Jkunnen worden uitgewerkt in vier groepen beoordelingscriteria, namelijk:

structuurkenmerken: % , "diversiteit in de breqjSte"

mate van volledigheid (relatieve soortenrijkdom ten opzichte van de ecologische soortengroep) per trofisch niveau

"diversiteit in de lengte" t volledigheid aantal.trofische niveaus

proceskenmerken: "vitaliteit"

ongeremdheid primaire en secundaire productie "stoelgang"

ongeremdheid afbraakprocessen en structuurvor­ming (fragmentatie, mineralisatie, humüicatie e.d.).

Voor alle vier groepen criteria moeten natuurlijke trajecten per ecotooptype als referentie dienen, waarmee ze zijn teruggevoerd op het criterium 'natuurlijkheid'. Bedenk hierbij dat ook pionierecotooptypen (akkers en stuifzanden) en graslandecotooptypen zijn onderscheiden, die hun eigen 'natuurlijke' trajecten kennen. Vervolgens kunnen dan

282

toelaatbare afwijkingen worden geformuleerd als grenswaarde. Het gebruik van de 'mate van volledigheid' van plantesoor-tengroepen per atlasblok, eerder in deze bijdrage genoemd, maakt gebruik van dit criterium. Het blijkt goed te werken bij signalering en voorspelling van relatief grote verande­ringen. In andere bijdragen in dit boek (Canters & de Snoo; Ernst & Verkleij; Hummel & van Urk, 1991) worden relevante effecten van stoffen genoemd die de populatie-omvang niet beïnvloeden. Dergelijke effecten zijn slechts meetbaar door procescriterium "vitaliteit" als maat te nemen. Ook is bekend dat ectorganische profielen snel in dikte kunnen toenemen door geremde afbraak, waarbij de afgenomen acti­viteit van micro-organismen een rol speelt (Admiraal & Van Beelen, 1991, dit boek).

Na een beoordeling op grond van 'normen' voor de genoemde proces- en structuurkenmerken, kan ten behoeve van het beleid een presentatievorm worden gekozen in termen van 'kansen voor ambassadeurs' in de vorm van aansprekende soorten zoals dassen, otters, zeehonden of lepelaars. Daarbij kan een simpel leesbaar plaatje gebruikt worden, overeenkomstig de AMOEBE van Rijkswaterstaat (Ten Brink & Hosper, 1989; Klijn et al., 1990b; Udo de Haes et al., 1990). De werkelijke beoordeling dient ons inzien^ echter steeds plaats te vinden met behulp van ook de bovengenoemde meer omvattende criteria.

Slot

Uit het bovenstaande zou men misschien de indruk kunnen krijgen dat het ecotopensysteem een soort Haarlemmerolie is, goed voor alle kwalen. Liever vergelijken wij het echter met zalf: de meeste zalfjes stelt een apotheker samen op basis van dezelfde zuurvrije vaseline, met steeds een andere werkzame stof. In die termen is het ecotopensysteem inderdaad voor verschillende toepassingen bruikbaar, mits de voor de gestelde toepassing relevante elementen worden toegevoegd.

Met betrekking tot PEIS lijken een aantal ingrediënten nog niet bekend en lijkt er nog flink geëxperimenteerd te moeten worden. Daar staat tegenover dat ons inziens meer bruikbaar materiaal voorhanden is dan vaak wordt gesug­gereerd. Door het bruikbare materiaal in het kader van PEIS (looptijd tot eind 1992) adequaat te bewerken, hopen we dat werkelijke kennislacunes snel in beeld zullen komen en dat de meest cruciale worden opgevuld.

Dankbetuiging

Deze bijdrage heeft betrekking op onderzoek dat nog in uitvoering is bij CML, RIN en RIVM. De bij het onderzoek betrokken personen worden bedankt voor hun bijdragen aan discussies over zaken die in dit artikel worden aangesneden, met name Caspar de Bok, Bart Specken, Nellie Sinnige (allen CML), Piet Verdonschot, Wim van der Hoek (beide RIN), Tom Aldenberg, Jan Janse en Wilma Visser (allen RIVM).

283

Literatuur

Bongers, A.M.T., R.G.M, de Goede, F.I. Kappers & R. Manger, 1989. Ecologische typologie van de Nederlandse bodem op basis van de vrij levende nematodenfauna. RIVM rapport 718602002, Bilthoven.

Canters, K.J., G.R. de Snoo, F.W.M, de Jong & J. van der Linden, 1989. Neveneffecten van bestrijdingsmiddelen op terrestrische evertebraten en aquatische fauna. CML mededelingen 46, Leiden.

Claessen, F.A.M, in druk. Beleidsanalyse waterhuishouding Natuur-Terrestrisch. DBW-RIZA nota 89081, Lelystad.

Claessen, F.A.M. & J.P.M. Witte, 1991. National Water Management Strategies for Conservation and Recovery of Terrestrial Ecosystems. In: Ravera , 0. (ed.): Terres­trial and aquatic ecosystems; perturbation and recovery. Ellis Horwood Ltd, Chichester, England.

Gleichman-Verheijen, E.C., H.E. van Capelleveen & J.A. Klijn, 1990. Naar een ecologische classificatie en beoordeling van bodems. Een haalbaarheidsstudie t.b.v. onderzoekprogrammering. RMNO, Den Haag.

Klijn, F., 1988. Milieubeheergebieden. Deel A: Indeling van Nederland in ecoregio's en ^ecodistricten. Deel B: Gevoeligheid van de ecodistricten voor verzuring, vermesting, verontreiniging en verdroging. CML mededelin­gen 37, Leiden.

Klijn, F. & A. Laansma, 1990. Gebiedsgericht milieubeleid. Theorie en praktijk en aanzet tot onderzoeksprogram­mering. CML mededelingen 61, Leiden

Klijn, F., J.B. Latour, M.I. Nip, C.L.G. Groen & H.A. Udo de Haes, 1990a. De milieukwaliteit van ecodistricten. Deel 1: Ecologische normstelling en milieukwali"t;eitsbepaling. RIVM rapport 751901002, Bilthoven/ CML mededelingen 62, Leiden.

Klijn, F., J.B. Latour, M.I.fNip, C.L.G. Groen, H.A^Udo de Haes, M.M.H.E. van den Be^g & J.J. Hofstra, 1990b. De milieukwaliteit van ecodistricten. Deel 2: Methode en aanzet tot uitwerking. RIVM rapport,751901003, Bilthoven/ CML mededelingen 63, Leiden..

Kruijf, H.A.M, de, F.I. 'Kappers, J.C. Enderman, H.J. Kool, J.P.G. Loch & D. de Zwart,. 1984., Bodemecologie. VROM Reeks Bodembescherming 37. Staatsuitgeverij, Den Haag.

Leadley Brown, A., 1987. Ecology of Soil Organisms. Heinemann Educational Books, London.

Maarel, E. van der & P.L. Dauvellier, 1978. Naar een Globaal Ecologisch Model voor de ruimtelijke ontwikkeling van Nederland. Staatsuitgeverij, Den Haag.

Meijden, R. van der, C L . Plate & E.J. Weeda, 1989^, Atlas van de Nederlandse flora. Deel 3. RHHB, Leiden/ CBS, Voorburg.

Ministerie L&V, 1989. Natuurbeleidsplan. (Beleidsvoornemen). Staatsuitgeverij, Den Haag.

Ministerie VROM, 1989. Kiezen of verliezen. Nationaal Milieubeleidsplan. Staatsuitgeverij, Den Haag.

Ministerie VROM, 1990a. Gebiedsgericht milieubeleid. Actie­plan. Staatsuitgeverij, Den Haag.

Ministerie VROM, 1990b. Milieuprogramma 1991-1994. Deel III:

284

Begrippenkader van het milieubeleid. Mueller, G., 1965. Bodenbiologie. Gustav Fischer Verlag,

Jena. RIVM (red. F.Langeweg), 1988. Zorgen voor Morgen. Nationale

milieuverkenning 1985-2010. Samsom HD Tjeenk Willink, Alphen a/d Rijn.

Runhaar, J., CL.G Groen, R. van der Meijden & R.A.M Stevers, 1987. Een nieuwe indeling in ecologische soortengroepen binnen de Nederlandse flora. Gorteria 13 (1987), Rijksherbarium, Leiden.

Stevers R.A.M., J. Runhaar, H.A Udo de Haes & C.L.G Groen, 1987. Het CML-ecotopensysteem, een landelijke ecosysteem­typologie toegespitst op de vegetatie. Landschap 4(1987)/2: 135-150.

Ten Brink, B.J.E. & S.H. Hosper, 1989. Naar toetsbare ecologische doelstellingen voor het waterbeheer: de AMOEBE-benadering. H20 (22), nr. 20: 612-617.

Udo de Haes, H.A., E. van der Voet, M.I. Nip, F. Klijn, C.L.G. Groen & J.B. Latour, 1990. De opzet van ecologi­sche normstelling voor terrestrische gebieden. In: Van der Schraaf, A.A.A., H.A.M. de Kruijf & R. Cuperus (red.). Strategieën voor ecologische normstelling, het spel en de knikkers. SDU uitgeverij, Den Haag. /

Wallwork, J.A., 1976. The Distribution and Diversity of Soil Fauna. Academie Press, London.

Witte, J.P.M., 1990. DEMNAT: aanzet tot een landelijk ecohy-drologisch voorspellingsmodel. DBW/RIZA nota 90.057, Lelystad.

Witte, J.P.M. & R. van der Meijden, 1990a. Ecosystemen van natte en vochtige standplaatsen in Nederland. Nota DBW/RIZA nr. 89.071, Lelystad.

Witte, J.P.M. & R. van der Meijden, 1990b. Natte en vochtige ecosystemen. Wetenschappelijke mededeling KNNV nr. 200.

285

r Sectie 4

Ethiek, politiek en actie ten aanzien van stoffen in ecosystemen

MILIEUGEVAARLIJKE STOFFEN IN POLITIEK PERSPEKTIEF

D.K.J. Tommei

Tweede Kamer, Fractie D'66, Postbus 20018, 2500 EA 's-Gravenhage

Samenvatting

Om een goed stoffenbeleid te kunnen voeren moet de minister van VROM de verantwoordelijkheid krijgen voor het gehele Rijksstoffenbeleid. Met de instelling van PEIS heeft VROM een goede stap gemaakt in de richting van een integrale doorlichting van dit Rijksstoffenbeleid. Noodzakelijk is een nota met wijze aanpak en tijdpad van deze doorlichting.

Stoffenbeleid

De politiek heeft zich tot voor kort in het kader van het milieubeleid t.a.v. milieugevaarlijke stoffen voornamelijk beziggehouden met de bescherming van het menselijk leef­milieu tegen te hoge concentraties van deze stoffen. Dit gebeurt o.a. door het stellen van MAC, ADI, verlenen van vergunningen, etc. Vanuit andere departementen wordt tevens stoffenbeleid gevoerd (LNV: toelating bestrijdingsmiddelen; V&W: waterkwaliteit) maar dit is echter ook meest humaan gericht (drinkwaterkwaliteit). Er is nog geen integrale, samenhangende aanpak van de effecten van het gebruik van milieugevaarlijke stoffen geweest.

Milieugevaarlijke stoffen hebben tot nu toe weinig aandacht gekregen van de politiek, en voor zover die aandacht er wel was moet deze worden gekenschetst als niet-systematisch voor wat betreft de keuze van de stoffen en in de tijd gezien incidenteel. Slechts in gevallen dat een stof (bewust of onbewust) in grote concentraties in het milieu terecht komt werd aan de bel getrokken (Seveso: dioxine; Sandoz: bestrijdingsmiddelen).

PEIS

Voor het eerst wordt nu in de vorm van het Project Ecolo­gische Inpasbaarheid Stoffen door VROM een poging ondernomen om een ecologisch inpasbaar stoffenbeleid te formuleren of-

anders gezegd - het stoffenbeleid door te lichten vanuit ecologisch perspectief. De term ecologische inpasbaarheid is voor het eerst gebruikt in de Urgentienota Milieuhygiëne. Ecologisch inpasbaar handelen wordt in deze nota genoemd als "een onontkoombare voorwaarde, wil de mens de vele mogelijk­heden, die het milieu hem biedt om tot ontplooiing te komen, volledig benutten". Het doorlichten van het stoffenbeleid vanuit ecologisch perspektief zal in het gehele milieubeleid systematisch moeten gebeuren. Binnen PEIS wordt gewerkt aan een Uniform Beoordelingssysteem Stoffen. Op den duur moeten het UBS bestaande en nieuwe aangemelde stoffen op hun milieueffecten

289

beoordeeld worden. Omdat er talloze bestaande stoffen in gebruik zijn, moet er een keuze gemaakt worden welke stoffen beoordeeld moeten worden. Deze keuze mondt uit in een aandachtsstoffen- en prioritaire stoffen-lijst. Een voorschot op deze doorlichting van het stoffenbeleid is de NMP-bijlage "Omgaan met risico's" waarin wordt geformu­leerd in welke mate bepaalde bedreigingen zoals milieu­gevaarlijke stoffen een risico mogen vormen voor mens, plant, dier en ecosysteem. Zo'n systematische doorlichting heeft alleen kans van slagen als op alle, het milieu betreffende, gebieden vanuit één uitgangspunt wordt gewerkt, en het ligt voor de hand de minister van VROM hiervoor de verantwoordelijkheid te geven. Milieu is enerzijds een voorwaarde voor een duurzame ontwikkeling en voortbestaan van natuurlijke waarden in Nederland en anderzijds een voorwaarde voor een duurzame economie. Een en ander past goed in het karakter van het NMP en NMP-Plus als overkoe­pelende nota's, die geïnitieerd door VROM, mede door de ministers van EZ, L&V en V&W aan de Tweede Kamer zijn aangeboden.

Er is nog een tweede reden om het beleid t.a.v. milieu­gevaarlijke stoffen aan de minister van VROM toe te vertrouwen. Voor de achteruitgang van (de levensomstandig­heden van) planten en dieren is een veelheid van oorzaken aan te wijzen, zoals verzuring, vermesting, verdroging, versnippering en chemische belasting. Deze oorzaken zijn het gevolg van (vaak economische) activiteiten die in principe onder de hoede vallen van ministeries van EZ en LNV. Vaak is de precieze bijdrage van elk van deze factoren aan de achteruitgang van het milieu niet bekend. Daarom is het van belang dat de minister van VROM, die het geheel- nog het best kan overzien, het stoffenbeleid vorm geeft. De minister van VROM heeft in het NMP al een aantal uitgangspunten voor milieubeheer geformuleerd. « «

* De hierboven voorgestelde wijziging iri de verdeling van verantwoordelijkheid tussen de betreffende bewindslieden is politiek een heet hangijzer, maar voor groot belang voor het welslagen van het stoffenbeleid. ,

Knelpunten

Knelpunten in het stoffenbeleid worden voornamelijk veroorzaakt door de economische macht van EZ en LNV. Milieu­argumenten zijn nog steeds van secundair belang in de afweging om een stof of een productieproces al of niet toe te laten. Dit is gezien de milieubeleidsdoelstellinge.n die door de ministers van EZ, LNV en V&W mede zijn aangeboden aan de Tweede Kamer, nog een reden om de volledige verant­woordelijkheid voor het stoffenbeleid bij VROM te leggen en zo het milieuargument te verzwaren. De belangrijkste knelpunten in het stoffenbeleid zijn:

1. Het bestrijdingsmiddelenbeleid. Meer bestrijdingsmiddelen dan thans is bepaald zullen moeten worden verboden, en de te verbieden middelen

290

zullen sneller moeten worden uitgefaseerd.

2. Het industriebeleid De hele productiecyclus zal moeten worden doorgelicht en onderzocht op aanwezigheid van milieugevaarlijke stoffen. Het toepassen van persistente, niet afbreekbare stoffen (zoals zware metalen, gechloreerde koolwaterstoffen) zal in de toekomst niet langer mogelijk zijn, tenzij kan worden gegarandeerd dat deze stof uit het natuurlijk milieu kan worden gehouden. De bewijslast hiervoor ligt bij de (potentiële) gebruiker of producent.

3. De huishoudelijke sector. In de huishoudelijke sector waarin meer milieugevaarlijke stoffen omgaan dan men zich vaak realiseert, zoals detergenten, wasverzachters, voedseladditieven, chloor bevattende kunststoffen (PVC), brandvertragers, verf, etc. Aan een drastische sanering van de in deze sector gebruikte en gebruikelijke stoffen kan niet worden ontkomen.

Chemisehe tij dbommen

Aparte aandacht is nodig voor een nieuw fenomeen met de naam chemische tijdbommen. Een chemische tijdbom ontstaat als een milieugevaarlijke stof zich ophoopt in de immobiele fractie van de bodem en door verandering in milieuomstandigheden (bijv. pH, grondwaterstand) kan vrijkomen. Chemische tijdbommen ziijn in het verleden ontstaan door het ontbreken van een echt stoffenbeleid. De meest pregnante voorbeelden hiervan zijn de fosfaatverzadigde gronden, de vervuilde (onderwater)bodems, en de PCB's waarvan nog slechts 10% in het milieu terecht is gekomen en de resterende 90% als een zwaard van Damocles boven ons hoofd hangt. Door allerlei oorzaken (graven, baggeren, ophogen, ontwatering van agrarisch gebied, wegenaanleg, klimaatverandering) kunnen deze chemische tijdbommen afgaan, i.e. de milieubedreigende stoffen beschikbaar komen. In het stoffenbeleid zal met de verborgen gevaren/gevolgen van beheersmaatregelen, grond­werkzaamheden, e t c , maar ook van economisch beleid, rekening moeten worden gehouden. Het fenomeen chemisch tijdbom kent veel aspecten, invalshoeken en betrokkenen en oplossing van dit probleem bestaat voornamelijk uit voorzorgsmaatregelen zodat chemische tijdbommen niet afgaan of ontstaan. De complexheid van het probleem mag echter geen excuus zijn voor het uitblijven een oplossing.

Implementatie ecologische inpasbaarheid

Het ecologisch inpasbaar maken van het stoffenbeleid is een proces met grote gevolgen voor bijna alle sectoren van het economisch leven. Het zal zeker op grote weerstand stuiten (bestrijdingsmiddelen; was- en reinigingsmiddelen) en het is alleen al daarom van groot belang dat de Tweede Kamer de vorderingen nauwkeurig kan volgen. Een samenhangende nota over het stoffenbeleid, waarin het te voeren beleid m.b.t. de ecologische inpasbaarheid van stoffen wordt uiteengezet

291

en waaraan een uitvoeringsschema is verbonden, is dan ook geen luxe. Zo'n nota is er nog niet, maar zal er gezien de noodzaak op redelijk korte termijn moeten komen. In deze nota mag het hoofdstuk wetgeving niet ontbreken. Het gaat hierbij in de eerste plaats om het in de milieuwet­geving vastleggen van het uitgangspunt van een ecologisch verantwoord lange termijn stoffenbeleid, gebaseerd op het beheersen van de hele keten die een stof doorloopt (van wieg tot graf) (zie figuur 1). Logisch is ook dat de bevoegdheden en de verantwoordelijkheden van de minister van VROM op dit terrein wettelijk worden geregeld. In de tweede plaats zal de hierboven genoemde ' van wieg tot graf'-benadering een praktische vertaling moeten krijgen in de diverse milieu­wetten. Zo zal de regeling voor de milieueffectrapportage moeten worden uitgebreid met een verplichte milieueffect­rapportage voor de totale keten. Dit wil zeggen dat voor alle fasen en processen die de bewuste stof doorloopt de ecologische inpasbaarheid getoetst moet worden

Slot

Het Project Ecologische Inpasbaarheid Stoffen zal in begin 1993 rapporteren aan de Tweede Kamer. De nota die dan op tafel ligt is mede tot stand gekomen door participatie van LNV (NMF) en V&W. Vanaf dat moment zal duidelijk worden hoe zwaar men het milieuargument wil laten wegen in de bescher­ming van mens, plant dier en ecosysteem tegen de invloed van milieugevaarlijke stoffen.

292

PERSPECTIEVEN VOOR EEN HARDER INTERNATIONAAL STOFFENBELEID

L. Reijnders

IVAM, Universiteit van Amsterdam; Stichting Natuur en Milieu, Utrecht

Samenvatting

Het beleid ten aanzien van milieugevaarlijke stoffen is traditioneel sterk effectgericht. Een verschuiving naar een meer brongericht beleid is wenselijk, waarbij met name een ruime plaats moet worden gegeven aan afvalpreventie, ecologisch ontwerpen ('ecodesign') en hergebruik. Wat betreft het antropocentrische effectgerichte beleid dient er een verandering plaats te vinden, waardoor meer rekening wordt gehouden met medesoorten en organismen, nu en in de toekomst.

Een blik op het verleden leert dat het zwaartepunt van het stoffenbeleid tot nu toe ligt bij een aantal westerse industrielanden en zich heeft geconcentreerd op eei) beperkt aantal stoffen. In Nederland steekt het stoffenbeleid niet slecht af tegen dat in andere westerse industrielanden door een bredere, maar de vooruitgang is gering.

Multinationale organisaties hebben nauwelijks bijgedragen tot de daadwerkelijke beperking of terugdringing van milieu­gevaarlijke chemicaliën. De EG is tot nu toe het meest actief geweest t.a.v. regulering van milieugevaarlijke stoffen. De EG-regelingen lopen echter eerder uit op legalisering van bestaande wantoestanden dan op voortvarende risicoreducties. Alles bijeen is het beeld van het inter­nationale stoffenbeleid tot nu toe deprimerend. Het sterk gegroeide milieubewustzijn biedt echter wel kansen voor verbetering.

Inleiding

In mijn bijdrage wil ik twee kwesties aan de orde stellen. Ten eerste de vraag hoe een beleid ten aanzien van milieuge­vaarlijke stoffen er uit zou moeten zien. En ten tweede wat de kansen op zo'n beleid internationaal gesproken zijn.

Het beleid inzake milieugevaarlijke stoffen wordt tradi­tioneel opgedeeld in een brongericht beleid en een effect­gericht beleid. Een brongerichte benadering beoogt - in eerste aanleg los' van de effecten - de toevoeging van bezwaarlijke stoffen aan het milieu zo klein als technisch mogelijk te houden. Het effectgerichte beleid gaat uit van effecten van milieugevaarlijke stoffen, en probeert het gebruik van de stoffen in kwestie binnen bepaalde effectbe-perkende normen te persen.

Ik heb een principiële voorkeur voor het brongerichte beleid; feit is echter dat het stoffenbeleid altijd sterk effectgericht is geweest en gebleven. Er is bij velen zelfs een vorm van verslaving aan effectgericht beleid ontstaan.

293

Men kan dat goed zien aan het sterke verzet onder 'des­kundigen' uit de industrie tegen de preventieve 0,1 pg.1"1

drinkwaternorm voor bestrijdingsmiddelen, als die niet vanuit effecten is onderbouwd.

Karakteristiek is voorts dat het effectgerichte stoffen-beleid zich altijd heeft georiënteerd op thans levende organismen en traditioneel een antropocentrische inslag heeft.

Verschuiving geboden

Tegen deze achtergrond zijn drie belangrijke verschui­vingen in het stoffenbeleid geboden.

Ten eerste in de richting van een brongerichte aanpak waarin afvalpreventie (voorkoming van afvalstromen in ruime zin), ecologisch ontwerpen ('ecodesign') (moleculair- en produktontwerp gericht op ecologische inpasbaarheid) en hergebruik en zuivering aan de bron centraal staan.

In de tweede plaats dient overeenkomstig het begrip duurzame ontwikkeling in de effectgerichte oriëntatie een verschuiving plaats te vinden van de tijdshorizon*.' Naast eigentijdse organismen dienen ook toekomstige organismen een belangrijke rol te spelen bij de bfeoordeling van effecten: d.w.z. chemi sehe tij dbommen.

En in de derde plaats dienen effecten op andere natuur­lijke soorten dan de mens en ecosystemen een volwaardige plaats te krijgen in de beoordeling van met stoffen verbonden milieu-effecten. -

De tweede en derde verschuiving zou ik graag nader willen bespreken. Laat ik beginnen met de kwestie van de gewenste meer ecocentrische benadering van de milieu-effecten.

De mensgerichte benadering in het stoffenbeleid erodeert (gelukkig!) reeds geruime tijd, maar dit heeft nog niet geleid tot consensus over da mate waarin onze medesoorten moeten worden beschermd. In "[Omgaan met Risico's' (Mini­sterie VROM, 1989b), een bijlage van het Nationaal Milieu­beleidsplan, wordt voorgesteld voor• reeds op de markt zijnde stoffen de grens tussen toelaatbaar en ontoelaatbaar te leggen bij een concentratieniveau waarbij i ten minste 95 procent van onze medesoorten wordt beschermd.' Deze norm is zacht gezegd omstreden. De andere kant van deze norm is immers dat per stof tot 5 procent van de soorten mag worden geschaad. Dit zou bijvoorbeeld betekenen dat er voor PCB's beleidsmatig geen vuiltje aan de lucht is want deze schaden slechts enkele top-predatoren zoals zeehond, otter en aal­scholver. Met alleen al 50.000-100.000 door de mens gemaakte stoffen in algemeen gebruik betekent zo'n 5-procehtsnorm voorts dat onze medesoorten vele malen mogen worden uitge­roeid, met dank aan de regering.

En dan wordt nog voorbij gegaan aan de samenloop met pro­blemen als bodemverzuring en opwarming van het klimaat.

Opvallend is trouwens ook dat tussen 'Omgaan met Risico's' en het Natuurbeleidsplan de samenhang van los zand bestaat. Het antwoord op de vraag of en hoe de in 'Omgaan met risico's' prijsgegeven 5 procent van de natuurlijke soorten

294

per stof in natuurgebieden zal worden beschermd blijft derhalve een mistbank.

Een meer serieuze ecocentrische aanpak lijkt dan ook dringend geboden. Naar mijn mening dient zo'n aanpak er in industrielanden minimaal vanuit te gaan dat een verdere reductie van het aantal natuurlijke soorten niet acceptabel is, hetgeen met name ook de blijvende integriteit (Norton, 1990) van ecosystemen vereist.

Het tweede punt dat ik voor nadere bespreking aanroerde is de, naar mijn mening, noodzakelijke oriëntatie op toekom­stige organismen.

Normen voor de blootstelling aan stoffen zoals wij die thans kennen (Ministerie VROM, 1989a; Copius Peereboom & Reijnders, 1989) hebben betrekking op eigentijdse orga­nismen, mensen, planten of dieren. Ze beogen paal en perk te stellen aan de schade die deze organismen nu door de blootstelling aan milieugevaarlijke stoffen oplopen.

Het begrip duurzaamheid ('sustainability'), dat een centrale plaats inneemt in het huidige milieubeleid (Ministerie VROM, 1989a), heeft echter niet alleen betrek­king op het heden, maar ook op de toekomst.

In het Nationaal Milieubeleidsplan wordt een duurzame ontwikkeling ('sustainable development') als volgt gedefi­nieerd :

'Een ontwikkeling die voorziet in de behoeften van de huidige generatie zonder daarmee voor toekomstige genera­ties de mogelijkheid in gevaar te brengen om ook in hun behoeften te voorzien.' (Ministerie VROM, 1989a) Hoewel deze definitie antropocentrisch is, heeft toe­

passing ervan ook een belangrijke betekenis voor andere natuurlijke soorten dan de Homo sapiens.

Het zal duidelijk zijn dat in relatie tot toekomstige generaties dàt type milieuvervuiling van belang is, dat een langdurige doorwerking in de toekomst heeft, of kan hebben.

Soorten vervuiling met langdurige doorwerking

Als we kijken naar de 'anatomie' van op de lange termijn doorwerkende milieubedreigingen dan kunnen we verschillende typen onderscheiden.

In de eerste plaats zijn er de calamiteiten met een lang­durige doorwerking op de milieukwaliteit. Als klassieke voorbeelden hiervan kunnen het ongeval met de kerncentrale in Tsjernobyl (1986) en de verongelukte kernonderzeeërs worden beschouwd. Ook lozingen van olie of chemicaliën met een langdurige doorwerking op het ecosysteem, welke bijvoorbeeld kunnen optreden bij industriële en scheeps­ongevallen, horen in deze categorie.

In de tweede plaats zijn er blootstellingen die door hun effect op erfelijk materiaal aanleiding kunnen geven tot overerfelijke aangeboren afwijkingen in toekomstige genera­ties. Hier gaat het om blootstelling nu aan ioniserende straling, respectievelijk mutagene stoffen, met effecten in de toekomst.

Ten derde zijn er op de lange termijn doorwerkende milieu-

295

nadelen verbonden met de geleidelijke cumulatie van stoffen in bepaalde onderdelen van het milieu. Een aantal niet en slecht afbreekbare stoffen wordt thans opgehoopt in onder­delen van het milieu als de atmosfeer, de bodem en de zeeën. Tot dit soort cumulatieproblemen behoren (Langeweg, 1988; Reijnders, 1989): -de geleidelijke opwarming van het klimaat door een aantal gassen met een broeikaseffect; -de afbraak van de ozonlaag door gehalogeneerde koolwater­stofverbindingen; -de verzuring, overvoeding en vergiftiging van de bodem, en -de geleidelijke 'oplading' van de zeeën met stoffen als plastics, PCB's en fosfaten; -de oplading van bodems en grondwater met "chemische tijd­bommen" .

Ten aanzien van het laatste gaat het om vormen van bodem­vervuiling die aanleiding geven tot langzame verplaatsing van bezwaarlijke stoffen middels het grondwater (Langeweg, 1988; Reijnders, 1989). Tot deze categorie ' rfiemische tijdbommen' behoort onder meer het 'leeglekken' van 'gecontroleerde storten' met chemisch afval en kernafval, en de besmetting van grondwater met bestrijdingsmiddelen, meststoffen en organische oplosmiddelen. In zulke gevallen kunnen er eeuwen verlopen tussen de uiteindelijke oorzaak (het creëren van een gecontroleerde stort, het besmetten van grondwater) en de blootstelling van organismen.

Operationali sering

Een voor de hand liggende operationalisering van het duur-zaamheidsbeginsel in het vlak van vervuiling is deze: Men dient het milieu niet meer vervuild achter te laten dan men het heeft gekregen. Immers, zou men toegevoegde vervuiling wel accepteren, dan kunnen* toekomstige generaties ook aanspraak maken op extra vervuiling 'en wordt het milieu uiteindelijk, vroeg of laat, ontoelaatbaar belast. Deze operationalisering wordt ook wel het 'stand still-beginsel' genoemd, of de 'steady state-benadering' en is concentratie-gericht. , ,. '.

Een tweede operationalisering is in essentie effect­gericht. Daarbij staat de kwestie van de rechtvaardige verdeling van schade of risico's in de tijd centraal.

Over de vraag wat in dit opzicht een rechtvaardige verdeling is bestaan sterk uiteenlopende opvattingen.

Men kan in beginsel drie kanten op. In een eerste bena­dering kan men gebruik maken van discontovoeten, zoals^ in de economie gebruikelijk is. Hierbij worden grof gezegd "grote risico's of schades in een verre toekomst omgerekend naar kleine risico's of kleine schades nu.

Volgens deze benadering hoeft men zich over de toekomst minder zorgen te maken dan over het heden. Schade aan de belangen van toekomstige generaties telt minder zwaar dan schade nû. Dit is een ecologisch verwerpelijke benaderings­wijze.

Een tweede benadering is dat men levende organismen in de

296

toekomst even zwaar laat tellen als levende organismen nû. In dit geval moeten normen die nu gelden in beginsel ook voor de toekomst worden gewaarborgd. Dit klinkt ecologisch redelijk maar houdt geen rekening met chemische tijdbommen.

In een derde benadering laat men risico's of schades die in de toekomst tot uiting komen zwaarder tellen dan risico's of schades nü op grond van de volgende redenering.

De acceptatie van nadelen van een activiteit is sterk ver­bonden met de aan die activiteit gelieerde baten die tegenover de nadelen staan. Bij schades en risico's die toekomstige generaties treffen is er voor hen echter in de regel geen sprake van compensatie door baten. De situatie is veeleer: wij de lusten, zij de lasten. Daarmee komt de rechtvaardiging van de export van risico's en schade naar de toekomst op losse schroeven te staan. De vraag of activi­teiten die aanleiding geven tot ongecompenseerde risico's in de toekomst überhaupt wel aanvaardbaar zijn, moet dan ook met 'nee' worden beantwoord.

Deze laatste benadering, waarbij risico's of schades in de toekomst zwaarder tellen dan risico's of schades nu, sluit naar mijn mening het beste aan bij het begrip duurzaamheid. Deze opstelling laat de meeste ruimte voor een onbedreigde behoeftevoorziening van toekomstige generaties. /

Zowel de emissie(bron)gerichte als de effectgerichte operationaliseringen van het begrip duurzaamheid leiden tot grote afwijkingen ten opzichte van normen gebaseerd op de situatie hier en nu, als het gaat om milieubedreigingen die in de toekomst doorwerken. Wanneer we respectievelijk de emissiegerichte en de effectgerichte benaderingen van duurzaamheid toepassen op deze lang doorwerkende bedrei­gingen van het milieu, dan leiden ze echter niet nood­zakelijk tot dezelfde resultaten.

Voor een zo goed mogelijke operationalisering van het concept duurzaamheid lijkt het dan ook gewenst gebruik te maken van een mengvorm van beide benaderingen. Daarbij wordt in eerste aanleg uitgegaan van een emissiegerichte bena­dering, maar wordt een correctie aangebracht in die gevallen waarin deze in onvoldoende mate leidt tot preventie van nadelige effecten.

In grote lijnen leidt deze gemengde effect- èn emmisie-gerichte benadering tot de volgende operationalisering.

1. Vervuiling die in één of meer milieucompartimenten leidt tot stijgende concentraties is in de regel onaanvaard­baar. Op dit "steady state"-criterium dient een uitzon­dering te worden gemaakt in de volgende gevallen.

- Indien stabilisatie van de concentratie niet leidt tot stabilisatie van het nadelig effect. Dit laatste is bijvoorbeeld waarschijnlijk van toepassing op het broei­kaseffect (de opwarming van het klimaat). Door de traag­heid van de klimaatsverandering blijft de opwarming ten gevolge van de gestegen concentraties broeikasgassen waarschijnlijk aanmerkelijk achter bij de evenwichtsop-warming ten gevolge van de gestegen concentraties. Voor het voorkomen van een verdere temperatuurstijging is dan ook waarschijnlijk een concentratiestabilisatie onvol-

297

doende; er is voor temperatuurstabilisatie een reductie nodig van de atmosferische concentraties broeikasgassen (Krause, 1989).

- Indien stabilisatie van de concentratie leidt tot lang­durige of blijvende onaanvaardbaar grote milieu-effecten. Dit geval doet zich onder meer voor als het gaat om de ozonlaag. Stabilisatie van de concentraties ozonaf-brekende stoffen leidt tot de blijvende aanwezigheid van een ernstig ' gat in de ozonlaag' boven Antarctica in de plaatselijke lente en vroege zomer (Langeweg, 1988). Dit 'gat' wordt algemeen beschouwd als een onaanvaardbare aantasting van het milieu. In een duurzame ontwikkeling dient dit gat dan ook te verdwijnen. Iets dergelijks is van toepassing op problemen als 'gifbelten' en de ver­vuiling van Hollandse IJssel, Haringvliet en Waddenzee met gehalogeneerde verbindingen.

2. Activiteiten die aanleiding kunnen geven tot vervuiling van het grondwater in een mate waarvan de veiligheid (= nulrisico) niet vaststaat, zijn niet aanvaardbaar.

3. Blootstelling aan door de mens ,in het milieu gebrachte mutagenen (= erfelijk materiaal-veranderende stoffen), die het DNA in voortplantingscellen kunnen veranderen, dient tot nul te naderen.

4. Calamiteiten met een langdurige doorwerking op het milieu zijn onaanvaardbaar.

Mogelijkheden voor een harder internationaal stoffenbeleid

In het voorgaande is een beleid bepleit dat méér dan thans is gericht op de bronnen van de vervuiling, meer ecocen-trisch is en meer aandacht besteedt aan effecten op toekomstige organismen. Wat zijp,de kansen voor zo'n beleid?

Het lijkt verstandig daartoe•in eerste instantie de blik te richten op het naaste verleden.

In zijn algemeenheid kan men zeggen dat het zwaartepunt van dit beleid tot-nu toe is , te vinden bij een aantal westerse industrielanden. In Derde-Wereldlanden en het voormalige Oostblok is het chemicaliënbeleid tot nu toe nauwelijks uit de verf gekomen. Tot de westerse industrie­landen, waar naar verhouding veel aan een chemicaliënbeleid is gebeurd behoren Japan, de Verenigde Staten, de voormalige Bondsrepubliek Duitsland, de Scandinavische landen, Zwitserland, Oostenrijk en Nederland. In andere landen^ zoals Spanje, Frankrijk, Italië en het Verenigd Koninkrijk i's tot nu toe minder tot stand gekomen.

Er is ook een aantal multinationale kaders, waarin aan het beleid inzake chemicaliën een zekere mate van vorm wordt gegeven. Belangrijk zijn in dit verband vooral de OECD (de Organisatie van Economische Samenwerking en Ontwikkeling), de UNEP en de EG. Ook in het kader van de GATT komt het onderwerp milieugevaarlijke stoffen langzaam maar zeker bovendrijven.

298

De resultaten van het chemicaliënbeleid tot nu toe

Overziet men de resultaten van het chemicaliënbeleid tot nu toe, dan kan men in de eerste plaats vaststellen dat het zich in feite sterk heeft geconcentreerd op een beperkt aantal stoffen. Bestrijdingsmiddelen, kwik, cadmium en lood, asbest, PCB's en chloordioxinen zijn samen goed voor het leeuwedeel van de activiteiten terzake. Opvallend is daarbij dat de voortgang van het beleid in sterke mate lijkt te worden bepaald door spectaculaire milieugevolgen van het gebruik van deze stoffen en de pressie van vakbonden, milieu- en consumentenorganisaties. De vondsten van bestrijdingsmiddelen in het grondwater, dioxinen in melk, sneue zeehonden en acties tegen kwikbatterijen en cadmium in Heineken-kratten lijken meer zoden aan de dijk te zetten dan het ijveren van ambtenaren en politici op zich.

Wij kunnen bovendien vaststellen dat het beleid zijn ups en downs kent, die sterk samenhangen met de politieke pet van de regering en de publieke interesse voor het onderwerp.

Rachel Carson's 'Silent Spring' (1962) heeft een belang­rijke rol gespeeld bij het vragen van politieke en publieke aandacht voor dit bestrijdingsmiddelen. De aanmerkelijke aandacht voor 'chemische druk', gedurende een periode van de late jaren zestig tot de vroege jaren tachtig, kan worden beschouwd als een rechtstreeks uitvloeisel van Carson's boek. Een aantal spectaculaire massale vergiftigingsgevallen zoals de Minamata-ziekte (kwik is vis) en de Itai-Itai-ziekte (cadmium in vis), de bevinding dat vinylchloride carcinogeen is (1974) en de dioxineramp van Seveso (1976) hielden de Carson-golf rollend.

In de jaren tachtig ziet men de interesse voor het onderwerp milieugevaarlijke stoffen in enge zin echter inzakken. Enerzijds speelt daarbij een rol dat andere milieuvraagstukken meer op de voorgrond traden. Verzuring, aftakeling van de ozonlaag, opwarming van het klimaat, gifbelten onder woonwijken, Tjsernobyl en overbemesting waren het milieunieuws van de jaren tachtig en daardoor raakte het probleem van de meer diffuse chemische druk op het milieu op de achtergrond.

Anderzijds speelt het veranderende politieke klimaat een rol. Minder overheidsinterventie en meer vrijheid voor het bedrijfsleven waren kenmerken voor deze verandering. Industrievriendelijkheid werd een voorname toetssteen van de kwaliteit van het beleid. Het meest radicaal was deze koers-wending in de Verenigde Staten, die in de jaren zeventig nog toonaangevend waren bij de overheidsinterventie in de chemie. Onder president Reagan werden degenen die in de jaren zeventig de toon van het chemicaliënbeleid zetten met zachte en harde hand aan de kant gezet. Vooral het laten vervallen van secretariële ondersteuning bleek een probaat middel om degenen die een serieus chemicaliënbeleid wilden voeren uit te rangeren.

Bezien we de huidige situatie, dan kan worden vastgesteld dat vermindering van de chemische druk, die het gevolg moet zijn van het stoffenbeleid, op landenniveau nauwelijks

299

voortgang maakt. Het land waar nog het meest aan beweging te melden is, is vermoedelijk Zweden. Nederland steekt niet slecht af tegen de andere landen, maar ook hier is de voortgang uiterst moeizaam en slechts met een vergrootglas waarneembaar. Dit moge blijken uit het volgende.

Het beleid dat zou moeten worden gebaseerd op basisdocu­menten is ontaard in een mistbank. Van de oorspronkelijke gedachte dat in geval van uit basisdocumenten gebleken milieunadelen stelselmatig een snelle vertaling zou plaats­vinden in beleid gericht op een reducering van deze nadelen, is niets terecht gekomen. De aanpak van 'nieuwe stoffen' heeft wat meer opgeleverd. Deze aanpak heeft terecht geleid tot een verbod op hexachloorbenzyltolueen en een organotin-verbinding bedoeld voor grafisch gebruik. Daarnaast heeft de toelatingsprocedure voor nieuwe stoffen vermoedelijk ook enige fabrikanten van zeer milieugevaarlijke stoffen op betere ideeën geholpen. Aan de andere kant heeft het beleid inzake nieuwe stoffen niet verhinderd dat met name in de grafische sector een aantal polycyclische en stikstofbevat-tende aromaten is geïntroduceerd die naar het zich laat aanzien met name in bodem, slik en oppervlaktewater voor een aanzienlijke druk op de fauna kunnen gaan zorgen.

Zijn er gevestigde bedrijfsbelangen in het geding dan blijkt de aanpak van reeds op de markt zijnde stoffen een moeilijke zaak. Een welsprekend voorbeeld leveren de poly-broombifenylen en polybroombifenyloxiden die worden gebruikt als brandvertrager in plastics. De extreem grote milieutoxi-citeit van deze verbindingen en hun omzettingsprodukten bij brand (halogeendioxinen en halogeenbenzofuranen) is genoegzaam bekend (Jackson & Halbert , 1973; Strik, 1973, Landringdan et al., 1979; Anderson et al., 1978). Er zijn weliswaar minder bezwaarlijke vervangers verkrijgbaar. Niettemin kost het maar liefst twee jaar tobben tegen de rabiate tegenstand van VNO éVi^NCW in om tot een ontwerp-Algemene Maatregel van Bestuur ,te komen die het gebruik van deze stoffen aan banden legt. Een andere illustratie van het moeizame karakter van het "oude stoffen"beleid vormt de superslakkengang met de .sanering van het bestaande pakket bestrijdingsmiddelen, en de extreme soepelheid van de bij deze sanering gehanteerde normen. Wat "dit laatste betreft zijn illustratief de in het beleidsvoornemen voor het tot 2000 lopende Meerjarenplan Gewasbescherming opgenomen voor flora en fauna fatale-oppervlaktewaternormen. Deze komen er op neer dat slechts die bestrijdingsmiddelen voor sanering in aanmerking komen die thans bij "normaal gebruik" het oppervlaktewater belasten met concentraties die tenminste de LC50 voor vissen overschrijden danwei een factor tien x-iggen boven de LC50 voor algen en kreeftachtigen. (De LC50 is de letale concentratie.) Zulke normen zijn nu, meer dan vijfentwintig jaar na Rachel Carson's "Dode Lente", om tranen van in de ogen te krijgen. En de constatering dat in het zelfde Meerjarenplan in feite multifunctionaliteit van de bodem en de ondiepe openbare en particuliere waterwinning wordt afgeschreven maakt het beeld er niet vrolijker op.

300

Internationaal stoffenbeleid

Bezien wij de belangrijkste multinationale organisaties OECD, UNEP, EG en binnenkort de GATT, dan hebben OECD, UNEP en EG zeker verdiensten als het aankomt op de verzameling van gegevens over milieugevaarlijke stoffen. Van daad­werkelijke beperking of terugdringing van milieugevaarlijke chemicaliën in de zin van dit symposium, is in het inter­nationale beleid tot nu toe echter weinig terecht gekomen. De UNEP is niet verder gekomen dan een (op zichzelf zeer verdienstelijke!) Internationaal Register van Potentieel toxische Stoffen (1RPTC) en een lijst van milieugevaarlijke stoffen, processen en producten van wereldbelang, maar het heeft geen stoffen kunnen verbieden. Het "International Program on Chemicals Safety", IPCS, waarin UNEP formeel samenwerkt met de International Labour organization ILO en de World Health Organization, WHO, staat zozeer onder antropocentrische druk dat in de meeste "health criteria documents" nauwelijks sprake is van milieuargumenten. In de deskundigengroepen en in het secretariaat hebben industriële belangenbehartigers een grote invloed. De OECD is op het punt van beperken of terugdringen van milieugevaarlijke stoffen nooit verder gekomen dan PCB's. En in de EG is de druk ten gunste van harmonisatie in het belang van vrijhandel in milieugevaarlijke stoffen zo sterk, dat EG-regelingen eerder uitlopen op legalisering van bestaande wantoestanden dan op voortvarende risicoreducties. Pas wanneer zo ongeveer alle schapen, dat wil zeggen de meeste belangrijke landen, over de dam zijn volgt de EG. Zo ging het met PCB's en zo ging het met lood in benzine. Vier recente voorbeelden van EG-beleid onderstrepen de indruk dat de EG een allesbehalve voortvarend stoffenbeleid voert.

Het eerste voorbeeld betreft cadmium in Produkten. De door cadmium veroorzaakte chemische druk op het milieu is welbekend (RIVM, 1990; Copius Peereboom & Reijnders 1989). Een groot deel van deze milieudruk hangt samen met het gebruik van cadmiumhoudende produkten. Daartoe behoren fos-faatkunstmest, nikkel-cadmiumbatterijen, gecadmeerde metaal-produkten en van cadmiumpigment en/of stabilisator voorziene kunststof produkten. In het licht daarvan heeft Nederland bij de EG een Algemene Maatregel van Bestuur aangemeld, leidend tot een geleidelijke verdwijning van cadmium uit een aantal produkten die in de afvalfase tot milieubelasting kunnen leiden. Deze Nederlandse AMvB is door Brussel op een zijspoor gerangeerd in afwachting van een EG-richtlijn. Bij de discussies in Brussel over deze richtlijn en met name de door Nederland voorgestelde produkten waaruit cadmium zou moeten verdwijnen, was er voor elk cadmiumhoudend produkt wel een land te vinden dat bezwaar had tegen beëindiging van de cadmiumtoepassing daarin. Resultaat tot nu toe: een geheel lege EG-regeling.

Een tweede voorbeeld levert de PCB-vervanger hexachloor-benzyltolueen (Ugilec). Het is aannemelijk dat hexachloor-benzyltolueen soortgelijke effecten heeft als PCB's en de reeds sterke milieudruk van PCB's versterkt. In 1987 werd in aal uit de Roer 1,1 mg.kg"1 vet hexachloorbenzyltolueen aan­getroffen; in 1988 liep dat op tot 4,8 mg.kg"1 vet (CCRX,

301

1990). De bron voor deze vervuiling vormen vermoedelijk de hydraulische systemen in de kolenmijnen van het Ruhr-gebied. De daardoor gealarmeerde Nederlandse overheid vaardigde snel een verbod uit op de toepassing van deze stof. Vanuit milieu-oogpunt een compliment waard. De behoefte om Nederland hiervoor een compliment te geven werd echter niet gedeeld door de Brusselse bureaucratie. Het Directoraat-Generaal III van de EG riep Nederland op het matje en veegde de Nederlandse vertegenwoordiger vervolgens krachtig de mantel uit. Wat dacht Nederland wel, de vrijheid van handel op deze schandelijke wijze te beperken. En waar komt de EG-commissie mee: inderdaad met een ontwerp-richtlijn die het huidige gebruik van hexachloorbenzyltolueen in hydrau­lische systemen van kolenmijnen legaliseert.

Een derde voorbeeld: pentachloorfenol. Eveneens een stof met een lange staat van milieu-ellende. In dit geval kwam het in de Bondsrepubliek tot een verbodsregeling. De EG-commissie bleek wederom niet mis, en kwam met een ontwerp­richtlijn die alle nog in enig EG-land bestaande toepas­singen van pentachloorfenol in alle EG-landen legaliseert.

Een laatste voorbeeld is de verbodsrichtlijn bestrijdings­middelen. Deze richtlijn bevat die bestrijdingsmiddelen, die in de EG niet gebruikt mogen worden. Ook deze richtlijn werkt volgens het principe: als alle schapen over de dam zijn, volgt de EG. Naar verhouding zeer gevaarlijke, en inmiddels ook in Nederland verboden, bestrijdingsmiddelen als captafol en dinoseb staan nog steeds niet op deze verbodsrichtlijn. De reden: de Franse regering gedraagt zich als een "captafol/dinoseb" junk, en houdt daarmee de EG af van opname van captafol en dinoseb in de verbodsrichtlijn. Voortgaande harmonisatie in de EG kan tot een verdere verslechtering leiden. Een nieuwe EG bestrijdingsmiddelen­richtlijn (Europese Commissie, 1990), die thans"in discussie is levert bijvoorbeeld de mogelijkheid op dat een bestrij­dingsmiddel dat door de voordeur van een nationaal verbod verdwenen is via de achterdeur, van een EG-toelating weer terugkomt op de nationale markt- * * .

De GATT tenslotte heeft tot nu toe geen serieuze aandacht aan stoffen besteed. In de toekomst gaa^; dat mogelijk veran­deren. Met name op aandringen van de' Verenigde Staten staat thans de harmonisatie van bepalingen ten', aanzien van milieugevaarlijke stoffen ter discussie. Als de GATT zich inderdaad op harmonisatie gaat storten, dan valt van de GATT nog minder goeds te verwachten dan van de huidige EG.

De toekomst

Het geschetste beeld van het internationale stoffenbeleid tot nu toe is deprimerend. Zijn er kansen op verbetering?

Het lijkt mij dat deze in beginsel aanwezig zijn. Het milieubewustzijn van het publiek is alom sterk gegroeid. Het stoffenbeleid dat helaas slechts in geringe mate door het ministerie van VROM maar meer nog door lobbies van landbouw en industrie wordt bepaald, heeft aan het publieke milieu­bewustzijn tot nu toe overwegend lippendienst bewezen, en je kunt betwijfel of dit een houdbare situatie is. Je kunt niet altijd het publiek met nota's voor de gek blijven houden;

302

toch houdt ik een doorbraak naar een beter stoffenbeleid zeker niet uitgesloten.

Zo'n doorbraak komt er echter niet vanzelf. De vraag rijst daarbij of het niet verstandig is in de eerste plaats de bakens internationaal te verzetten in de richting van een meer brongericht beleid. Eerder vielen al termen als afvalpreventie, ecologische ontwerpen en hergebruik als aanknopingspunten daarvoor. Bij zo'n meer brongericht beleid mikt men meer op de stimulering van geïntegreerde en biologische landbouw en naar verhouding minder op verboden van bestrijdingsmiddelen waarvan de negatieve effecten de pan uitrijzen. Ook zou men de lijn kunnen kiezen fabrikanten blijvend verantwoordelijk en aansprakelijk te stellen voor het lot van de door hen vervaardigde stoffen, in plaats van te mikken op een steeds meer verfijnd toelatingssysteem voor nieuwe stoffen.

Zo'n meer brongerichte aanpak wil niet zeggen dat negatieve effecten op flora en fauna in de toekomst van sterk verminderde betekenis voor het beleid zullen zijn. Informatie over optredende of dreigende milieuschade, gekoppeld aan voorstellen voor maatregelen om die schade te beperken danwei te voorkomen is tot nu toe van groot belang gebleken bij het krijgen van beweging in de oplossing van milieuvraagstukken. En het valt niet in te zien waarom dat in de toekomst bij het duurzaam oplossen van milieuproblemen anders zou zijn.

Wel laat het zich aanzien dat men met deze informatie en de genoemde maatregelen meer dan thans internationaal de boer op moet. Onderzoekers hebben, niet in de laatste plaats vanwege de sterke internationale oriëntatie van het onderzoek, daartoe betere mogelijkheden. Het is zaak deze zoveel mogelijk te benutten.

Tenslotte

Om voldoende inhoud te geven aan het stoffenbeleid van multinationale organisaties en voldoende ruimte te houden voor een serieus nationaal stoffenbeleid een verandering van organisatiecultuur en doelstellingen van multinationale organisaties noodzakelijk. De EG moet, zoals ook door het VVD-kamerlid Voorhoeve bepleit, van een economische gemeen­schap in een ecologische gemeenschap worden omgevormd. De GATT moet zich niet primair richten op harmonisatie ten behoeve van de vrijhandel, waarvan we op EG-niveau al zoveel milieu-ellende hebben beleefd, maar moet tot primaire taak krijgen een duurzame ontwikkeling te bevorderen. En de UNEP hoort als een spin in zo'n GATT-web.

Literatuur

Anderson, H.A. e.a. (1978). (titel onbekend). Env. Health Perspect., 23 (1978) 217.

CCRX (1990). Metingen van radio-activiteit en xenobiotische stoffen in het biologisch milieu in Nederland 1988, Staatsuitgeverij, 's-Gravenhage.

Copius Peereboom, J.W. & L. Reijnders (1989). Hoe gevaarlijk zijn milieugevaarlijke stoffen, Boom, Meppel.

303

Europese Commissie (1990). Voorstel voor een richtlijn van de Raad betreffende het op de markt brengen van door de EG goedgekeurde gewasbeschermingsmiddelen, Brussel 1989/1990.

Jackson, T.F. & F.L. Halbert, Int. Ver. Ned. Assoc, 165 (1973) 437.

Krause, F. e.a.; Energy Policy in the Greenhouse, IPSEP, El Cerrito, CA 94530, september 1989.

Landringdan, P.J. e.a. (1979). (titel onbekend). Ann. N.Y. Acad. Sei., 320 (1979) 284.

Langeweg, F., (red.) RIVM; Zorgen voor Morgen, Samson/ Tjeenk Willink, Alphen aan den Rijn, 1988.

Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer (1989a). Kiezen of verliezen; Nationaal Milieubeleidsplan. Tweede-Kamerstuk 21137, nrs. 1-2, Staatsuitgeverij, 's-Gravenhage, 1989.

Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer (1989b). Omgaan met risico's, Tweede-Kamerstuk 21137 nr. 5, Staatsuitgeverij, 's-Gravenhage,

Norton, B.G. (1990). Ecological Economics 2 (1990) 189-217. Reijnders, L. (1989). Naar een nieuwe ijzertijd? Van

Gennep, Amsterdam. RIVM (1990). Basisdocument cadmium, Püblikatiereeks 4,

Ministerie VROM, Staatsuitgeverij, 's-Gravenhage. Strik, J.J.T.W.A. (1973). (titel onbekend). Med. Fac.

Landbouwwet. RU Gent, 38 (1973) 709.

*

304

SLOTBESCHOUWING

C.J. Kalden1 , C.J. van Kuijen2 en J.C. van Noordwijk - van Veen3

Ministerie van Landbouw, Natuurbeheer en Visserij, Directie Natuur-, Milieu- en Faunabeheer, Postbus 20401, 2500 EK 's-Gravenhage

2 Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer, Directie Stoffen en Risicobeheersing,

Postbus 450, 2260 MB, Leidschendam 3 Wereld Natuur Fonds, Postbus 7, 3700 AA Zeist

De slotdiscussie van het symposium werd samengevat door mevr.Dr. J.C. van Noordwijk - van Veen. De heren Kalden en Van Kuijen spraken namens de ministers van Z W en VRDM. Deze slotbeschouwing is een synthese van

de twee toespraken en de slotdiscussie.

De ons omringende levende natuur wordt gevormd door verschillende combinaties van soorten. In de loop van de geschiedenis van de aarde hebben er vele miljoenen^ soorten bestaan, verdeeld over vele soortengroepen, waarvan er al veel zijn uitgestorven. Volgens McNeely echter staan we nog slechts aan het begin van het "grote uitsterven". Over de hele wereld verliezen we 100 soorten per dag en dat is nog maar het begin. Het kan oplopen tot 25% van alle huidige soorten in de komende twintig tot dertig jaar. Uit litera­tuuronderzoek door Weinreich en Musters wordt duidelijk dat de situatie in Nederland ook niet rooskleurig is. Stoffen vormen naast factoren zoals versnippering, verdroging, etc. een oorzaak van deze achteruitgang in de vorm van overbe­mesting, zure regen en vergiftiging.

Het grote uitsterven is een gevolg van activiteiten van de mens. Deze activiteiten spelen zich af op verschillende schaalniveau's. Op mondiaal niveau is er de aantasting van de ozonlaag, klimaatverandering, zeespiegelstijging en mondiale verzuring. Meer op regionaal niveau spelen bebouwing, wegenaanleg, ruilverkaveling, beekkanalisatie, ontgronding, verdroging, vermesting en verzouting een rol in de aantasting van ecosystemen. Milieugevaarlijke stoffen echter vinden niet op een bepaald schaalniveau plaats. Een persistente, accumulerende stoffengroep zoals PCB's kent een wereldwijde, diffuse verspreiding terwijl zware metalen vaak een lokaal maar niet minder ernstig probleem vormen.

Hier staan de effecten op flora en fauna veroorzaakt door milieugevaarlijke stoffen centraal. Er is op deze bijeen­komst een indrukwekkende hoeveelheid gegevens gepresenteerd. Er zijn weinig relevante onderzoeksgegevens beschikbaar met name om ecologisch verantwoorde normen te stellen d.i. normen gericht op bescherming van mens, plant, dier en ecosysteem. Het wordt nu tijd om met het huidige feiten­materiaal ecologische normen te stellen op grond van risicogrenzen van het ecosysteem. Normen stellen in plaats van af te wachten wat het effect zal zijn van het gebruik

305

van een nieuwe stof en daarna pas beseffen dat de effecten onomkeerbaar zijn. Natuur en milieu mogen niet meer dienen als sluitpost van het sociaal-economisch beleid. Milieu­argumenten moeten een zwaarder gewicht krijgen in de afweging over al of niet toelating van een stof.

Het huidige milieubeleid gaat uit van duurzaamheid. Lucas Reijnders geeft het beleid enkele tips voor operationali­sering van duurzaamheid: accumulerende stoffen, grondwater­vervuiling en calamiteiten met langdurige doorwerking op het milieu zijn onaanvaardbaar. Tevens stelt hij dat blootstel­ling aan door de mens gemaakte mutagenen tot nul dient te naderen.

Effecten van stoffen op flora en fauna zijn in tegenstel­ling tot andere factoren minder bekend bij veldbiologen/eco-logen. Effecten van stoffen werken ook vaak niet direct maar meer indirect via verandering in biologische beschikbaarheid en via voedsel of habitat.

Stoffeneffecten zijn voornamelijk bekend van laboratorium­experimenten waar één stof wordt getoetst aan enkele geselecteerde organismen die geen ecosysteem (kunnen) representeren. De extrapolatie van laboratoriumgegeven£' naar effecten in het veld levert problemen op door een groot aantal onzekerheden. Dit maakt het bepordelen van stoffen op hun milieueffecten zeer problematisch. Uit veldonderzoek zouden meer gegevens moeten komen om stofbeoordelingssys-temen te valideren. Er blijkt dat voor een goede beoordeling meer specifieke gegevens nodig zijn over ecotoxiciteit van stoffen voor bodemfauna.

De hier gepresenteerde gegevens tonen dat bij alle besproken flora- en faunagroepen de effecten van milieu­gevaarlijke stoffen zeker niet verwaarloosd mogen worden. Enkele soortengroepen zijn extra gevoelig voor een bepaalde stoffengroep. Chronische blootstelling van micro-organismen aan stoffen leidt tot veranderingen in het ecosysteem die doorwerken tot op het hoogste trofieniveau. Herbiciden spelen een rol in het verdwijnen van hogere planten en blootstelling aan zware metalen lteidt tot genetische veranderingen onder hogere plantensoorten.

Voor het stof fenbeleid dat het ministerie van VROM in nauwe samenspraak met de ministeries van LNV en V&W voert, is een aantal instrumenten in ontwikkeling die de milieu­argumenten in dit stoffenbeleid kunnen onderbouwen. Deze instrumenten zijn het product van de PEIS-deelprojecten "Ecosysteemrendement van stoffenmaatregelen" en "Herstel­mogelijkheden van chemisch belaste ecosystemen". Hiermee kan aangegeven worden waar natuurlijke potenties liggen en welke kwaliteit ecosysteem kan worden terug verwacht door een bepaalde stofmaatregel. Voor het beleid is het van belajig om te weten waar prioriteiten moeten worden gelegd en uit welke maatregel, waar altijd een kostenplaatje aanhangt, het meeste milieurendement te verwachten is als verantwoording naar de belastingbetaler.

Beleidsvragen ten aanzien van stoffen liggen vaak ook op grensgebieden tussen erkende beleidsterreinen zoals milieubeheer, natuurbeheer, landbouw, waterstaat en economische zaken. Verwacht mag worden dat behandeling van

306

de verschillende betreffende beleidsplannen zoals het Milieubeleidsplan, het Natuurbeleidsplan, de derde Nota Waterhuishouding, de vierde Nota Ruimtelijke Ordening, binnen een geïntegreerde kader gebeurt. Voor het stoffen-beleid is het Project Ecologische Inpasbaarheid Stoffen het juiste kader daarvoor, vanuit alle genoemde departementen is betrokkenheid getoond danwei participeert men in verschil­lende deelprojecten van PEIS.

Het stoffenbeleid vindt zijn basis in de risicofilosofie zoals beschreven in de NMP-bijlage Omgaan met Risico's. Hierin kiest men voor een integrale bescherming van plant, dier en ecosysteem door het vereiste beschermingsniveau te leggen op 95%, dat wil zeggen dat een ingreep, stof of maatregel niet meer dan 95% van de soorten van een ecosys­teem negatief mag beïnvloeden, ervan uitgaande dat met het beschermen van soorten ook de functies en processen worden gewaarborgd. Kritiek wordt tijdens dit symposium terecht uitgeoefend op het over één kam scheren van alle soorten. Sleutelsoorten, toppredatoren en warmbloedigen lopen extra risico door hun eigenschappen en plaats in het ecosysteem en dienen daarom ook extra beschermd te worden.

Het milieu- en natuurbeleid wordt in Nederland opgehangen aan de term "duurzame ontwikkeling". Deze term, afkomstig van de Brundtlandcommissie, is echter voor velerlei uitleg vatbaar. Zij heeft een zo variërende politieke lading dat veel organisaties haar niet meer durven gebruiken. Duurzaam gebruik van grondstoffen geeft beter weer waar het omgaat. Als richtsnoer voor het menselijk handelen ten aanzien van het gebruik van stoffen en onze verantwoordelijkheid voor het behoud van biodiversiteit zijn wij gebaat bij een term die niet voor velerlei uitleg vatbaar is.

Het gebruik van chemische stoffen en dus ook voorkomen in hiervan in het milieu blijft niet beperkt tot nationale grenzen. Een brede internationale samenwerking is dus gewenst. Als voorbeeelden mogen gelden (citaat Van Kuijen) ".. de OECD waar met een aantal landen die met het stoffen­beleid al wat verder zijn, invloed kan worden uitgeoefend op de achterblijvers. In de Hazard Assessment Advisory Board van de OECD is Nederland zeer actief. Ook in UNEP kader zijn Nederlandse initiatieven genomen ten aanzien van de List of Environmentally Dangerous Chemical Substances, Processes and Phenomena of Global Significance en in het International Programme of Chemicals Safety, waar op Nederlands aandringen de traditioneel mensgerichte, milieuhygiënische benadering wordt omgebogen in de richting van ecotoxicologische risico­evaluatie. Toegegeven: allemaal kleine stapjes, maar wel in de richting van meer ecologische inpasbaarheid. Wilt U dat we nog harder lopen, help dan mee de internationale druk op te bouwen vanuit Uw eigen ecologische kaders."

Getalsnormen voor stoffen in het milieu vormen een belangrijke peiler van het Nederlandse stoffenbeleid. Deze getalsnormen geven volgens Kalden het stoffenbeleid een zweem van schijnzekerheid. Het probleem is dat politici

307

slecht om kunnen gaan met onzekerheden. Om dit te doorbreken is nodig: beleidsvernieuwing, creativiteit en flexibiliteit ( zie kader ). Voor onderzoekers betekent dit dat ze niet tot het bot moeten gaan voordat uitspraken worden gedaan; beleidmakers en maatschappij moeten in een zo vroeg mogelijk stadium van advies worden gediend. Beleidsbeïnvloeders moeten hun voorhoederol blijven spelen en signalen uit onderzoek en omgeving oppikken zonder daarbij de maatschapp­elijke context van de milieu-problemen en het maatschappe­lijke draagvlak uit het oog te verliezen. Betrokken beleidmakers/politici moeten bereid zijn risico's te nemen maar ook fouten durven erkennen en corrigeren.

Kalden: Om het door schijnzekerheden gekenmerkte stoffenbeleid van de Nederlandse overheid te doorbreken zijn nodig:

beleidsvernieuwing, ruimte voor nieuwe benaderingen is hoogst noodzakelijk om de huidige problemen te lijf te gaan.

creativiteit, niet alleen bij beleidmakers maar over de hele linie, is een voorwaarde voor een."-' geslaagde aanpak ,

flexibiliteit, je nek durven uit te steken, maar niet te beroerd zijn om gemaakte fouten later te erkennen. Dus ook meer ruimte geven voor bepaalde stoffen of toepassingen als de feiten later anders blijken te liggen.

Slotconclusie van dit symposium is dat er nü maatregelen moeten worden genomen ter bescherming van de Nederlandse flora en fauna op basis van de best beschikbare- wetenschap­pelijke kennis en veronderstellingen waarover wij nu beschikken. Deze kennis moet ook worden aangewend om het milieu-argument in beleidsbeslissingen te verzwaren. \Jerder onderzoek blijft nodig als oj*ïerbouw.ing en waar nodig bijstelling van het gevoerde beleid.'Immers, normen kunnen ten allen tijde worden bijgesteld; uitsl^erven van soorten is onherroepelijk.

mei 1991 G.P. Hekstra, F.J.M, van Linden

Met dank aan C.J. Kalden, C.J. van Kuijen, J.C. van Noordwijk, P.H. Nienhuis, J. van Baaien.

308

Sectie 5

Beleidsvisie ten aanzien van ecologische inpasbaarheid van stoffen

PROJECT ECOLOGISCHE INPASBAARHEID VAN HET OMGAAN MET STOFFEN (PEIS) HALVERWEGE: NAAR DE INTEGRATIE VAN DE HOOFDLIJNEN

G.P. Hekstra1

Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer, Directie Stoffen en Risicobeheersing, Postbus 450, 2260 MB, Leidschendam

Samenvatting

In 1993 wordt conform actie 42 van het Nationaal Milieube­leidsplan (NMP; VROM, 1989a) een Beleidsprogramma Ecotoxi-cologie (BE; toepassing van "Omgaan met Risico's" (VROM, 1989b) op gevolgen voor Flora, Fauna en Ecosystemen) uit­gebracht, dat is gebaseerd op het thans lopende project Ecologische Inpasbaarheid van het omgaan met Stoffen, PEIS. De bedoeling van PEIS en dus ook het BE is duurzame instandhouding van levenskrachtige en rijkgeschakeerde ecosystemen tegen de druk in van milieugevaarlijke stoffen. Het BE moet gewenste ontwikkelingen aangeven t.a.v. flora, fauna en ecosystemen en ingaan op de rol van biomonytoring voor het milieu- en natuurbeleid. PEIS is geworteld in het Thema Verspreiding van het NMP, maar is tevens gericht op integratie met ecologische aspecten van andere thema's vooral Verzuring, Vermesting en Verdroging. Ook is PEIS nauw verbonden met het Natuurbeleidsplan (NBP; LNV, 1990) en de Derde Nota Waterhuishouding (3NW; V&W, 1989), zowel voor stoffen die van nature voorkomen (systeemeigen) maar door concentratie of plaats schadelijke effecten veroorzaken, als voor door de mens gemaakte toxische stoffen (systeemvreemde stoffen of xenobiotica). Besproken worden de algemene milieukwaliteit (AMK), die bescherming moet.bieden aan ten minste 95% van de soorten in een ecosysteem en de bijzondere milieukwaliteit (BMK), die vraagt om aanvullende gebieds­gerichte beschermingsmaatregelen. De stoffenlijn van PEIS is gericht op de totstandkoming van een uniform beoordelings­systeem voor nieuwe en bestaande stoffen (UBS), inclusief bestrijdingsmiddelen (NMP-actie 41), een samenhangend stelsel van milieukwaliteitsdoelstellingen voor bodem, water en lucht (INS-LUWABO; NMP-actie 35) en de ontwikkeling van toetsen en extrapolatiemodellen, die de brug moeten slaan naar de ecosysteemlijn.

De ecosysteemlijn is in tegenstelling tot de stoffenlijn altijd gebiedsgebonden en behoeft classificatie van ecosys­temen en hun gevoeligheid voor belasting met stoffen. Uit de ca. veertig ecodistricten die ons land kent worden op grond van NBP-prioriteiten enkele gekoz;en voor een zo volledig mogelijke ecologische modellering van stoffeneffecten. Mettertijd moet dit voor allemaal. Met de modelberekeningen is het mogelijk het ecologisch rendement te bepalen van stoffenmaatregelen en de herstelbaarheid van aangetaste

1 Projectleider, Project Ecologische Inpasbaarheid Stoffen (PEIS), tel. 070-3174019

311

ecosystemen, mede gelet op grensoverschrijdende grondwater­stromen, rivieren, zeestromen en luchtstromen, waarbij vooral op het Rijn-Actieprogramma en Noordzee-Actieplan wordt ingegaan. Ook uitgestelde effecten van stoffen (zgn. chemische tijdbommen) krijgen aandacht, omdat een deel van de emissies in het milieu direct wordt gebonden aan slib of bodemdeeltjes, of uitzakt naar het diepe grondwater, om eventueel na jaren als gevolg van veranderd bodemgebruik en klimaatsverandering weer in omloop te komen.

De huidige ecosysteemtoestand en het streefbeeld kunnen worden weergegeven in een AMOEBE-beeld (Ten Brink & Hosper, 1989). Van belang is de keuze van de abiotische en biotische indicatoren en parameters voor het te bereiken streefbeeld. Aandacht wordt gevraagd voor welke typen natuur in de toekomst nog mogelijk zijn, gegeven de opbouw van Nederland in 2000 en naijlende effecten van verzuring, vermesting, vergiftiging, verdroging en klimaatsverandering en de huidige beleidsvoornemens t.a.v. wonen, werken, vervoeren en recreëren. De rol van preventieve biomonitoring bij emissiebronnen en preventie van ecologische calamiteiten wordt aangeroerd.

Het Beleidsprogramma Ecotoxicologie gaat een middellange taakstellende termijn (tot 2000) enr een verkenning voor de lange termijn (tot 2030) omvatten, langs de volgende hoofdlijnen: a. landsdekkend streefbeeld met bijbehorend tijdpad van de

milieukwaliteit en omvang van de in Nederland te handhaven ecotopen, mede gelet op internationale ecologische relaties;

b. rekenmodellen en methoden om uitgestelde effecten van verontreinigingen (chemische tijdbommen) te verdiscon­teren in actuele normstelling en maatregelen;

c. beleidsindicatoren ten behoeve van streef-,* referentie-en grenswaarde AMOEBE-beelden voor alle ca. 40 eco-districten en ten minste de helft van de ca. 150 ecotopen volgens NBP-prioriteiten e» j.n PEIS ontwikkelde methoden;

d. tijdpad en intermediaire s'trfteefdoelen voor verwezenlij­king van de milieukwalitèitsdoelstéllingen voor ten minste negen ecodistricten volgens NBP<-prioriteiten;

e. reductiedoelstellingen met • tijdpad voor de vijftig stoffen met het grootste berekende ecosysteemeffect (afgeleid van herstelpotenties van chemisch belaste ecosystemen en rendementsberekeningen van stoffen-maatregelen);

f. ecosystemische beoordeling van ecotoxicologische toetsen en risicobeoordelingsmethoden met een brede spreiding van organismen op alle trofische niveaus met relevantie voor ten minste zes voor Nederland belangrijke ecoregio's.

g. verdere ontwikkeling (in internationale taakverdeling) van ecotoxicologische toetsen en risicobeoordelings­methoden;

h ecologische beoordeling van de integrale milieukwali­teitsdoelstellingen (grens- en streefwaarden) voor bodem, water en lucht voor ca 500 aandachtstoffen.

i. ecologische beoordeling van rampenpreventieplannen voor de Nederlandse chemisch-intensieve landbouw en industrie.

De alarmerende teloorgang van flora, fauna en ecosystemen

312

roept om voortgaande sanering; de ontwikkelde en nog te ontwikkelen maatlatten en de berekeningsmodellen daarvoor worden in het Beleidsprogramma Ecotoxicologie aangereikt.

1. INLEIDING

Het project Ecologische Inpasbaarheid Stoffen, PEIS, werd na een jaar van voorstudie eind december 1988 gestart voor de ecologische onderbouwing van het stoffenbeleid (Hekstra, 1990 en 1991; Van Kuijen, 1990). Thans bevinden we ons hal­verwege de projecttijd. Vanaf het voorjaar van 1993 moeten de onderdelen worden geïntegreerd tot een nota aan de Tweede Kamer, mogelijk als onderdeel of bijlage van het volgende NMP. Voor een heldere beeldvorming, niet het minst bij de afwerking van de deelprojecten, is het nuttig een gemeen­schappelijk denkkader voor de integratie te hebben. Deze dient ertoe "de neuzen in dezelfde richting te krijgen". Aan de orde komen de stoffenlijn en de ecosysteemlijn als twee helften van een te bouwen brug. Het in het NMP geformuleerde actiepunt 42 dient als uitgangspunt. Daarin wordt genoemd het project "Ecologische Inpasbaarheid", waarmee ecotoxico-logische normen kunnen worden geformuleerd, een in 1993 uit te brengen beleidsprogramma Ecotoxicologie en vooruitlopend daarop biomonitoringssystemen bij bronnen om een directe terugkoppeling bij de bron mogelijk te maken. Ook het ver­band met het Natuurbeleidsplan (LNV, 1990), de Derde Nota Waterhuishouding (V&W, 1989) en andere beleidsnota's moeten hun weerklank erin vinden. Voor politiek, beleid en onder­zoek moet duidelijk zijn wat op korte termijn (tot 2000) en op langere termijn (tot 2030) de denkrichting is. Niet om de marsroute onwrikbaar vast te leggen; er kan eventueel van worden afgeweken, maar dan wel gefundeerd: willens en wetens.

Ecosysteemkennis speelde tot voor kort nauwelijks een rol in het traditionele milieu(hygiënisch)beleid. De term "ecologische inpasbaarheid van het menselijk handelen" werd al in 1972 gebruikt in de toenmalige Urgentienota Milieu­hygiëne (VOMIL, 1972), maar is sindsdien nauwelijks geoperationaliseerd. Operationalisering van ecologische inpasbaarheid is pas met het NMP en NMP-Plus (VROM, 1989a en 1990a) ter hand genomen. Sedert 1988 heeft de overheid-overigens na veel vaak tegenstrijdige analyses en adviezen van raden en maatschappelijke organen - het begrip "duurzame ontwikkeling" uit het Brundtland-rapport (Our Common Future; WCED, 1987) omhelsd als nieuwe grondslag en toetssteen van het beleid (VROM, 1991b). De bedoeling klinkt wel goed, maar toch lijken tegenstrijdige invullingen mogelijk. Het blijkt dat sommige er duurzame groei van de productiviteit onder verstaan terwijl andere er op wijzen dat voortgaande productiegroei tegenstrijdig is met een aantal sociale en milieu- en natuurbeheersdoelstellingen. Dan lijkt het wachten nog maar op erkenning van "duurzame werkloosheid" en "duurzame milieuaftakeling".

Door "Zorgen voor Morgen" (Langeweg, 1988) en vlak daarna de kerstboodschap van de Koningin, heeft de diepe bezorgd­heid voor het milieu meer dimensie gekregen. Zo kon het gebeuren dat de oude slogan "ecologische inpasbaarheid" door

313

de directeur Stoffen en Risicobeheersing uit de mottenballen werd gehaald om te gaan dienen als operationele doelstel­ling, zij het vooralsnog eerst voor het stoffenbeleid, maar met doorkijk naar andere milieubeleidsterreinen, in de vorm van ecologische normen voor het milieubeleid (Van Kuijen, 1990). Dat markeert het gedachtengoed van PEIS als project. Gelukkig, en historisch niet toevallig, want de tijd was er rijp voor, werd in diezelfde tijd bij Rijkswaterstaat het AMOEBE-model en bij NMF de Ecologische hoofdstructuur "uitgevonden" en reikten DGM, RWS en NMF elkaar spoedig de hand. In het samenwerkingsverband dat PEIS biedt, wordt nu stelselmatig gesproken van "duurzame instandhouding van ecosystemen".

HOOFDDOELSTELLING VAN PEIS EN DE TWEE HOOFDLIJNEN DAARBINNEN

DUURZAAM LEVENSKRACHTIGE EN RIJKGESCHAKEERDE ECOSYSTEMEN INSTANDHOUDEN TEGEN DE DRUK IN VAN HET OMGAAN MET STOFFEN

Bondiger kan de bedoeling achter 'het PROJECT ECOLOGISCHE INPASBAARHEID VAN HET OMGAAN MET STOFFEN (PEIS) niet worden gesteld. Hieruit vloeien twee analyselijnen voort:

een analyse van wat flora, fauna en ecosystemen gevoelig maakt voor stoffeninvloeden: de Ecosysteemlijn en een analyse van eigenschappen die stoffen schadelijk maken voor flora, fauna en ecosystemen: de Stoffenlijn.

Streefdoelen in de ecosysteemlijn zijn het versterken van de natuurlijke weerstand van het systeem tegen stoffen-invloeden door verhoging van de diversiteit, stabiliteit en resistentie. Over de samenhang tussen de diversiteit en stabiliteit lopen de meningen » nogal uiteen, hetgeen* voor PEIS-doeleinden wel moet wordë^? uitgewerkt. Ook effectge­richte maatregelen zoals uitbaggeren en afplaggen kunnen uitwerkingen zijn van het bereiken» «van streefdoelen. Streefdoelen in de stoffenlijn betreffen reductie van emissies aan de bron en regulering van verspneiding in het milieu. Kwaliteitsdoelstellingen voor het ontvangende milieu (lucht, water, bodem) zijn stappen daartoe. In beide lijnen zijn beoordelingssystemen of maatlatten nodig. Samen moeten die geschikt zijn voor het bepalen van maatregelen. Tot de doelen van PEIS behoort ook erop toe te zien dat de eco-(toxico)logische kennis werkelijk in normstelling tot uit­drukking komt. Dat vereist betrokkenheid bij de overdracht van maatlat naar maatregel. Uitvoering van de maatregel is de verantwoordelijkheid van beherende of uitvoerende diensten.

De analyse aan stoffenzijde geldt in principe ongeacht het type ecosysteem en betreft: - stofeigenschappen, los van locatie, productie of gebruik; - productieplaats en -volume; - gebruiks-, verspreidings- en depositiewegen in het milieu.

314

De analyse aan ecosysteemzijde is altijd ecosysteem­gebonden, hoewel generalisaties mogelijk zijn voor een handreiking naar de stoffenlijn: klei-, zand- of veenbodems; zoet, brak of zout water; "open" of "gesloten" systemen, al naar gelang van het uitspoelen of vasthouden van stoffen. Voor vegetaties wordt uitgegaan van de "standplaats­factoren", en voor wateren van het "fysiek systeem", waarvan stoffen slechts een deel uitmaken.

Gezien de letterlijke onbegrensdheid van stoffen ligt in de stoffenlijn internationalisatie met het oog op het vrije handelsverkeer voor de hand, allereerst binnen de Europese Gemeenschap met haar bindende regelgeving. Boven de EG uit is er inhoudelijke wetenschappelijke afstemming in de Organisatie voor Economische Samenwerking en Ontwikkeling, OESO, de koepel van de westerse industrielanden, en tenslotte is er de meer vrijblijvende samenwerking in de Verenigde Naties, vooral op het gebied van milieu- en gezondheidsgegevens in het International Register for Potentially Toxic Chemicals (IRPTC) en het International Programme on Chemicals Safety ( I P C S ) . Minder vrijblijvend zijn de VN Conventie (Montreal Protocol) betreffende stoffen die de ozonlaag aantasten en, dichterbij, de Convention on Transboundary Air Pollution van de VN Economische Commissie voor Europa (UN-ECE; G e n è v e ) . Verder zijn er de Conventies van Oslo, Londen en Parijs die slaan op scheepslozingen, verontreinigingen vanaf het land en dumpingen in zee. Ook betrekking hebbend op stoffen, maar tevens op flora, fauna en ecosystemen is een aantal internationale conventies met een regionale begrenzing zoals het Rijnverdrag, annex Rijn-Actieprogramma (IKSR, 1 9 8 7 ) , en het Noordzee-Actieplan (Tweede Noordzee Conferentie, 1 9 8 7 ) .

De ecosysteemlijn is, in tegenstelling tot de stoffenlijn, per definitie geografisch en zelfs territoriaal gebonden, hoezeer ook ecodistricten territoriale grenzen kunnen over­schrijden. De overheid moet nu eenmaal de ecosystemen binnen eigen staatsgrenzen vrijwaren van onaanvaardbare inworpen van chemische stoffen. We beseffen echter hoezeer we daarin afhankelijk zijn van grensoverschrijdende vervuiling door de lucht, zeestromen, internationale rivieren en grondwater­stromen. Bij het tegengaan van deze grensoverschrijdende vervuiling coördineert VROM de stofnormen, V&W de belangen met betrekking tot de grote rivieren en getijdewateren en LNV de agrarische en natuurlijke ecosystemen en de v i s s e r i j .

Waar PEIS mee te maken heeft, is organisatorisch ingewik­keld. Hoewel gestart en gecoördineerd vanuit VROM, wordt in het kader van PEIS samengewerkt met V&W en LNV. PEIS is niet zonder meer gelijk te stellen met de VROM-taak inzake stof-fennormstelling (stoffenbeoordelingssystemen en milieukwa­liteitsdoelstellingen), noch is de gebiedsgebonden ecosys­teemlijn zomaar geheel te leggen op het bordje van de "beheerders" onder de coördinatie van het Natuurbeleidsplan (lees LNV) of de Derde Nota Waterhuishouding (lees Rijks­waterstaat ) . PEIS pretendeert een nationaal en niet een sectoraal of departementaal programma te zijn en heeft dat hybride karakter als wezenskenmerk meegekregen. In geen der buurlanden lijkt een dergelijke opzet te bestaan. Hoewel dus internationaal gezien schijnbaar een buitenbeentje, hoeft

315

PEIS daarom niet kansloos te zijn. Mocht het tot iets leiden dan kan PEIS zelfs elders navolging vinden. De rechtvaar­diging om juist in Nederland vaart erachter te zetten kan zijn gelegen in de unieke omstandigheid van een klein land te zijn, met binnen zijn grenzen een oorspronkelijk zeer grote ecologische variatie (aanwezigheid van naar schatting 85% van de typen Europese ecotopen), en voorts extreem hoge milieubelasting door landgebruik, verkeer, vervoer, consump­tie, afval; kortom de meeste Europese milieu's en milieu­problemen in een notedop, met uitzondering van de Alpen en het alpien toerisme.

PEIS is ook meer dan een bundel losstaande projecten, in een kleurig omslag met strikje erom. Het is eerder genoemd het "ecologisch geweten achter de normstelling" (VROM/SR, 1990). PEIS biedt voor het stofgerichte beleid van DGM, RWS en NMF een systematische, consequente en coherente ecosys­teemvisie. Ten opzichte van de gangbare en in ontwikkeling zijnde stoffenbeoordelingssystemen is de meerwaarde van PEIS gelegen in:

de bevordering van de relatief achtergebleven beoordeling van gevoeligheid voor effecten aan ecosysteemzijde.V de ecologische aanscherping ten opzichte van de thans overwegend milieuchemische beoordeling aan stoffenzijde; het betrekken van de effecten van verzuring, vermesting, verdroging, klimaatverandering en milieugebruikverande­ring in de effectbeoordeling van milieugevaarlijke stoffen; de geïntegreerde presentatie van effecten van stoffen en van ingrepen in voor beleid en beheer toegankelijke beelden; de te bieden toekomstvisie op flora en fauna tegen de druk in van stoffenbelasting, ingrepen en, stoffelijke gevolgen van klimaatverandering.

3. DE PLAATS VAN PEIS ONDER DÊ ptyP-THEMA'S EN DE RELATIE MET ANDERE BELEIDSNOTA'S • * ' •

3.1. Systeemeigen en systeemvreemde stoffen

Ecosystemen staan bloot aan, (veranderingen in) sys­teemeigen en systeemvreemde stoffen. Systeemeigen stoffen maken van nature deel uit van de kringlopen van water, koolstof, stikstof, fosfor, zwavel en van essentiële sporenelementen zoals ijzer, calcium, boron, mangaan, magnesium en andere in ecosystemen. Juist aan de gebieds­eigen verhoudingen in de samenstelling van gebiedseigen stoffen onderscheidt men gebiedseigen van gebiedsiyreemd water in een ecosysteem.

Wel systeemeigen, maar lang niet altijd essentieel nodig en vaak giftig of schadelijk, zijn slechts een paar dozijn stoffen als zware metalen en metalloïden. Vooral de organische verbindingen daarvan zijn zeer toxisch. Deze kunnen deels van nature voorkomen, maar veel organische metaalverbindingen zijn van synthetische aard en dus gelijk te stellen met de andere tienduizenden xenobiotica: stoffen die niet van nature voorkomen maar worden geproduceerd door

316

de mens, in gradaties van giftigheid, afzonderlijk of in combinaties.

Van de gangbare thema's van het milieubeleid volgens het NMP (VROM, 1989a) hebben er vier alleen betrekking op sys­teemeigen stoffen:

- verdroging : H20; - verzuring : S02, N0x, NH3; ook 03 wordt meegenomen; - vermesting : organische mest (BOD); kunstmest N/P/K; - verzouting : chloriden, soda, gips.

De reden tot zorg ligt niet in de natuurlijkheid van de stoffen, maar in de onnatuurlijkheid van hun voorkomen door toedoen van de mens.

Twee thema's, klimaatverandering en aantasting van de ozonlaag, met als gevolg toenemende schade aan organismen door Ultraviolet-B straling, hangen samen met zowel systeemeigen stoffen (C02, CH4, N20, N0x OH-radicalen) als systeemvreemde stoffen, CFK's. Mondiale luchtverontreiniging en klimaatverandering wordt in het beleid (ook organisato­risch) als samenhangend pakket genomen.

Alle bijna honderdduizend overige stoffen die problemen kunnen geven in het milieu, zowel de natuurlijke zware metalen als de systeemvreemde xenobiotica, zijn in het milieubeleid bijeengebracht in één thema. Het had misschien "Vergiftiging" moeten heten maar is geworden "Verspreiding van milieugevaarlijke stoffen". In figuur 2, waarop nog wordt ingegaan, is schematisch weergegeven welke stappen daarin worden doorlopen en welke activiteiten ermee samen­hangen. Het thema lijkt een vergaarbak, maar het coördineert vanuit een samenhangende optiek van beheersing van stofstro-men de stappen in het beleid te aanzien van bestrijdingsmid­delen, oplosmiddelen, wasmiddelen, kleurstoffen, coatings, smeermiddelen, brandvertragers en vele andere groepen, waar­van je je afvraagt of je die op de actieve stof, het samen­gestelde product, de wijze van toepassing, of het afvalsta-dium moet beoordelen. Productenbeleid, stoffenbeleid, grond­stof fenbeleid en afval(preventie)beleid blijken steeds meer schier onlosmakelijke beleidsterreinen te zijn. Begrijpelijk dus dat binnen VROM de verantwoordelijkheden binnen één hoofddirectie worden bijeengebracht, waar ook de coördinatie van normstelling t.a.v. stoffen en "Omgaan met Risico's" (VROM, 1989b) komt te liggen.

PEIS werd weliswaar vanuit het Thema Verspreiding opgezet, maar is onlosmakelijk met de andere stoffenthema's verbon­den, want verzuring, vermesting, verdroging, klimaatveran­dering en ook veranderingen in milieugebruik zijn belangrij­ke conditionerende factoren voor de verspreiding van toxische stoffen. PEIS - en straks in het verlengde daarvan het Beleidsprogramma Ecotoxicologie - heeft uitdrukkelijk belang bij kennis over neveneffecten van verzuring, vermesting en verdroging, voorzover die leiden tot verande­ring in de beschikbaarheid van milieugevaarlijke stoffen, ten gevolge van in oplossing gaan en mobilisatie, of hechting aan slibdeeltjes en sedimenten. Hierdoor kan de beschikbaarheid van stoffen plotseling toenemen of juist op termijn verminderen. In dit verband zijn de volgende NMP-acties ook van belang voor PEIS:

onderzoek naar effecten op voor verzuring gevoelige

317

natuurobjecten met name voor ammoniakemissies (20); aanwijzing van voor fosfaatdoorslag gevoelige gebieden (29); programma voor beheerssystemen van locaties met ernstige bodemverontreiniging ter voorkoming van verdere versprei­ding van stoffen, vooruitlopend op sanering (46); verdrogingsonderzoek, met name voor gewenste grondwater­regime in kwetsbare gebieden (83).

PEIS is er dus op gericht een integratiekader te bieden voor de ecologische beoordeling van alle processen en handelingen waaraan verspreiding, depositie, vastlegging en remobilisa-tie van stoffen in het milieu en risico's voor flora, fauna en ecosystemen verbonden zijn.

3.2. PEIS en de daarmee samenhangende NMP-actiepunten

Het voor vijf jaar aangegane project PEIS, dat de basis moet leggen voor het Beleidsprogramma Ecotoxicologie, berust op NMP-actie 42, zoals genoemd in de inleiding, en dat populair gezegd de volgende onderdelen omvat:

inzicht in ecologische inpasbaarheid van stoffen ("Flora en Fauna chemisch onder druk" (42a); een beleidsprogramma ecotoxicologie in 1993 (42b) en het vooruitlopend daarop beschikken over mogelijkheden voor biomonitoring gericht op bronmaatregelen (42c).

Het pretendeert ook mettertijd ecosysteem-analytische kennis te kunnen bieden voor ten minste zeven andere NMP-actiepunten:

een samenhangend stelsel van milieukwaliteitsdoelstellin­gen voor lucht, water en bodem (35), aanscherping van de normen voor dumping van"baggerspecie in de Noordzee (36), terugdringing van lozingen van prioritaire stoffen door de industrie o.m. in het kâdsr van het Rijn-Actieprogram-ma en het Noordzee-Actieplan. (37)f " . beoordeling van bestrijdingsmiddelen aan de hand van de Criterianotitie (VROM&LNV, 1991) eft 'de notitie "Omgaan met risico's" (VROM, 1989b) (39),' een samenhangend beoordelingssysteem voor sloffen (41), doorlichting van de stofstromen op 'ecologische effecten en het stellen van emissiereducties per bedrijfstak (43), onderzoek naar milieueffecten en alternatieven voor de beoordeling van genetisch gemodificeerde organismen (47).

3.3. PEIS en Derde Nota Waterhuishouding (Water voor nu en later)

PEIS heeft vooral op het punt van grens- en streefwaarden t.a.v. milieugevaarlijke stoffen ook duidelijke raakpunten met de Derde Nota Waterhuishouding (3NW; V&W, 1989). Deze nota volgt een benadering vanuit de inhoudelijk samen­hangende hoofdlijnen van waterkwantiteits- en waterkwali­teitsbeheer. Bij het waterkwaliteitsbeheer zijn de sturende parameters zuurstofhuishouding, nutriëntenhuishouding, belasting met zware metalen, organische microverontreini-

318

gingen en overige verontreinigingen. Terugdringing van verontreiniging is naast veiligheid, waterverdeling en infrastructuur de vierde hoofddoelstelling van het beleid in de 3NW. De doelstellingen voor het waterhuishoudkundige hoofdsysteem zijn in sterke mate gedefinieerd in termen van gebruiksfuncties, met als hoogste niveau de natuurfunctie en laagste niveau bevaarbaarheid. Voor de ecotoxicologische risicobeoordeling wordt aangesloten bij de nota "Omgaan met risico's" behorend bij het NMP. De algemene milieukwaliteit voor zowel oppervlaktewater als waterbodems kent een mini-mumbeschermingsniveau (= Kwaliteitsdoelstelling 2000) en een streefwaarde van verwaarloosbaar risico. De Kwaliteits­doelstelling 2000 wordt op termijn vervangen door wettelijke grenswaarden met vastgestelde termijn waarbinnen de kwaliteit gerealiseerd moet zijn. De manier van invulling is uitgewerkt in de paragrafen 4.3.4 t.e.m. 4.3.6 van de 3NW. Hier liggen ook de aansluitingen bij PEIS. Er zijn zgn. beleidspakketten inzake zuurstofbindende stoffen (5.2.2), nutriënten (5.2.3), zware metalen (5.2.4), organische micro­verontreinigingen (5.2.5), waterbodems (5.2.6) en calamitei­ten (5.2.7). Op actiepunt W8 van de 3NW, die betrekking heeft op de bijzondere milieukwaliteit van Waddenzee en Noordzee, wordt in paragraaf 4.2 ingegaan. Als algemeen doel van 3NW geldt dat vanaf 2010 de zeehond er gezond in moet blijven, de belangrijke ecosystemen en karakteristieke soorten niet door van elders aangevoerd rivierwater worden geschaad, of commerciële vis-, oester- en mosselteelt worden aangetast. Ook moet worden gewaarborgd dat de kustwateren een belangrijke functie blijven vervullen in de levenscyclus van gewoonlijk in volle zee levende diersoorten.

Een belangrijk hulpmiddel bij de presentatie van zowel abiotische als biotische veranderingen in ecosystemen, ontwikkeld binnen de 3NW, is het AMOEBE-presentatiemodel (ten Brink & Hosper, 1989). Het is bruikbaar voor de visualisering van de huidige, de vroegere en de nagestreefde toestand van ecosystemen. Hoewel aanvankelijk ontwikkeld voor aquatische ecosystemen is een dergelijke presentatie ook heel goed mogelijk voor terrestrische ecosystemen. We komen hierop terug onder § 6.7.

3.4. PEIS, Gebiedsgericht Milieubeleid en Natuurbeleidsplan

Ook voor het Natuurbeleidsplan (NBP; LNV, 1990) en het Actieplan Gebiedsgericht Milieubeleid (VROM, 1990c) biedt PEIS vanuit de ecosysteemlijn aanknopingspunten. Het nieuwe Actieplan Gebiedsgericht Milieubeleid, AGM, is overigens nog volop in discussie, omdat niet zeker is of het voor het beleid nieuwe instrumenten zal bieden, dan wel meerwaarde heeft door nieuwe combinaties van bestaande instrumenten.

Het AGM onderscheidt vier inhoudelijke acties, waaraan vanuit PEIS kan worden bijgedragen, vooral vanuit de ecosysteemclassificatie en de modellering:

uitwerken van operationele geïntegreerde streefbeelden voor de ruimtelijke en milieukwaliteit van enkele geselecteerde gebieden (BI); indicatoren voor milieukwaliteit voor gebieden met verschillende functies (B2);

319

uitwerken van referentiebeelden voor typen ecosystemen als basis voor natuurbeleidsdoelstellingen (B3); t.b.v. geïntegreerde streefbeelden voor multifunctionele gebieden onderzoek naar de kwaliteitsbegrippen uit onderscheiden beleidsnota 's (B4).

In het Natuurbeleidsplan staat centraal de Ecologische Hoofdstructuur (EHS), waarop "duurzaamheid, herstel en ontwikkeling van ecosystemen bij voorrang is gericht, uitgaande van kansrijkdom voor flora en fauna". Binnen de EHS zijn "gebieden met bestaande waarden van internationale en nationale betekenis van voldoende omvang" als kern­gebieden aangeduid. Kerngebieden behoeven een basisbescher­ming in de vorm van handhaving van de bestaande

bodemopbouw, structuur en reliëf; waterhuishouding (grondwaterstand, stroming, kwel en infiltratie, hydrologische isolatie); kwaliteit van bodem, water en lucht; natuurlijke processen (o.a. migratiemogelijkneden); sedimentatie en erosieprocessen; landschapsstructuur, ontsluiting en rust.

Rondom de kerngebieden liggen buffergebieden en daarbuiten (dus buiten de EHS) ligt overig Nederland, waarin echter wel zoveel mogelijk natuurwaarden moeten worden beschermd, vooral door ondersteuning van het algemene milieubeleid, cq. de algemene milieukwaliteit. Vanuit het NBP worden concrete eisen geformuleerd t.a.v.:

critische niveaus van zure deposities, conform het Bestrijdingsplan Verzuring 1989; vermesting/eutrofiëring, conform NMP en 3NW;__ verdroging, conform 3NW en eigen NBP doelstellingen; verontreiniging, conform NMP; verzoeting; doelstellingen nog in ontwikkeling; verwaarlozing, volgens prcïjact Noodzakelijke Investerin­gen (NBP); , * ' , verstoring, volgens Regeling Stiltegebieden (NBP); verlies/versnippering, volgens project 30, Opheffing en Voorkoming van Versnippering. (NBP), in relatie met het Tweede Structuurschema Verkeer en Vervoer (ty&W, 1988 ).

De eerste vijf streepjes hebben een directe samenhang met PEIS. Voorts is van belang wat wordt gezegd over milieu­kwaliteitseisen in de NBP paragraaf 6.3.1. (zie ook § 4.3) De nieuwe directie Natuur, Bos, Landschap en Fauna (NBLF) van het Ministerie van LNV zal de concretisering hiervan richting PEIS ter hand nemen volgens ecosysteemtypen en natuurdoeltypen, die hierna worden besproken onder AMK en BMK (H.4).

3.5. PEIS en het Thema Verspreiding

Bovenstaand overzicht van samenhangen maakt, duidelijk dat PEIS een integratiekader biedt voor kennis uit verschillende invalshoeken van milieubeheer, waterbeheer en natuurbeheer. Daaruit mag niet de conclusie worden getrokken, dat PEIS al die andere terreinen of actiepunten zou incorporeren. Elk

320

actiepunt heeft eigen bestaansrecht, maar de meerwaarde is, dat PEIS de diverse kenniselementen met elkaar verbindt vanuit de ecosysteemlijn en centrale doelstelling uit hoofdstuk 2.

Hoewel het vanuit het stoffenbeleid vanzelfsprekend lijkt dat in PEIS het primaat zou liggen bij de stoffenlijn, is dit toch maar één benaderingswijze. Mede gelet op de samen­hang met het NBP en de 3NW moet bij het ontwikkelen van "maatlatten" binnen PEIS worden uitgegaan van:

stofeigenschappen die kunnen leiden tot belasting van flora en fauna; dit is van direct belang voor de NMP-acties 35 (integrale milieukwaliteitsdoelstellingen voor stoffen) en 41 (ontwikkelen van een uniform beoordelings­systeem ) :

ecosysteemeigenschappen die: (a) ecosystemen kwetsbaar maken voor belasting met

stoffen, (b) bepalen tot welke mate herstel mogelijk is van

reeds te zwaar belaste ecosystemen en (c) kunnen dienen als beleidsindicatoren.

bedrijfsvoeringsgegevens (veiligheidsvoorzieningen) en

situatiegegevens (geografische informatie) die maken dat stoffen in ecosystemen kunnen terechtkomen en die de weg wijzen naar terugdringingsmogelijkheden; dit legt een verband met NMP-actie 43 (emissiereducties per bedrijfs­tak en doorlichten stofstromen).

Hoe past dat allemaal in het Thema Verspreiding, waarvan PEIS immers deel uitmaakt? Schematisch gezien wordt in het Thema Verspreiding (figuur 1) gewerkt volgens de hoofdlijn informatieverzameling -» prioriteitstelling -» beoordeling -» normstelling -> handhaving -+ evaluatie. Het verzamelen van informatie geschiedt in hoge mate internationaal, zowel t.a.v. de stofeigenschappen (rechts) als de meetmethoden en meetgegevens (links). Zo wordt vanuit PEIS bijvoorbeeld bevorderd, dat in enkele van de genoemde internationale organisaties nu ook meer nadruk ligt op eco(toxico)logische informatieverzameling en -uitwisseling. Genoemd kunnen worden de Hazard Assessment Advisory Board (HAAB) van de OECD, het International Register of Potentially Toxic Chemicals (IRPTC) en de UNEP List of Environmentally Harmful Chemical Products, Processes and Phenomena of Global Concern. Met de meetmethoden en de normalisatie en certifi­catie daarvan heeft PEIS geen directe bemoeienis. De meetgegevens spelen wel een belangrijke rol bij de verdere prioritering voor het stof fenbeleid. Met het oog op bescherming van ecosystemen beoogt PEIS immers instrumenten te ontwikkelen, die een operationele beoordeling mogelijk maken van stoffeneffecten en van ingrepen die stoffen in ecosystemen mobiliseren.

Rechts naar beneden doorgaande voert de lijn van het ontwikkelen van beoordelingscriteria en o.a. aandachtstof­fenlijst naar beoordelingsmodellen, met het Uniform

321

BLOOTSTELLING STOFEIGENSCHAPPEN

NORMALISATIE CERTIFICATIE

OECD IRPTC IPCS IARC TOXLINE

DOSSIERS—1

SCREENING INFO DATA SETS

CRITERIA ONTWIKKELING

ENQUETEDOSSIERS AANDACHTSTOFFENLIJST SCOPINGDOCUMENTEN

UBS- -QSAR's

BEOORDELINGSMODELLEN

ECOSYSTEEM--CLASSIFICATIE -HERSTELPOTENTIE -RENDEMENT VAN MAATREGELEN

-AMOEBEBEELDEN -INDICATOREN -NATUURWAARDEN — --EFFECTMONITORING -FLORA-FAUNA 2030

UITGESTELDE EFFECTEN (CTB'S)

INTEGRALE ECO­SYSTEEMNORMEN

(STOFFEN EN INGREPEN) •

CALAMITEITEN- -SCENARIO's TECHNOLOGI­SCHE PROCESSEN BRONGERICHT BIOMONITORING -

BIOLOGISCHE MEETNETTEN

RISICOSCHATTING

BASISDOCUMENTEN PRIORITAIRE STOFFEN

BNS BASISDOSSIERS BEOORD. BESTRIJDINGSMIDDELEN­

DOSSIERS

EFFECTIVITEIT EVALUATIE

MONITORING-MEETNETTEN-SCENARIO's-

Figuur 1 .

322

EVALUATIE

RISICOLIMIETEN EXTRAPOLATIE- EN VEILICHEIDSFACTOREN

MILBOWA/INS LUWABO

DOELGROEP AANPAK TOELATING - VERBOD CONVENANT - AMVB ZWARTE LIJST

PRODUCTENBELEID

VERGUNNINGVERLENING

EVALUATIE REGELGEVING

SYSTEEM­ONTWIK­

KELING

Organisatieschema van het Thema Verspreiding.

Beoordelingssysteem voor nieuwe en oude stoffen, inclusief bestrijdingsmiddelen als cardinale actie (NMP-actie 41). Vanuit het doel van ecosysteembescherming richt PEIS zich tevens op de validatie van de thans gehanteerde grovere beoordelingsmodellen, die veelal zijn gebaseerd op extra­polatie vanuit enkelsoorts (single species) laboratorium-toetsen in de stoffenlijn. Bij die validatie spelen de in de ecosysteemlijn verkregen gegevens een grote rol. Daarvoor moet o.a. worden beschikt over de resultaten van de ter linkerzijde genoemde reeks, verlopend van emissiegegevens tot blootstellingsgegevens. PEIS is niet zelf actief op die punten, maar is gebruiker van de resultaten. De blootstel­lingsgegevens worden in de stoffenlijn vooral gebruikt in de PEC/NEC-risicoschatting, genoemd aan de rechterzijde. Hierop wordt in hoofdstuk 5 verder ingegaan. Een en ander kan (buiten PEIS) resulteren in het aanleggen van basisdocu­menten per stof, maar noodzakelijk is dat niet. De procedure daarvan is nogal kostbaar en heeft betrekkelijk weinig meerwaarde t.o.v. de directe weg van risicoschatting naar brongerichte normstelling en maatregelen. Voor de beoorde­ling van nieuw stoffen (BNS) en van bestrijdingsmiddelen is formele dossiervorming voorgeschreven. PEIS speelt daarin geen rol, maar is er wel op gebrand, dat de in de ecosys­teemlijn verkregen gegevens ten volle worden meegewogen. PEIS richt zich immers op het ontwikkelen van instrumenten om op grond van die maatlatten ook werkelijk tot maatregelen te komen.

In wezen is de kernopdracht van PEIS het doordringen van het Thema Verspreiding met operationele en effectieve methoden van ecosysteembescherming. Daarvoor begint ter linkerzijde van figuur 1 de ecosysteemlijn vanaf de blootstellingsgegevens met de voor stoffen relevante classificatie van ecosystemen. Die classificatie is van belang voor het verder kunnen modelleren en berekenen van het rendement voor het ecosysteem van gerichte stoffen-maatregelen en tevens voor het aangeven van de mogelijkheden tot herstel van een reeds aangetast ecosysteem. Ook wordt de classificatie gebruikt bij het verder ontwikkelen van AMOEBE-beelden en de selectie van de juiste indicatoren. Dit alles is uitgewerkt in hoofdstuk 6. Ook toekomstverkenningen t.a.v. uitgestelde effecten van verontreinigingen in bodem, sediment en grondwater, de zgn. chemische tijdbommen, en effecten als gevolg van de naijling van verdroging, verzuring, vermesting en vergiftiging op flora en fauna - FF 2030 - zijn ter linkerzijde van figuur 1 opgenomen. Gezien de ligging van Nederland hangt een en ander nauw samen met wat er gebeurt in de stroomgebieden van de rivieren en in de Noordzee. Met Rijn-Actieprogramma en Noordzee-Actieplan (§ 7.2 en 7.3) als uitwerking van bovenstaande zijn in de ecosysteemlijn ook al concrete kaders aangeduid voor de feitelijke normstelling op ecosysteemniveau. Deze normstel­ling is altijd een combinatie van stofnormen, ingreepnormen en beheersnormen (bijv. baggeren, doorspoelen, afplaggen, isoleren).

Maar ook in de stoffenlijn vindt normstelling plaats. Via zgn. "systeemontwikkeling" van risicolimieten, (maximaal toelaatbaar risico en verwaarloosbaar risico) en extrapola-

323

tie- en veiligheidsfactoren komt men tot in getalswaarden uitgedrukte grens- en streefwaarden voor de milieukwaliteit van lucht, water en bodem (MILBOWA/INS-LUWABO; VROM/DGM, 1990b). Terwijl in figuur 1 ter rechterzijde in de stoffen-lijn het beleid leidt tot toelatingen, vergunningen, convenanten en verboden, waarmee PEIS geen strikte bemoeie­nis heeft, is ter linkerzijde in de blootstellingslijn PEIS betrokken bij calamiteiten-scenario's en meetnetactiviteiten voor de toestand van milieu en natuur en voor brongerichte (= preventieve) biomonitoring. Dat is uitgewerkt in hoofdstuk 9.

4. "RMK EN BMK" EN DE ECOLOGISCHE EFFECTBEOORDELING VAN STOFFEN

4.1. Het 95% beschermingsniveau

Basaal in het hele stofgerichte milieu- en natuurbeleid zijn de begrippen algemene milieukwaliteit (AMK), waarbij men vanouds denkt aan de gezondheid van de mens en de belangrijkste planten en dieren (tamelijk ongedefinieerd, maar uiteraard voedingsgewassen en landbouwhuisdieren), en een bijzondere milieukwaliteit (BMK) voor het behoud van zeer kwetsbare functies (drinkwaterwinning) en kwetsbare soorten (natuurgebieden).

Op het eerste gezicht ontlopen het minimumbeschermings-niveau (= Kwaliteitsdoelstelling 2000) uit de 3NW en AMK uit het NMP elkaar niet erg. Maar de AMK, als ecologisch gezien maximaal toelaatbaar niveau van verontreiniging, is nader gedefinieerd als 95% beschermingsnive'au voor de soorten in een ecosysteem of de totale inheemse flora en fauna. Ook staat in de brochure Omgaan met Risico's (VROM, 1989b) de streefwaarde in * egn percentueel vastgelegde relatie (1%) tot de maximaal .toelaatbare verontreiniging, tenzij de natuurlijke achtergrondwaarde hoger is; dan wordt die als streefwaarde aangehouden. De* BMK is niet nader gekwantificeerd, ook niet in percentage van beschermings­niveau. De minister heeft per brief (VROft, 1991a) de beschermingsdoelstelling van de algemene milieukwaliteit als volgt gepreciseerd:

Als uit onderzoek mocht blijken dat ecologisch, recrea­tief, commercieel of sociaal belangrijke soorten in onvoldoende mate worden beschermd, dan dient hiermee bij het afleiden van maximaal toelaatbare en verwaarloosbare risiconiveaus zodanig rekening te worden gehouden, dat de ongewenste effecten voor deze soorten verwaarloosbaar worden.

Men kan zich afvragen of daarmee, het AMK niveau te boven, reeds zoiets als de BMK wordt bereikt. Daarbij valt wel te bedenken, dat op het land voor de door de AMK onvoldoende beschermde soorten wel speciale gebieden met een bijzondere milieukwaliteit zijn te reserveren, maar voor soorten in de Waddenzee en Noordzee niet, zodat voor die grote ecosystemen als geheel uitsluitend de BMK moet gelden. Bijzondere bescherming is in Noordzee en Waddenzee toch wel degelijk mogelijk, maar die heeft dan vooral betrekking op ingrepen,

324

inclusief bevissing, en dat vergt een geïntegreerde benadering met verontreinigingen.

4.2. De milieukwaliteit voor de Noordzee en Waddenzee

Voor de grote zoute wateren zijn reeds initiatieven voor een gebiedsgerichte geïntegreerde benadering genomen. Er bestaan integrale beleidsplannen voor de Waddenzee, de Voordelta en de Noordzee. Volgens de Planologische Kern­beslissing Waddenzee (VRO, 1980) moet de Waddenzee voldoen aan "ecologische doelstellingen van het hoogste niveau" en zijn de gebruiksfuncties ondergeschikt gesteld aan de natuurfunctie. In het Watersysteemplan Noordzee (VROM et al., 1991) is de centrale doelstelling het bereiken van een bijzondere milieukwaliteit voor het hele Nederlandse deel van het continentale plat. "De gehele kustzone (12 mijl) en de zone Friese Fronten - Doggersbank - Klaverbank wordt door het stellen van scherper voorschriften aan verontreiniging en verstoring veroorzaakt door bepaalde gebruiksfuncties, een hoger beschermingsniveau geboden, teneinde daarmee een bijdrage te leveren aan bescherming, herstel en ontplooiing van het gehele watersysteem Noordzee". Voor Waddenzee en Noordzee als kwetsbare gebieden met bijzondere ecologische waarden wordt het maximaal toelaatbaar risiconiveau (MTR) gedefinieerd als:

"het kwaliteitsniveau waarbij volledige bescherming wordt geboden aan 95% van de soorten in deze kwetsbare gebieden, waaronder ten minste de voor deze gebieden karakteristieke soorten" (VROM/DWB, 1991).

De karakteristieke soorten voor deze gebieden, zoals weer­gegeven in specifieke AMOEBE-beelden in het Watersysteemplan Noordzee en het Wadden-Actieplan, en het overzicht van streefwaarden voor sediment voor de bij zondere milieu­kwaliteit van Noordzee en Waddenzee, worden besproken in paragraaf 7.2. Eind 1991 zal een nota Omgaan met risico's voor mariene ecosystemen gereed zijn (VROM/DWB, 1991) waarmee dan uitvoering is gegeven aan actie M9 van de Nota Harmonisatie Noordzeebeleid (onderzoek zeebodemkwaliteit t.b.v. emissienormstelling) actie W8 van de 3NW (kwali­teitsdoelstellingen zoute watersystemen) en actie 36 van het NMP (normen voor kwaliteit en hoeveelheid baggerspecie Noordzee). Deze normstelling is slechts een eerste stap; er is slechts rekening gehouden met effecten op soortniveau van geselecteerde karakteristieke soorten en niet met interac­ties op systeemniveau. Voor dat laatste, effecten op het hoogste niveau, is door VROM en V&W gezamenlijk opdracht verleend aan DGW, om met medewerking van TNO Den Helder en het Waterloopkundig Laboratorium, de ontwikkeling ter hand te nemen van het zgn. RAM-project (Risk Assessment Marine Ecosystems). De eerste resultaten worden in 1992 verwacht (zie verder § 7.2).

4.3. RMK en BMK en de natuurgerichte normstelling

AMK en BMK hebben in het milieu-, water- e n natuurbeheer uitsluitend betrekking op stoffen, niet op ingrepen e n inrichting. Waar in het Natuurbeleidsplan sprake is van

325

natuurgerichte normstelling omvat die naast de stoffenkant ook de fysieke ingrepen en inrichting van een habitat. Natuurgerichte normstelling kan langs beide wegen wezenlijke bijdragen aan zowel AMK als BMK.

Door middel van natuurgerichte normstelling voor stoffen dienen - voor zover nodig - milieukwaliteitsdoelstellingen te worden geformuleerd die voldoende bescherming bieden aan kwetsbare soorten en ecosystemen binnen de ecologische hoofdstructuur. Dat wil zeggen dat moet worden nagegaan welke ecologische structuren die in het NBP worden onder­scheiden (duingebied, laagveen en kleigebied, zandgronden­zone, beekstroomgebieden, rivierengebied en grote wateren) een bijzondere milieukwaliteit moet worden geformuleerd. Vervolgens moeten voor de ecologische structuren sets van milieukwaliteitsdoelstellingen worden geformuleerd (LNV/NMF, 1991).

Het NBP richt zich begrijpelijkerwijs allereerst op de bijzondere milieukwaliteit voor de kwetsbare gebieden, d.w.z. ecosysteemtypen binnen de ecologische hoofdstructuur met een primaire natuurfunctie en de beïnvloedingsgëbieden hiervan. Het betreft de volgende ecosysteemtypen, waarop het ministerie van LNV nadruk legt bij 'de verdere samenwerking binnen PEIS: 1. beken, schrale graslanden, struwelen, hellingbossen en

bronbossen in het Zuid-Limburgse heuvelland; 2. stuifzanden, heide en vennen, hoogveengebieden, schraal­

graslanden, beken, moerassen en oudere bossen op hoge z andgronden;

3. afgesneden meanders, wielen, moerassen, (schraal)graslan-den en bossen in het rivierengebied en in het bij zonder het winterbed van de Maas en de uiterwaarden -van de grote rivieren;

4. (schraal)graslanden inclusief sloten, moerassen, plassen en vaarten in het laagveengebied; «

5. natte graslanden inclusief sïBten,, moerassen en bossen in het zeekleigebied;

6. jonge duinen, schraalgraslanden, struwelen en bossen in de binnenduinzoom;

7. afgesloten zeearmen en'estuaria; i 8. getijdegebieden (wadden en estuaria);" 9. Noordzee.

De laatste twee kwamen hiervoor reeds ter sprake; wij bepalen ons tot de andere land- en zoetwatersystemen.

Om deze kwetsbare ecosysteemtypen te beschermen is meer nodig dan alleen de bijzondere milieukwaliteit voor het gebied zelf: ook het beïnvloedingsgebied - ten mins-te de bufferzone - moet erbij worden betrokken. Voor deze gebieden moet een "natuurdoeltype" (LNV/NMF, 1991) worden geformu­leerd, nl. welke natuur moet worden behouden of hersteld, met het bijbehorende beheerssysteem. Te denken valt aan zelfregulatie, verschraling, relatienota-beheer en derge­lijke. Met deze activiteiten moet de bijzondere milieu­kwaliteit voor stoffen samenhang vertonen. Aparte aandacht moet daarbij worden besteed aan de streefwaarden bodemkwali­teit, met name of zij bruikbaar zijn voor van nature voorkomende stoffen (LNV/NMF, 1991). Het NBP ziet ook op

326

natuurwaarden buiten de Ecologische Hoofdstructuur en geeft ook een (niet verder beargumenteerde) regioverdeling met een opsomming van belangrijkste soorten, waarvan nog onduidelijk is of en hoe die natuurwaarden worden uitgewerkt. Op de mogelijke afstemming van de ecotopentypering met de EHS en natuurwaarden buiten de EHS komen we terug in hoofdstuk 6.

Concluderend kan worden gesteld dat AMK en BMK niet volgens departementale scheidslijnen verlopen. VROM, V&W en LNV zijn met elkaar en met de lagere overheden en par­ticuliere terreinbeheerders verantwoordelijk voor de goede uitwerking ervan in concreet beleid. De afstemming vordert gelukkig, maar traag.

5. MAATLATTEN IN DE STOFFENLIJN: DE EERSTELIJNSBENADERING

5.1. PEC/NEC en de ecotoxicologische risicobeoordeling

Bij het stellen van milieukwaliteitsdoelen is het gangbaar te letten op de "predicted environmental concentration" (PEC). Op basis van effectgegevens van stoffen voor diverse organismen kan een schatting worden gemaakt van , de con­centratie waarbij de structuur en functie van ecosystemen onaangetast blijven, de zgn. "no-effect-concentration", NEC. Is PEC groter dan NEC dan is sprake van risico (Van Leeuwen, 1990). Nu doet zich de vraag voor wat onder PEC moet worden verstaan: de stof in al zijn verschijningsvormen in het milieu of alleen de "beschikbare fractie" waarvan het organisme bij blootstelling effecten ondervindt? Bij blootstelling aan de beschikbare fractie moet wel een kanttekening worden geplaatst inzake uitgestelde effecten. We komen daarop terug in § 7.4.

Omdat het gaat om stoffenbeleid lijkt het voor de hand te liggen de stoffenbeoordeling te verbeteren en de relatie met de werkelijkheid van grote aantallen stoffen, regionale diversiteit van ecosystemen en complexiteit binnen ecosys­temen maar voorlopig buiten beschouwing te laten. Men werkt nu hard om allereerst de stoffentoetsen te verbeteren en te standaardiseren en het aantal en de typen toetssoorten te optimaliseren (Van Leeuwen, 1990). Allengs breidt zich het scala aan geschikte proeforganismen uit, maar die zijn niet bij voorbaat representatief voor weergave van stoffeneffee-ten op ecosysteemniveau. De keuze van proeforganismen wordt immers sterk beïnvloed door kweekbaarheid en houdbaarheid in het laboratorium. De eerste stap naar een meer geïntegreerde beoordeling binnen de stoffenlijn was het toetsen van een stof niet op één organisme, maar op een laboratorium­voedselketen bestaande uit een primaire producent (alg), een herbivoor (vlokreeft) en een carnivoor (vis). Zo'n opstelling is weliswaar betaalbaar, maar nog niet meer dan een aftreksel van een zoetwaterecosysteem. De tweede ver­betering zijn mesocosmos- of proefslootexperimenten met enkele soorten uit een voedselweb in min of meer natuurlijke verhoudingen en samenhangen, d.w.z. een semi-veldsituatie, met seizoenswisselingen in populatiedichtheden en voedings­toestand. Hoewel dit wetenschappelijk belangrijke verbeter­ingen zijn, moet in verband met de veel hogere kosten en de

327

moeilijkere analyse van waarnemingen wel worden afgewogen, hoeveel beter de normstelling daarmee wordt. Een vergelij­king van normen, afgeleid uit gegevens verkregen op drie verschillende integratieniveaus (enkele soort; levensgemeen­schap; ecosysteem) liet namelijk enige maar geen dramatische verschillen zien (Niederlehner et al., 1986).

Ook in zee worden mesocosmos-experimenten in met tot de bodem reikende plastic-folie bakken verricht. Om echter een marien ecosysteem enigszins te benaderen is een fors bassin (kwart tot halve hectare) nodig met onderzoeken aan indica­torsoorten uit ten minste alle zeven niveaus van een voedselweb.

Voor imitatie van een terrestrisch ecosysteem komt men nog niet verder dan een - mede op experimentele gronden-gestandaardiseerde bodem of strooisellaag met standaard­organismen (micro-organismen, sla, regenwormen, springstaar-ten en pissebedden). Vooral ten aanzien van bodems en water­bodems is er een grote achterstand aan ecotoxicologische gegevensbestanden. Vaak worden referentiewaarden voor bodems met enige omrekentrucs afgeleid van toetsen op waterorganis­men. In het algemeen kan worden gesteld dat voor een juiste risicobeoordeling op ecosysteemniveaji ten minste op twee fysiologisch uiteenlopende organismen per trofisch niveau in een voedselweb moet worden getoetst. Een vrijwel on­mogelijke eis die voor zoetwater tot ten minste zes en voor zeewater tot ten minste tien toetsorganismen zou leiden en voor bodems misschien nog meer. In de practijk mag men al blij zijn als men over dosis-effect gegevens voor 5 à 7 organismen in een voedselweb beschikt.

De ecotoxicologische risico-evaluatie (geconcretiseerd vanuit enkele NMP-actiepunten) verloopt in de_ stoffenlijn per stof op zijn gunstigst ongeveer als in figuur 2. Dit is nog maar een beoordeling voor één stof. Hierbij is geen

ANALYSE BLOOTSTELLING ANALYSE ECOTOXICOLOGISCH RISICO uit NMP-acties 35 en 43 uit NMP-acties 41 en 42

* stof-levensloop , QSAR's (kwalitatieve structuur-J. activiteits-relatie's) of acute emissies toxiciteit alg/daphnia/vis i i verspreiding (model) dosis-effect relaties van 5-7

organismen in chronische toetsen i l concentratie in milieu individuele no-effect-levels i i v blootstelling (berekend) extrapolatiefactoren i l PEC (predicted env. conc.) NECe o(no-effeet concentration

for ecosystems)

PEG > NEC betekent RISICO

Figuur 2. Schema ecotoxicologische risico-evaluatie.

328

rekening gehouden met interacties in mengsels. Voor gezond­heidsbescherming van de mens komt daar nog bij of blootstel­ling aan het gemeten gehalte in milieu of product lager blijft dan de ADI-waarden (= Acceptable Daily Intake). Ook bestaan er MAC-waarden (= Maximal Allowable Concentration) die specifiek gelden voor de arbeidssituatie. Het Uniform Beoordelingssysteem Stoffen (UBS) houdt wel rekening met gezondheidsbescherming, maar binnen PEIS wordt aan de humane aspecten verder geen aandacht geschonken.

5.2. Naar een uniform beoordelingssysteem: een prototype

Het UBS, dat wordt uitgewerkt op basis van NMP-actie 41, dient ertoe om snel en met beperkte moeite de milieuhygiëni­sche risico's (humaan en ecotoxicologisch) van een stof globaal te beoordelen. Het maakt daarmee deel uit van de prioriteringsprocedure uit het schema van figuur 1. Het gaat uit van een integrale benadering van alle milieucompartimen­ten en het moet de thans bestaande beoordeling en priori­teitsstelling van stoffen integreren en verbeteren. Het beoordelingssysteem voor nieuwe stoffen die nog nie^t op de markt zijn (BNS) en de beoordelingscriteria voor de toelating van bestrijdingsmiddelen (CTB) zijn bouwstenen voor het UBS. Indien mogelijk zal het UBS ook voor de beoordeling van radioactieve stoffen bruikbaar worden gemaakt. Het UBS is een beslissing-ondersteunend systeem; stoffen worden uitsluitend op hun milieuhygiënische wenselijkheid beoordeeld. Economische overwegingen spelen daarin geen rol, maar de humaan-toxisehe aspecten maken wel deel uit van de globale beoordeling. Voor het prototype van het UBS, waarmee nu ervaring wordt opgedaan (VROM/SR, 1991a) geldt dat de hoogten van de criteria slechts voorlopig zijn vastgelegd.

Het prototype is thans voor internationale toetsing beschikbaar om zo tot internationale overeenstemming in beoordelingsmethoden te komen. In deze eerste fase van het UBS is een tamelijk eenvoudige verspreidingsmodule van stoffen in het milieu opgenomen: een sterk gereduceerd en antropocentrisch "ecosysteem", zoals weergegeven in figuur 3. Vanuit productie en gebruik van stoffen vinden emissies plaats naar lucht, zuiveringsinstallaties, oppervlaktewater en bodem. Via het water komen stoffen in sedimenten en in vis en zo verder in toppredatoren en mens. Via de bodem komen stoffen in gewas, vee en mens. Uit oppervlaktewater en grondwater komen stoffen ook via drinkwater in de mens. In deze eerste fase van het UBS zijn de ecosystemen tot het uiterste minimum gereduceerd, maar voor verdere detaillering in een latere fase vatbaar. Voor het afleiden van de NEC zal voorlopig worden uitgegaan van de beschikbare ecotoxici-teitsgegevens en die zijn nog beperkt tot acute toxiciteit voor vis, watervlo en alg. In het engels spreekt men van een "quick and dirty screening". Figuur 4 vat het systeemover­zicht bondig samen.

Het UBS-prototype is reeds beoordeeld door de Gezondheids­raad (1991a). De Raad meent dat slechts een globale beoorde­ling zich leent voor uniformering. De Raad steunt de model­matige aanpak en beoordeling op grond van verhoudingen

329

PRODUCTIE

GEBRUIK

EMMISSIE

-• LUCHT

RWZI

WATER

I -• SEDIMENT

r BODEM L

GEWAS

VIS

VEE

TOPPRED. 1

I » - "-] — M E N S

Li_i 1

— DRINKWATER I

Figuur 3. Ecosysteemmodel gebruikt in het UBS-prototype.

DATA BASE

PRODUKTE / GEBRUIK

PECker

NEC MODULE

microorganismen waterorganismen bodemorganismen toppredatoren mens

PEC MODULE

Afvalwater RWZI

Oppervlaktewater*

Bodem » Grondwater

Topprecfetoren

Mens

Figuur 4. Systeemoverzicht gebruikt in het UBS; de database is geen eigen onderdeel van het UBS maar van elders in het Thema Verspreiding.

330

tussen voorspelde blootstellingsniveaus en de hoogste ecotoxicologische verantwoorde blootstellingsniveaus, de zgn. PEC/NEC verhoudingen, maar dan wel gerelateerd aan gangbare beschermingsdoelen: gezondheid, te beschermen soorten, ecosystemen en milieugebruiksfuncties. Voor gevarenaspecten die niet via PEC/NEC verhoudingen zijn te benaderen is een beoordeling door deskundigen (expert judgement) nodig. Ook voor het evalueren van onderzoeks­gegevens en het kiezen van veiligheidsfactoren en extra-polatiemodellen hecht de Gezondheidsraad aan aansluiting bij door deskundigen afgeleide NEC-waarden. Wat PEIS aan de verdere ontwikkeling van het UBS kan bijdragen betreft uiteraard niet de humane maar de eco(toxico)logische criteria, zoals hierna te noemen bij de criteria voor bestrij dingsmiddelen.

5.3. Milieucriteria voor bestrijdingsmiddelen

In januari 1989 hebben de ministers van VROM en LNV samen de notitie "Milieucriteria ten aanzien van stoffen ter bescherming van bodem en grondwater" aan de Tweede Kamer gezonden (VROM & LNV, 1989). Hoewel van toepassing op alle stoffen, zijn deze milieucriteria voor het ogenblik van het grootste belang voor de beoordeling en sanering van vooral de oude bestrijdingsmiddelen. Door het RIVM (Canton et al., 1990) heeft een herbeoordeling van oude bestrijdingsmiddelen plaatsgehad. Daar het NMP ook voor milieuaspecten van bestrijdingsmiddelen kaderstellend is (VROM/SR, 1991d) moeten volgens het NMP de uit een oogpunt van grondwaterbe­scherming belangrijkste middelen in 1994 zijn gesaneerd. Daarbij wordt gelet op:

persistentie in de bodem (criterium: halfwaardetijd in de bodem minder dan 60 dagen, waardoor na twee jaar in de bouwvoor het maximaal toelaatbaar ecotoxicologisch risiconiveau moet zijn bereikt); uitspoeling naar het grondwater (criterium: zonder extra zuivering moet grondwater voldoen aan 0,1 ug.1"1 per stof of 0,5 ug.1"1 voor alle bestrijdingsmiddelen samen op 2 meter beneden het maaiveld); en ecotoxiciteit (criterium: AMK 95% beschermingsniveau voor oppervlaktewater, inclusief perceel- en kavelsloten; voorshands wordt dit gesteld op 1/10 van de LC5 0 voor vis/alg, de LC5 0 voor daphnia, of de EC5 0 verkregen uit kortdurende toetsen met algen, watervlooien en vissen, of bij ontbreken van 1 of 2 toxiciteitsgegevens 1/100 van de LC5 0 of EC5 0 van het gevoeligste organisme, maar pas nadat de toelatinghouder om aanvullende gegevens is gevraagd en deze gelegenheid tot repliek is gegeven).

Het maximum aantal stoffen dat op een pakket van 300 toegelaten werkzame stoffen in bestrijdingsmiddelen niet voldoet aan de criteria beloopt naar schatting voor:

- persistentie ca. 75 stoffen (25%) - uitspoeling ca. 90 stoffen (30%) - toxiciteit ca. 75 stoffen (25%) Totaal met inachtneming van overlap ca. 180 stoffen (65%)

Dit percentage kan lager zijn op basis van nadere informatie

331

van de agrochemische industrie. Voor 1994/5 zullen de 100 vanuit milieubeheer gezien meest schadelijke middelen zijn gesaneerd. Het standpunt van de twee betrokken ministers van VROM en LNV aan de Tweede Kamer is vastgelegd in de nota Operationele milieucriteria voor landbouwbestrijdings-middelen (VROM & LNV, 1991).

Wat PEIS voor de toekomst aan de beoordeling van bestrij­dingsmiddelen kan bijdragen is verbetering van de maatlat­ontwikkeling voor persistentie, uitspoeling en toxiciteit. De bovengenoemde criteria dragen het karakter van een politiek compromis. Wil men ter voorkoming van uitgestelde effecten (chemische tijdbommen) geen residuen in de bodem laten oplopen, dan moet eigenlijk reeds een jaar na een bespuiting het verwaarloosbaar niveau zijn hersteld en dus niet pas na twee jaar het veel hogere maximaal toelaatbaar risico. Voor uitspoeling naar het grondwater zou moeten worden gemeten direct beneden de worteldiepte van het geteelde gewas en niet op twee meter beneden de bouwvoor. Het criterium voor ecotoxiciteit zou niet aan de laagste LC. „ of EC«;, maar aan de NEC ( "no-effect-concentration-

5 0 5 0 e c o v

for ecosystems") moeten zijn gerelateerd.

5.4. Integrale milievkwaliteitsdoelstellingen: INS-LUWRBO

Hoe staat het thans met de milieukwaliteitsdoelstellingen voor lucht, water en bodem? NMP-actie 35 heeft betrekking op "op elkaar afgestemde waarden voor de algemene milieu­kwaliteit voor bodem, water en lucht, geformuleerd met het oog op het emissiebeleid van vergunningverlenende instan­ties" (Integrale Normstelling Stoffen voor Lucht, Water en Bodem, afgekort INS-LUWÄB0).

Met uitzondering van de eerdergenoemde, voor ecosystemen niet relevante, ADI- en MAC-waarden zijn er slechts voor ongeveer 100 stoffen ecologisfch* relevante milieukwali'teits-doelstellingen beschreven en dfan met 'name voor water en bodem (zie Stoffen en Normenboek; VROM/DGM, 1990a). Voor het compartiment lucht ontbreken ze grotendeels, misschien omdat de stoffen niet vluchtig zijn en 'normstelling niet noodzake­lijk wordt geacht, of omdat emissie naar de lilcht werkelijk niet plaatsvindt. Veelal echter is het "gebrek aan gegevens de reden waarom geen normen voor lucht zijn afgeleid. Met uitzondering van normen voor verzurende stoffen, die wel op effecten in de natuur zijn gebaseerd, is normstelling voor overige stoffen in de lucht vooralsnog volledig gebaseerd op humaan-toxicologische gronden. De voor luchtnormen relevante ecotoxicologische gegevens zijn niet voorhanden en de koppe­ling met water- en bodemverontreiniging ontbreekt vrijwel volledig. Het is nog maar enkele jaren geleden, dat in WVO-vergunningen, ter voldoening aan emissie-eisen voor lozing op oppervlaktewater, werd gesteld, dat het afvalwater moest worden "gezuiverd" door het te beluchten om vluchtige organohalogenen te "verwijderen".

Onlangs is aan de Tweede Kamer de notitie "Milieu­kwaliteitsdoelstellingen Bodem en Water" (VROM/DGM, 1990b) gezonden waarin voor 45 stoffen milieukwaliteitsdoelstel­lingen op basis van ecotoxicologische risicobeoordeling zijn opgesteld (MILBOWA-notitie). De methode is ontleend aan

332

het RIVM-rapport "Streven naar Waarden" (Van der Meent et al., 1990). Daaruit blijkt o.a. dat met name voor het compartiment bodem een schrikbarend gebrek aan gegevens bestaat. Overigens is op te merken dat de grenswaarden in de MILBOWA-notitie en het Milieuprogramma 1992-1995 (VROM, 1991c) sterk overeenkomen met de Kwaliteitsdoelstellingen 2000 uit de 3NW, wat in geen van beide richtingen als geruststelling moet worden opgevat, omdat beide worstelen met hetzelfde gebrek aan gegevens.

In de MILBOWA-notitie is tevens getracht zoveel mogelijk de begrippen te uniformeren; dit n.a.v. de bij het NMP-PLUS (VROM, 1990a) uitgebrachte notitie Begrippenkader voor het Milieubeleid (VROM, 1990b). NMP-actie 35 (INS-LUWABO) is als vervolg op de MILBOWA-notitie erop gericht integrale milieukwaliteitseisen voor bodem, water en lucht tot stand te doen komen, liefst voor 500 verdachte stoffen, maar ten minste voor de circa 200 van de aandachtstoffenlijst (VROM/SR, 1991b en c). Het is nodig in samenwerking met de industrie die de desbetreffende stoffen produceert, de benodigde ecotoxiciteitsgegevens zo snel mogelijk op tafel te krijgen. Het programma milieukwaliteitsdoelstellingen bodem-water-lucht (INS-LUWABO) moet hierin voorzien. Van de 200 aandachtstoffen worden de beschikbare gegevens verzameld die nodig zijn voor een deugdelijke ecotoxicologische risico-evaluatie. Voor de ontbrekende maar noodzakelijke gegevens is urgent onderzoek nodig inzake acute toxiciteit voor de voorlopige risico-evaluatie en chronische toxiciteit voor de definitieve risico-evaluatie. Tabel 1 geeft een voorbeeld van beschikbaarheid van acute en chronische toxiciteitsgegevens voor water- en bodemorganismen (VROM/SR, 1991b en c). Gezien het internationaal karakter van de meeste geselecteerde stoffen moet de onderzoekinspanning ook in een internationale taakverdeling, vooral van de 0ES0-landen, worden geplaatst. Vanuit PEIS, met name de ecosys­teemanalyse genoemd onder § 6.5, kan sturing worden gegeven aan het ontwikkelen van voor PEC/NEC-berekeningen te kiezen ecotoxicologische toetsen voor 200 (in de toekomst liefst 500) aandachtstoffen.

5.5. Extrapolatie: tot hoe ver?

De commissie van de Gezondheidsraad die in 1988 adviseerde over de ecotoxicologische risicobeoordeling (GR, 1988) gaf aan dat de toenmalige kennis onvoldoende basis bood voor een adequate beoordeling van de effecten van stoffen op ecosystemen. In het advies inzake extrapolatiemethoden (GR, 1991b) wordt allereerst geconstateerd dat nog maar weinig voortgang is geboekt en dat de extrapolatiemethoden bij de risicobeoordeling nog steeds met de nodige terughoudendheid moeten worden toegepast. Het onderzoek moet zich niet te eenzijdig richten op de statistische verfijning van de extrapolatiemethoden, maar tevens rekening houden met de dynamiek en herstel in ruimte en tijd i.v.m. het gedrag van een stof.

In tabel 2 is een indeling gegeven van de wijze waarop voor het MILBOWA-rapport (VROM/SR, 1990b) de grens- en streefwaarden van effectgegevens zijn afgeleid. Zij moeten

333

Tabel 1. Beschikbaarhe id van a cu te en c h ron i s che eco tox ico log i sche gegevens voor water- en bodemorganismen (Bron: VROM/SR, 1991b en c ) .

Verbinding Water Bodem

Acuut Chronisch Acuut Chronisch

Cadmium Zink Nikkel Lood Kwik Chroom Koper Arseen

TBTO Atrazine Lindaan Azinfos-methyl Diazinon Malathlon Parathion Dieldrin PCP Monochloorlenolen Dlchloorfenolen Trichloorfenolen Tetrachloorfenolen Naftaleen Fenanthreen Overige PAKs

++ ++

+/-+/-

++ +/-

+/-

+/-

Beschikbaarheid gegevens: / : n.v.t. ++ : Ruim voldoende (uit > 5 genera). + : Voldoende (3-4 genera). +/- : Beperkt (2-3 genera)

: Onvoldoende (1) : Geen

t < Tabel 2. Overzicht van het »aantal stoffen waarvoor in

het rapport "Streven naâr "waarden" risicogren-zen zijn bepaald, ingedeeld naar de wijze waarop de afleiding heeft plaatsgevonden (Bron: VROM/SJR, 1991c).

GR EPA GR/EP EPA/EP

Oppervlaktewater

Sediment

Bodem

Grondwater'

17

1

28

9

GR:

EPA:

Afgeleid m.b.v. gemodificeerde extrapolatiemethoden zoals voorgesteld in het Gezondheids­raadadvies inzake ecotoxicologische risico-evaluatie van stoffen (minimaal 4 effectgege-gevens bekend). Afgeleid m.b.v. gemodificeerde US-EPA methode gebruik makend van extrapcJatiefakloren die toenemen bij een toenemend gebrek aan gegevens. Afgeleid m.b.v. evenwichtspartitiemethoden van water naar sediment of van water naar grond. Streefwaarden voor het grondwater zijn in de MILBOWA-notitie afgeleid van de streefwaar­den voor oppervlaktewater met uitzondering van de zware metalen waarvoor de achter­grondgehalten vaak bepalend zijn.

334

voldoende bescherming bieden aan soorten en functies in ecosystemen. Nadere analyse van tabel 2 leert echter dat een gedegen risicobeoordeling op basis van het extrapolatie­advies van de Gezondheidsraad slechts mogelijk is voor een beperkt aantal stoffen en dan slechts voorkomend in het water. Voor de afleiding van risicogrenzen voor de overige stoffen wordt, met name voor sediment en grond, gebruik gemaakt van de EPA-methode en de evenwichtspartitiemethode (EP) waarbij het maximaal toelaatbaar risico (MTR) voor bodem en sediment wordt afgeleid van de MTR-waarde voor water. De onzekerheid in deze afgeleide waarde is aanzien­lijk: factoren 10 of meer. Een tweede voorbeeld waarin ecotoxicologische extrapolatiemethoden zijn toegepast is het rapport "Bodemverontreiniging en Bodemecosystemen" (Denneman & Van Gestel, 1990) waarin een voorstel wordt gedaan voor C-waarden (= toetsingswaarden) op basis van ecotoxicologisch risico. Voor circa 148 verbindingen is nagegaan hoe betrouwbaar de C-waarde is. De wijze waarop concentraties worden bepaald waarbij 50% van de soorten bodemorganismen schade ondervindt van de betreffende stof is afhankelijk gemaakt van de hoeveelheid betrouwbare effectgegevens (figuur 5). Ook hier hetzelfde schrikbarend gebrek aan betrouwbare terrestrische ecotoxiciteitsgegevens. Toch hebben de gehanteerde milieukwaliteitsdoelstellingen grote financiële consequenties voor bijvoorbeeld de bodem- en waterbodemsanering. Als Rijkswaterstaat constateert dat 65% van de rijkswaterbodems niet voldoet aan de basiskwaliteit voor PAK's en de algemene milieukwaliteit voor deze stoffen voor meer dan 90% van de waterbodems niet aan de kwaliteits­doelstellingen voldoet en dat voorts zeer hoge overschrij­dingspercentages van de grenswaarden ook worden gesignaleerd voor kwik, koper, cadmium, PCB's en gechloreerde bestrij­dingsmiddelen, is temeer duidelijk hoe belangrijk een betrouwbare ecotoxicologische onderbouwing nodig is voor saneringsbeleid.

c 0) 01

c •D C a u >

Figuur 5.

100

75

50

25

•

K88SI lo^xxxi kwxvyi

Zeer g./Goed Redelijk/Matig Slecht

Betrouwbaarheid van de ecotoxicologische C-waarden volgens Denneman & Van Gestel (1990).

335

Het ecologisch risico voor de bovengenoemde stoffen bij de berekende blootstellingsconcentratie in het ecosysteem moet nu verder worden beoordeeld op interacties in mengsels. Er is nog veel onderzoek nodig aan mengseltoxiciteit. Waar gegevens ontbreken wordt in de brochure Omgaan met Risico's (VROM, 1989b) aangenomen dat de effecten additief zijn. Verder dan dit, met nog wat verfijningen door omrekenings­factoren in verband met spreiding in de laboratoriummetingen en aannamen in verband met interacties (Synergismen; potentiëring), kan men principieel niet komen in de stoffenlijn. Toch is dat al heel veel.

Nog verder te willen gaan is te vergelijken met het bouwen van een brug, waarbij aan een zijde van de rivier is begonnen en men al nadert tot het midden. Verder doorbouwen vanuit die kant brengt het hele bouwsel in gevaar. Het bezwijkt onder te vele aannamen en omrekeningen. Bovendien zijn veel van de procedures sterk milieuchemisch onderbouwd. Hoewel dat van ecosysteemzijde gezien dus geen hoge prioriteit heeft, is technische perfectionering van het ecotoxicologisch risicobeoordelingssysteem het Verste waartoe men van stoffenzijde de hand kan reiken aan de bouwers aan ecosysteemzijde. Aldehberg en Slob (1991) hebben zo'n voorstel gedaan voor de verbetering van de betrouwbaarheidsgrenzen van de HC5-waarden uit de methode Van Straalen (1991, deze bundel).

Het ontbreekt in feite nog aan een uitgebreidere ecolo­gische toetsing van het stoffenbeoordelingssysteem. Zo weet niemand nog geen raad met de uitgestelde effecten van de "verdwenen" fractie (chemische tijdbommen); We komen daarop later terug (§ 7.4). Nu moeten we eerst nodig gaan kijken naar de bouwers aan de overkant, bij de ecosystemen.

6. MAATLATONTWIKKELING AAN ECOSYSTEEMZIJDE

6.1. Veelheid van ecosystemen enfi>eïn\iloedlngen

Aan ecosysteemzijde wordt helemaal ni«t.aan één brug naar de stoffenzijde gebouwd. Ecosystemen zijn zo divers en hebben zo verschillende 'belangenbehartigers idat op vele plaatsen tegelijk wordt gepoogd ëen brug naar 'het stoffen-beleid te slaan, maar dan wel uitgaande van de specifieke ecosysteemkennisbehoeften en niet vanuit de reductionis­tische laboratoriumproefjes. Dat is een essentieel punt van verschil. Men redeneert vanuit het behoud en beheer van het ecosysteem dat onder andere, maar niet alleen, door stoffen wordt bedreigd.

De belangrijkste stoffelijke bedreigingen zijn gevolg, van vermesting, verzuring en verspreiding van milieugevaarlijke stoffen. Ook klimaatverandering (wind, temperatuur, neerslag, verdamping) en aantasting van de ozonlaag (blootstelling aan UV-B) hebben een stoffelijke oorzaak met vergaande gevolgen voor ecosystemen. Verdroging speelt ook-

zij het op andere wijze - een belangrijke rol in relatie tot stoffen.

Zeer grote ecosysteemveranderingen, vooral biotoop­verliezen, zijn echter het gevolg van fysieke ingrepen in het landschap voor de agrarische en industriële productie,

336

verstedelijking en infrastructuur. Daarbinnen is weer onderscheid te maken tussen fysieke ingrepen zonder directe gevolgen voor de beschikbaarheid of mobilisatie van stoffen, zoals NMP-thema Versnippering van biotopen, en ingrepen met stoffeneffecten, zoals Vergraving.

De achteruitgang van de hogere planten is grotendeels het gevolg van combinaties van biotoopverlies en vegetatiever­nietiging, ontwatering, verzuring en vermesting en maar zelden het gevolg van vergiftiging (Verkleij & Ernst, 1991, deze bundel). In de achteruitgang van lagere planten spelen luchtverontreinigingen en bestrijdingsmiddelen een rol van enige betekenis (Arnolds et al., 1991, deze bundel). Bij de wormen en geleedpotigen is de achteruitgang wellicht zowel het gevolg van vegetatieverlies als van chemische invloeden (Eijsackers, deze bundel). De Snoo & Canters (1991, deze bundel) schatten dat de achteruitgang van vogels en zoogdieren in Nederland voor bijna de helft valt toe te schrijven aan de fysieke ingrepen (biotoopvernietiging, versnippering en verstoring) en voor iets meer dan de helft aan de stoffelijke bedreigingen, inclusief verzuring en vermesting, waarbij ze klimaatveranderingen vooralsnog buiten beschouwing laten. '

Aan ecosysteemzijde staat men er niet om te trappelen dat van stoffenzijde wordt getracht met veel extrapolatie­factoren (zie § 5.5) over het midden van de rivier heen te bouwen. De constructie zou wel eens topzwaar kunnen worden. Aan ecosysteemzijde vraagt men van de werkers aan de stoffenzijde vooral dat die het spectrum van toetsricht-lijnen met organismen aanzienlijk verbreden. Het bouwen aan stoffenzijde moet dus nu vooral, op aanwijzing van ecosys­teemanalisten, in de breedte zijn gericht, op de represen­tativiteit voor de componenten en diversiteit van ecosys­temen, zoals nader wordt besproken onder § 6.5.

Ondertussen moet wel snel worden gewerkt aan overeenstem­ming over de keuze van ecosystemen en bespoediging van het werk aan ecosysteemzijde, waar op de eerste plaats aanzien­lijke voortgang moet worden gemaakt met ecosysteemmodelle­ring. Voor mensen die sterk zijn gemotiveerd om stoffen aan te pakken klinkt dat paradoxaal. Er ligt hier een parallel met de discussie over risico's van genetisch gemodificeerde organismen, waar ook de discussie aan ecosysteemzijde en niet aan de relatief vergevorderde biotechnologische kant moet worden verbeterd alvorens voortgang is te boeken.

Natuurlijk kleven aan elke beeldspraak gebreken. In werke­lijkheid zijn het vaak dezelfde mensen in dezelfde institu­ten die aan beide zijden van de brug werken. Zowel in de discussie over genetische modificatie als over chemische belasting van organismen is echter de verleiding groot de meeste inspanning te concentreren daar waar relatief snel successen zijn te boeken, respectievelijk de biotechnologie en de ecotoxicologie. De crux zit in beide gevallen in het relatief achterblijven van de analyse van het ontvangende ecosysteem.

337

FF

6.2. Beleidsgerichte ecosysteem-typologie van Nederland en zijn geografisch achterland

Eerder (H.2) is opgemerkt dat de ecosysteemlijn van PEIS territoriaal of gebiedsgebonden is en zich daarom moeilijk leent voor internationalisering, behalve dan als methodolo­gie. In de ontwikkeling van een geschikte methodologie speelt Nederland geen slechte rol. Landschapsecologie, ecohydrologie, vegetatiekunde en populatiebiologie zijn gebieden waarin we als land beslist niet achteraan sukkelen. Het beleidsmatig gebruik van dit type kennis is dankzij een intensief netwerk ook heel behoorlijk te noemen, vooral in de sfeer van ruimtelijke ordening, landinrichting, water­beheer en natuurbeheer, weliswaar op verschillende schaal­niveaus.

Beleidsmatig denken vanuit een ecosysteemconceptie - een hoger integratieniveau dan populaties en voedselketens­heeft gelukkig enkele voorlopers in het waterbeheer (CUWVO-nota; 1988) en het natuurbeheer (Structuurschema Natuur- en Landschapsbehoud; LNV, 1984). Vanaf 1986 stamt de samenwer­king tussen het RIVM en het CML, met steun van VROM, voor de ontwikkeling van een landsdekkende, ecotopenclassificatie voor het milieubeleid (Klijn, 1988; Klijn & Udo de Haes, 1990).

Voor terrestrische ecosystemen kent deze landsdekkende classificatie 6 ecoregio's met daarbinnen 37 ecodistricten en bijna driemaal zoveel, fijnere ecotopen (figuur 6).

Ecodistricten zijn grote ruimtelijke eenheden, geschikt voor presentatie en deels generalisatie; er kunnen streef­beelden voor worden opgesteld. Ecotopen zijn herkenbare ecosystemen, waarvoor dosis-effect-relaties zijn op te stellen en risico's te berekenen. De risico's per ecotype samen met het gewenste voorkomen van ecotopen binnen een ecodistrict geven het gegeneraliseerde "groepsrisico" , (nog niet operationeel) of de "toestand" van het ecodistrict weer. Die toestand kan vervolgens in eên'AMOEBE-beeld worden gepresenteerd.

De indeling van terrestrische en zoetwatérecotopen ( figuur 7 ) berust op de volgende jnet elkaar samenhangende parame­ters: , ,. '•

saliniteit/chloriniteit moedermateriaal/bodemtextuur vochttoestand/grondwater/stroming zuurgraad/omgekeerd gerelateerd aan kalkgehalte voedselrijkdom (nutriënten); vaak gerelateerd aan zuurgraad vegetatiestructuur v humusprofiel/strooiseltype, gerelateerd aan vegetatie * dynamiek/verstoring. voor water ook dimensie (= grootte, diepte en permanentie van het systeem en stromend of stagnant; troebelheid en lichtklimaat.

Er bestaat een oudere typologie van de CUWVO voor zoetwater-ecosystemen, met zeventien beschreven klassen (CUWVÖ, 1988), waarin echter niet geheel vergelijkbare criteria zijn gehanteerd. Het CML werkt i.s.m. RIN en RIVM

338

-» : hoofdstroomrichting grondwater

: belangrijke grondwaterscheiding

-äjfc- : grote steden/industrie

Figuur 6. Ecodistricten van Nederland; classificatie op basis van geologische, geomorfologische, grond­en oppervlaktewaterkenmerken (Klijn & Udo de Haes, 1990).

(Volgende pagina toelichting legenda-eenheden).

339

t o e l i c h t i ng b i j f iguur 6.

ECODISTRICTEN

LI: Krijtlandschap Krijtland

L2: Lössgebied Mijnstreek

P1: Midden Nederlands stuwwallencomplex Veluwe Utrechtse Heuvelrug en Gooi

P2: Geïsoleerde stuwwallen Stuwwal van Nijmegen Montferland Haarler- en Holterberg Tankenberg Kuiper- en Braamberg

P3: Geïsoleerd keileemplateau Fries-Drents plateau

P4: Pleistocene opduikingen Woldstreek Gaasterland Wieringen Berg van Texel

P5: Overige keileemgebieden Midden-Twente Plateau van de Achterhoek

P6: Horsten Peelhorst

P7: Oude rivierterrassenlandschap Oost-Limburg Leubeekgebied

P8: Zuid-west Nederlands rivierzandgebied West-Brabants zandgebied Vlaams zandgebied

P9: Oost Nederlands dekzandgebied Gelders-Overijssels zandgebied

P10: Glaciaal bekken Gelderse Vallei

P11: Puinwaaierlandschap Veluwezoom

P12: Hoogveen(ontginnings)landschap Fries-Drents hoogveengebied Oost Nederlands hoogveengebied Gronings-Drentse veenkoloniën Peel

P13: Beekdalcomplexen Westerwolde Overijsselse Vechtdal Dinkeldal

P14: Centrale Slenkgebied Midden-Brabants bekengebied

Kalkrijke duinen Duinen van Zeeuws-Vlaanderen Duinen van Walcheren Duinen van Schouwen Duinen van Goeree Voorns Duin Vastelandsduinen ten zuiden van Bergen

Kalkarme duinen Vastelandsduinen ter noorden van Bergen Duinen van Texel Vlieland Duinen van Terschelling Duinen van Ameland Schiermonnikoog Rottumeroog

« W1:

Rivierengebied Maasdal Oude IJsselgebied IJsseldal Centraal rivierengebied Oude Rijngebied Utrechtse Vechtgebied

Jonge indijkingen Dollardpotders Noordgroningse en Friese landaanwinningen Het Bildt-Middelzee Zijpe Westland Zeeuwse en Zuidhollandse eilanden Noordwest Brabant

Zeeklei-inversielandschap Fries-Gronings terpengebied West-Friesland Zuid-Hollandse en Zeeuwse poelgrondenge-bieden

Laagveengebied Fries-Overijssels veengebied Veluwerand Eemvallei Vechtplassengebied *• Noordhollands veenweidegebied * ' Hart van Holland Krimpenerwaard

/Alblasserwaard en Vijlheerenlanden

Droogmakerijen Heerhugowaard Beemster Purmer Wormer Haarlemmermeer Schieland

Polders Wieringermeer Noordoostpolder Oostelijk Flevoland Zuidelijk Flevoland

Deltagebieden * Biesbosch IJsseldelta

Sedimentatiebekkens * Hollands Diep/Haringvliet K#telrrffeer .

Grote verzoete binnenzeeën IJsselr^eer Marker meer-IJmeer

Randmeren Zwarte Meer ( Veluwe rrjeer-Drontermeer Wolderwijd-Nuldernauw Eemmeer-Gooimeer

Strandwallengebied Achterduinlandschap

W4:

W5:

W6:

Z1 :

Z2:

Z3:

Z4:

Z5:

Verzoetende estuaria Volkerak-Zoommeer

Verzoete zeearm Lauwersmeer

Brakke meren Veerse Meer

Estuaria Westerschelde Eems-Dollard

Zoute meren Grevelingen

Zeearmen Oosterschelde

Randzee Noordzee

Waddenzee Waddenzee

340

moedermateriaal/textuur

vegetatiestructuur voedsel-rijkdom

bodemfauna

chloriniteit stroming

macrofyten

Figuur 7. Relaties en indelingskenmerken voor terrestri­sche (boven) en aquatische ecosystemen (onder) gebruikt in het ecotopensysteem (Bron: Van Linden 1991).

aan een aanpassing ervan bij de terrestrische ecosystemen, zodat een coherent landsdekkend beeld ontstaat voor alle ecosystemen op het land (met het zoete water), met aanslui­ting naar het Duitse en Belgische achterland, van in totaal circa 40 ecodistricten met hoogstens 150 ecotopen.

Voor interactie van de ecotopenclassificatie met het stof-fenbeleid wordt vooralsnog alleen gedacht op het niveau van ecodistricten, echter met de mogelijkheid voor lokale en regionale beheerders om desgewenst of eventueel later ver­fijningen naar ecotopen aan te brengen.

6.3. Aansluiting bij natuurbeschermingsprioriteiten

Ook de circa veertig ecodistricten waarnaar door het CML, RIN en RIVM wordt gestreefd (zie § 6.2), zijn nog te veel om tegelijk te kunnen bestuderen. Ze bestrijken het hele traject van de hoge zandgronden met akkers en bossen, via de

341

laagland veenweidegronden en kleipolders tot de duinen en de zee. Om goed aan te sluiten bij het natuurbeschermingsbeleid ligt een clustering voor de hand rondom de 9 NBP-aan-dachtsgebieden, d.w.z. de gebieden waarvoor moet gelden "de bijzondere milieukwaliteit voor ecosysteemtypen binnen de ecologische hoofdstructuur met een primaire natuurfunctie" en de beïnvloedingsgebieden hiervan ( zie § 3.4). Met een goede samenwerking en taakverdeling tussen de rijksinsti­tuten RIVM, RIN, RIVO, RIZA, DGW, Akademie-instituten en universitaire instituten, waaronder met name CML, moet het mogelijk zijn snel een aantal voor het milieubeleid relevante ecosysteemanalyses met bijbehorende predic-tiemodellen op te zetten, die in zeggenskracht niet hoeven onder te doen voor macro-economische toekomstverkenningen en predictiemodellen van het Centraal Plan Bureau. Ecologen zijn echter meestal huiveriger in het presenteren van hun conclusies uit modelberekeningen, want niemand kent beter dan zij de verbluffende diversiteit binnen ecosystemen. Er is aan de RMNO gevraagd om spoedig te adviseren over de goede onderzoekstructuur, zodat het RMNO-advies kan worden meegenomen in het nationaal Beleidsprogramma Ecotoxiccülogie.

Hoe sluit nu het voor PEIS ontwikkelde ecotopensysteem aan op de voor het NBP beoogde classifipatie? Ik volg hier een notitie van NMF van april 1991. De wijze van indeling en aantallen van natuurdoeltypen voor de Ecologische Hoofd­structuur is nog onbekend en niet ruimtelijk vastgelegd. De regio-indeling buiten de EHS is ruimtelijk wel vastgelegd en komt redelijk overeen met de ecodistricten. Het meest con­crete niveau waarop de operationalisering van het beleid plaats vindt verschilt nogal sterk: stoffenbeleid vooral op districtsniveau en natuurbeheer op EHS-kern- en buffer-gebieden, dus vooral op ecotoopniveau. Buiten de EHS onderscheidt het NBP slechts elf regio's, tegenover PEIS voor heel het land 37. In PEIS wordt BMK-gebied met hoofdfunctie natuur onderscheiden van overig AMK-gebied en komt het BMK-gebied ongeveer 'o^preen met de nationale EHS plus de provinciale natuurgebieden samengenomen. Het is uit het NBP nog niet duidelijk hoe voor de EHS een traject zal worden gevolgd van globale referentiebeeltlen op ecosysteem­niveau via natuurdoeltypen naar concrete doelstellingen per kern- of natuurontwikkelingsgebied. Ook wat deprocedures en de status van de doelstellingen betreft zijn de verschillen tussen NBP en PEIS te overbruggen. Terwijl in het kader van PEIS het oordeel van deskundigen (expert judgement) een belangrijke rol speelt, vooral bij het opstellen van AMOEBE-beelden en de keuze van indicatoren en parameters, lijken de EHS-referentiebeelden en natuurbeschermingsdoelstellingen bindende integrale beleidsdoelen, opgesteld door en me^ alle betrokkenen. In het NBP is nog onduidelijk of de soorten buiten de EHS meer moeten zijn dan een indicatie voor de gebieden zelf, namelijk ecologische normstellingsparameters; binnen PEIS lijkt dat vanzelfsprekend (zie § 6.5).

342

6.4. Beginnen in enkele proefgebieden

Het modelleren van stoffeneffecten in negen ecodlstricten (of onderdelen daarvan) die het best corresponderen met de negen NBP aandachtsgebieden is nog te veel om vanuit PEIS tegelijk te kunnen aanpakken. In april 1991 is daarom beslo­ten daarom één diluviaal, één alluviaal en één marien eco-district als proeftuin te kiezen, om later, hopelijk nog voor het jaar 2000, op overeenkomstige wijze de andere te modelleren. In diluviale gebieden (de hogere zandgronden) is uitspoeling van stoffen naar beken en vooral naar grondwater een sleutelproces. In alluviale gebieden ( stroombeddingen van de grote rivieren en heel het laagland) is instroom van stoffen en vastlegging in bodem en grondwater het dominante proces. In mariene kustgebieden zijn twee processen tegelijk dominant: instroom van stoffen van rivieren en land, vaak gebonden aan sedimenten, en het voortdurend weer opwoeien en verplaatsen ervan door stormen, getijdestromen en de hoofdstromen in de Noordzee. In het kader van het Actieplan Gebiedsgericht Milieubeleid (VROM, 1990c) is een eerste keuze gevallen op "laagveen" en "duinen". Voor het stoffen-beleid heeft echter "hogere zandgrond", bijvoorbeeld in Noord-Brabant i.v.m. de interactie met verzuring en vermesting, een hogere prioriteit. Wil men voor snellere uitvoering van het natuurbeschermingsbeleid toch meer ecodistricten tegelijk aanpakken, dan kan dat heel goed parallel met inzet van meer menskracht.

Van de als proeftuin gekozen ecodistricten wordt een zo volledig mogelijk, voor stoffeneffecten relevant dossier van structuur- en proceskenmerken samengesteld, grotendeels uit bestaande informatie. Structuurkenmerken betreffen de fysische, hydrologische en chemische eigenschappen van bodem en landschap, de opbouw van vegetaties en de soorten­samenstelling en trofische gelaagdheid ( = voedselweb-structuur) van de levensgemeenschap. Proceskenmerken betreffen de wind- en waterstromen, erosie en aanslibbing, bodem-doorworteling, beschaduwing door vegetatie, doorgra­ving door wormen, veldmuizen en mollen, vertering van strooisel, microbiële omzet van humus, enz.

Ontwikkeling en toepassing van het ecotopensysteem binnen PEIS spitst zich thans in eerste instantie toe op twee onderdelen:

- berekening van het ecosysteemrendement van een stoffenmaatregel, en

- berekening (schatting) van de herstelpotentie van chemisch reeds overbelaste ecosystemen.

In een latere fase van PEIS wordt gedacht aan interactie tussen de ecotopenclassificatie enerzijds en het geografisch informatiesysteem voor de preventie van rampen anderzijds (zie ook § 9.7).

6.5. Ecosysteemrendement

Voor het berekenen van het ecosysteemrendement van een stoffenmaatregel, d.w.z. de te behalen winst in termen van verrijking v a n het ecosysteem tegen bepaalde kosten van een maatregel, is een rekensysteem ontwikkeld. Het moet effecten

343

Koe gras Strooisel Vogel

X dode

wortels emelt /

TT

Organische Stof

y

Figuur 8. Relatiediagram voor cadmiumaccumulatie in een veenweidegebied. De gearceerde compartimenten geven de hoeveelheid koolstof in de biota weer in g DW.nr2 en de ongearceerde compartimenten de hoeveelheid cadmium in biota in g Cd.m"2. Koolstof stromen (g DW.m^.j-1) verbinden de compartimenten. De ongebonden pijj.en slaan op respiratie, uitscheiding, sterfte en predatie. Afvoer vindt plaats door oogst of sterfte buiten het systeem (Bron: Van Linden, 199,1).

* < * .

van stoffenmaatregelen naar rendement, op ecosysteemniveau kunnen doorrekenen op eenzelfde, wijz.e als het Centraal Plan Bureau een maatregel voor de economie of vcjor de sociale voorzieningen doorrekent in termen van maatschappelijke gevolgen of economisch rendement. Zo kan men bijv. de gevolgen doorrekenen van het wegvallen van een functionele groep voor het totale ecosysteem. Het rekenmodel wordt ontwikkeld door het RIVM i.s.m. CML, RIN en RIZA. Compar­timenten van het terrestrische ecosysteem zijn vegetatie, strooisellaag en de bodem met functionele bodemfaunagroepen (figuur 8). Het model is nu nog vrij grof, maar kan allengs worden verfijnd. In het model wordt aangenomen dat ïn de strooisellaag de hoeveelheid koolstof per m3 constant en de dikte variabel, en voor de bodemlaag de hoeveelheid koolstof variabel en de diepte constant is. Voor de ongewervelde dieren/koudbloedigen worden ten minste vijf blootstellings­routen onderscheiden:

344

bodemfauna in de strooisellaag blootgesteld via voedsel; bodemfauna blootgesteld via bodemvocht; herbivoren; predatoren I, levend van voornamelijk bodemfauna; predatoren II, levend van herbivoren of predatoren I.

Ook voor aquatische ecosystemen zijn functionele bodem-faunagroepen bekend. Bij de thans op te stellen typologie spelen die nog niet zo'n rol; daar wordt nog vooral uitgegaan van soorten, omdat de ingang van ecotopen naar functionele groepen nog niet goed is ontwikkeld.

Naast de hierboven genoemde blootstellingsrouten kan accu­mulatie van een stof in de bodem of het strooisel worden berekend, afhankelijk van dichtheid, porositeit en mate van binding aan het strooisel of bodemdeeltjes. Voorts moet bekend zijn welk detritus in welke bodemlaag terecht komt en welke functionele groepen bijdragen aan de consumptie van organisch materiaal en de afbraak in de verschillende lagen. De bodemfaunagroepen (ongewervelden/koudbloedigen) worden voorlopig ingedeeld in:

saprofage micro-organismen; saprofage ongewervelden; microbivore ongewervelden; / herbivore ongewervelden ("worteleters") en carnivore ongewervelden.

Taxonomische groepen zijn bijna nooit aan één functionele groep toe te kennen. Saprofagen als regenwormen zijn ten dele microbivoor en daarvoor zou een verdeelfactor kunnen worden aangenomen. Voor sommige berekeningen kunnen sapro­fagen en microbivoren worden samengenomen. De accumulatie van een stof en het effect op een functionele groep kan verschillen door de instelling van de volgende parameters:

biomassa turnover per kilogram lichaamsgewicht; blootstelling aan gebonden of opgeloste stof in strooisel of bodem; assimilatie-efficiëntie en verblijftijd van de stof in het dier.

Wat betreft warmbloedigen (vogels en zoogdieren) worden de volgende groepen onderscheiden:

kleine herbivoren (knaagdieren); grote herbivoren (herten, schapen, runderen); carnivore bodemdieren (mollen, spitsmuizen; weidevogels); topcarnivore roofvogels en roofdieren.

Mogelijk moeten ook de zaadetende en de insectenetende kleine zangvogels apart in de modellering worden opgenomen. In principe worden voor PEIS per ecodistrict (aanvankelijk dus alleen voor de "proeftuinen") rekensystemen opgesteld, met gebruikmaking van alle of de meeste voornoemde variabe­len, zowel de structuren als de processen. Omdat het ecodis­trict ecologisch niet homogeen is (het laaglanddistrict omvat bijvoorbeeld veenplassen en veenweidegebieden) moet ook de verhouding tussen de componenten in het rekensysteem worden opgenomen. Waar nog geen gemeten ecotoxicologische waarden voorhanden zijn, worden deze geëxtrapoleerd uit verwant onderzoek, of er wordt een beredeneerde aanname

345

gedaan, die later kan worden vervangen als onderzoeksge­gevens beschikbaar zijn. Zo groeit geleidelijk, maar wel volgens een vooropgezet plan, het rekensysteem, vergelijk­baar met de methodiek van econometrische modellen. Voor elke stoffenmaatregel kan nu worden berekend wat het te verwach­ten rendement is in termen van winst of verlies aan ecosysteemdiversiteit en stabiliteit. Hier dreigt weer het gevaar, dat bij gebrek aan harde effectgegevens en metingen teveel aannamen moeten worden gemaakt. Dit is een van de redenen om te beginnen met een beperkt aantal ecodistricten (proeftuinen), en wel die waarvoor relatief veel feitelijke informatie voor handen is. Deze staan dan model voor de ontwikkeling van rekensystemen voor de overige ecodistric­ten.

6.6. Herstelpotentie van ecosystemen

Herstel van chemisch belaste ecosystemen heeft opzichzelf een eigen wetmatigheid, samenhangend met successieprocessen en beperkende factoren in ecosystemen. Ook deze processen zijn modelmatig te ordenen. Voor elk ecosysteem ('op het niveau van een ecotoop, dus onderdeel van een ecodistrict) waarvan de verontreiniging en de fysieke aantasting bekend zijn, moet vooral door middel van "expert judgement" zijn te schatten tot welke mate herstel van een zo rijk mogelijke levensgemeenschap nog mogelijk is.

De meest gaaf gebleven ecosystemen met de hoogste herstel-potentie bevinden zich in de Ecologische Hoofdstructuur van het Natuurbeleidsplan, hoewel daarin een paar zeer veront­reinigde gebieden (Ketelmeer; Biesbosch) voorkomen met nega­tieve uitstraling naar aangrenzende gebieden. De meest ver­stoorde ecosystemen bevinden zich in het verstedelijkte en industriële milieu, waartoe ook het wegennet en de vuil­stortplaatsen moeten worden gerekend, en in de gebieden waar zwaar verontreinigde slib en »est is gedumpt en langdurig en intensief bestrijdingsmiddelen ïflLjn gebruikt. In het overige landelijke gebied bevinden zich nog' vele waardevolle elementen, die zich lenen voor versterking van de natuur­functie .

I De betreffende gebieden met hun uitstralingszones (vooral

via het grond- en oppervlaktewater), worden aan de hand van het ecotopensysteem in kaart gebracht. Aangegeven dient te worden in welke mate, in welke tijd, en met welk soortmaat-regelen de verontreinigingsniveaus zijn te reduceren, en welke ecosysteempotentie in termen van diversiteit en stabi­liteit van levensgemeenschappen nog is te bereiken bij bewust daarop gericht beleid. Omdat ons land zo afhankelijk is van wat om ons heen gebeurt is ook het onderzoek naar de herstelpotentie een internationale aangelegenheid. Gelukkig wordt al veel internationaal onderzoek verricht gericht op, of in samenhang met de sanering van luchtverontreinigingen, de Noordzee, de internationale rivieren, afvalberging en grensoverschrijdend grondwater. In het volgende hoofdstuk (7) wordt hierop nader ingegaan.

Voor ecologische herstelpotenties zijn allereerst van belang de conditionerende factoren die de abiotische

346

toestand bepalen ( § 6.8) waarin toekomstige populaties moeten leven. Voorts is van belang of in de wijde omgeving nog voldoende aanbod is voor hervestiging vanuit bestaande levenskrachtige populaties (§ 6.9). Rekolonisatie wordt sterk bepaald door luchtstromen (§ 7.1), zeestromen (§ 7.2), internationale rivieren (§ 7.3), grondwaterstromen (§ 7.4), trekkende diersoorten (ook van belang voor zaadverspreiding) en actieve verspreiding van zaden, planten en dieren door de mens. Behalve passieve verspreiding door water en lucht (drijven, zweven) is ook trekken op eigen kracht en het meeliften met grote trekkers van belang, bijvoorbeeld zaden en slakken aan de poten van trekvogels. Ook transport van levend materiaal aan voertuigen of in bagageruimen speelt een steeds grotere rol. Voorzover het gaat om inheemse bedreigde soorten, is voor hervestiging van belang of er voldoende levenskrachtige aanvoer plaats vindt. Invoer van exoten kan een bedreiging zijn voor inheemse soorten, wanneer in geval van concurrentie de exoot voordeel heeft van een verontreinigde situatie. (Exoten hebben vaak voordeel van het ontbreken van natuurlijke vijanden, waardoor zij zich ongeacht de vervuilingsgraad snel kunnen vermeerderen).

6.7. Toepassing van de AMOEBE-presentatiewijze

Volgend op het bereken van het ecosysteemrendement van maatregelen en het bepalen van herstelpotentie wordt per ecodistrict (voorlopig dus de drie geselecteerde proef­tuinen: diluviale zandgrond, alluviaal veenweidegebied en marien kustgebied) met drie uitgangspunten een selectie gemaakt van beleidsrelevante structuur- en proceskenmerken. Het eerste uitgangspunt is het professionele oordeel van deskundigen, vooral systeemecologen, over structuren en processen die zij relevant vinden voor het beoordelen van effecten. Het tweede uitgangspunt is de maatschappelijke waardering, d.w.z. landschapselementen, recreatieve waarden en soorten die aanspreken. De keuze van deze structuur- en proceskenmerken is van belang voor een zo groot mogelijk wetenschappelijk en maatschappelijk draagvlak voor maatrege­len. Een derde uitgangspunt is, dat de structuur- en proceskenmerken een relatie moeten hebben met de stuur-parameters en de maatregelen, en dat deze relatie ook moet kunnen worden beschreven. De te kiezen kenmerken moeten geschikt zijn als maat voor de duurzaamheid, de levenskracht en rijkdom aan schakeringen van ecosystemen, gelet op de hoofddoelstelling van PEIS. Zowel duurzaamheid als levens­kracht zijn aspecten die meer met functioneren te maken hebben dan met de systeemtoestand. Zij zijn echter in de ecotopentypering en ook in AMOEBE-beelden veel moeilijker te hanteren dan toestandsgrootheden. Dit verdient nader onder­zoek naar de factoren die de duurzaamheid van ecosystemen bepalen.

347

cadniium. • • T&éclunent)

» - . . . ' " • • • .

kränSwieren ""-.. fonteinktyidgr'oep '••, "~ atè'nlriebfadgrotep \

moërasva'rengrqep \ ' ^valèrleliè'qroefs

zwàrç eblije mçjroep', dotferblóemgVoep: visoher i j ':

atérwild (ta(eleehd) oudaap'je ƒ /

rietzanger

groenalgen "'-.. diatomeeen

blauwalgeri

brasem.-' snoeft

driehöeksmpssël boplankton ..--''

•Ghloroiyla

huidige toestand

referentiecirkel

logaritmische schaal

• pH is op lineaire schaal weergegeven

Figuur 9. AMOEBE-beeld voor de milieutoestand van de Loosdrechtse Plassen. De referentiecirkel is zo gekozen dat ze de Bijzondere Milieukwaliteit aangeeft, corresponderend met ca. 1940 <(Bron: Hofstra, 1990). >» .

Van de geselecteerde beleidsrelevante structuur- en proceskenmerken wordt zo goed mogelijk uijt historische gegevens nagegaan wat het "oorspronkelijke" referentiebeeld was en wat het thans meest begeerde of gewaardeerde streefbeeld is. Vaak vallen die samen. Stelt men vervolgens het streef- of referentiebeeld op 100% dan kan de huidige situatie daar percentueel tegen worden afgezet: voor sommige fenomenen of soorten ver daar beneden (dus schaarser) en andere ver daarboven (dus een plaag). Deze bij Rijkswater­staat ontwikkelde methode van weergave wordt "AMOEBE" genoemd (Algemene Methode voor OEcosysteem BEoordeling of in het engels Assessment Model On Environmental and Biological Evaluation), met een knipoog naar het amoebe-achtig beeld dat ontstaat als men de gekozen structuur- en proces-kenmerken niet lineair in een tabel, maar in een cirkel plaatst (Ten Brink S Hosper, 1989). Wij kiezen hier voor de RIVM-variant op de bij RWS bedachte methode omdat het radarbeeld en de schaalverdeling hiervan visueel duidelijker is (figuur 9).

348

Op deze woordspeling doorgaande kan men nu spreken van referentie-amoebe, streefwaarde-amoebe, grenswaarde-amoebe, toestand-amoebe en richtwaarde-amoebe, dat laatste dus te bereiken in een gestelde tijd en mettertijd bij te stellen tot de streefwaarde-amoebe is bereikt. Als echter in de streef-, referentie- of richtwaardebeelden om beleids- en/of publicitaire redenen alleen structuurkenmerken (dus vooral soorten) worden opgenomen, dan moet daarachter toch een model van de samenhangen op functioneel niveau opereren. In beginsel zijn AMOEBE-beelden op te stellen voor elk ecodistrict, maar bij wijze van voorbeeld eerst voor de drie proefgebieden. Voor het mariene milieu is de ontwikkeling het verst, dankzij de inspanningen van DGW. Bij RIZA is deze benadering overgenomen voor het beleid ten aanzien van de grote rivieren, met name de Rijn. Het RIVM heeft de methode toegepast voor de Loosdrechtse Plassen (Hofstra, 1990).

Voor de terrestrische ecodistricten van laagveen en kalkrijke duinen zijn AMOEBE-plaatjes met een beperkt aantal gegevens klaar en andere vorderen. Er is echter vaak beperkte informatie over de fysisch-chemische toestand van de ecodistricten beschikbaar. Juist daar moet een grote achterstand worden ingehaald. Er ontwikkelt z;ich een gelukkige samenwerking tussen CXM, RIVM, RIN, DGW en RIZA met als inzet o.a. een verbetering en uitbreiding van de ecodistrictgewijze analyse met toepassing van de AMOEBE-presentatiemethode als belangrijk instrument voor de beleidsformulering en besluitvorming t.b.v. het stoffen-beleid. Het voordeel van deze methode is dat naast effecten van stoffen ook die van ingrepen zijn te visualiseren, vooropgesteld dat gegevens over ingreep-effect-relaties beschikbaar zijn. Beheer van ecosystemen heeft immers altijd met invloeden van stoffen en ingrepen tegelijk te maken.

6.8. Rbiotische Indicatoren voor opname in AMOEBE-beelden

De keuze van de indicatoren in een AMOEBE-beeld en van de aanvaardbare bandbreedte moet berusten op in hoge mate objectief toetsbaar ecologisch inzicht, waarover overeen­stemming moet bestaan. Reeds eerder was gesteld dat de keuze van indicatoren tevens moet berusten op maatschappelijke aansprekendheid, en op hanteerbaarheid bij de uitvoering van maatregelen, omdat een wetenschappelijk, maatschappelijk en uitvoerend draagvlak voor maatregelen nodig is. In het kader van PEIS valt hier nog veel werk te verzetten, vooral in de sfeer van verbetering van de AMOEBE-beelden. Welke voor het beleid eenvoudig te hanteren abiotische indicatoren passen in de ecotopentypering, en hoe kunnen deze in AMOEBE-beelden voor ecodistricten of ecotopen worden opgenomen?

Ten aanzien van systeemeigen factoren, bijv. nutriënten, waterhardheid en zuurgraad, valt aannemelijk te maken dat een aanvaardbare bandbreedte rondom de referentiewaarde mogelijk is. Voor de pH bijvoorbeeld (gelet op de negatief logaritmische schaal) is dat meestal een halve eenheid naar boven of beneden, wat overeenkomt met een verandering van de H*-ionenconcentratie met een factor drie omhoog of omlaag. Bij verzuring is ook van belang een bandbreedte aan te houden voor de aluminium hoeveelheid, die niet uitgeput mag

349

raken. Voor nutriënten en zuurstofbindende stoffen kan eveneens een bandbreedte van een verdubbeling of halvering rondom de referentiewaarde worden aangehouden. Dat kan ook voor fysieke processen als erosie en sedimentatie. Voor temperatuurafwijkingen kan men de helft tot het dubbele van de dertigjarig-gemiddelde amplitude stellen. Met deze fysische en chemische bandbreedten is het abiotisch milieu redelijk in een AMOEBE-beeld te vatten. Dit verdient evenwel in het kader van PEIS nog nadere uitwerking, waarbij er vooral op moet worden gelet of met het aanvaarden van de bandbreedte geen onherstelbare schade aan het fysiek systeem wordt toegebracht. De bandbreedte fungeert immers als maximaal aanvaardbare speelruimte voor variaties in het fysieke milieu.

Ook voor de chemische belasting zou als grove eerste aanduiding een standaard-indicator of som-parameter wenselijk zijn. Welnu, het lijkt erop dat de door het RIVM ontwikkelde pT-waarde als zo'n eerste ruwe maat voor de potentiële toxiciteit van het milieu dienst kan doen. De pT-waarde lijkt bovendien bruikbaar voor het vaststellen.van de toxiciteit bij bedrij fsuitlaten en waterinnamepunfén van natuurgebieden en spaarbekkens; daarop wordt onder § 9.2 en 9.3 verder ingegaan. De pT-waarde zou bijvoorbeeld routine­matig in ieder toestands-AMOEBE moeten worden opgenomen. Bruikbaarheid van de pT-waarde in referentie- en streef-beeld-AMOEBE valt nog te bezien. In een referentiewaarde-AMOEBE moet wel steeds de bandbreedte rondom de referentie­waarde worden aangegeven.

6.9. Biotlsche parameters In RMOEBE-beelden

Opvallend in alle tot nu toe bekende AMOEBE-beelden is het stelselmatig ontbreken van nematoden als parameter. Dit kan het gevolg zijn van de relatieve onbekendheid bij veel eco­logen met de veelheid van "aaltjes". Wel begrijpelijk dus, maar niet terecht, want met enige training zijn ze heel goed routinematig in AMOEBE-figuren op te nemen. De nemato-denfauna reageert snel op stressfactoten waaraan ze onder gegeven omstandigheden is blootgesteld. De ecologisch als K-strategen aangeduide nemätoden die gevoelig cijn voor een bepaalde stressfactor, verdwijnen snel "en worden vervangen door meer tolerante soorten, de r-strategen. De door Bongers gehanteerde rijpheidsindex (Maturity Index; Bongers, 1990a; Bongers & Schouten, 1991, dit boek) is een maat voor het aandeel van de tolerante soorten in een bepaalde bodem. De rijpheidsindex neemt een tussenplaats in tussen de pT-waarde en de overige biotische parameters, zowel in AMOEBE-beelden als in biomonitoring. De bruikbaarheid van nematoflen in andere vormen van biomonitoring is verder uitgewerkt in § 9.6.

Wat de overige biotische variabelen betreft wordt voor­gesteld aan te sluiten bij het begrip "Normal Operating Range" van organismen (Kersting, 1988). Die NOR zou moeten worden vastgesteld voor de organismen die op hun indicatie­waarde voor opname in een AMOEBE-plaatje zijn geselecteerd (ziè figuur 9). Uit de ecologische literatuur is bekend, dat schommelingen in populatiedichtheden van soms wel een factor

350

vier naar boven of beneden rondom een gemiddelde kunnen voorkomen, terwijl de soort op lange termijn zich toch goed handhaaft. Deze factor hangt samen met de overlevingsstra­tegie van de soort (de zgn. r- of K-strategen). Bij te sterke daling van de populatie kan de dichtheid te laag worden voor normale voortplanting. Bij te explosieve groei zijn predatoren en andere regulatiemechanismen meestal niet meer in voldoende mate werkzaam. Het bestaan van een NOR wordt overigens niet door alle ecologen aanvaard, althans niet als een bruikbare wetmatigheid voor de predictie van populatieontwikkelingen. Voor indicatorsoorten waar de Normal Operating Range nog niet is vastgesteld of aanvaard, kunnen de ringen van een kwart en vier maal de referen­tiewaarde voorlopig worden gehanteerd als de maximaal toelaatbare uitschieters. Ecodistricten met grotere uit­schieters van indicatorsoorten bevinden zich zonder meer in de gevarenzone en moeten bij voorrang worden gesaneerd. Het loont de moeite deze gedachten in PEIS nader uit te werken.

7. SANERING EN HERSTEL: WAT VALT ER UIT TE LEREN VOOR PEIS?

7.1. PEIS en luchtverontreiniging: Rerobiologie/'toxicologie

Luchtverontreiniging is tot nog toe in het milieubeleid vooral van belang geweest bij de thema's Klimaatverandering en Verzuring, en ook wat bij Vermesting (ammoniak; echter de vermestende werking van ammoniak wordt in het beleid meegenomen onder Verzuring), maar veel minder bij Versprei­ding. Ozon, PAN, fluor en uiteraard de daarvoor gemaakte gasvormige bestrijdingsmiddelen (fumiganten) hebben via het blad toxische effecten op planten. Bovendien zullen vast ook veel dieren lijden onder dezelfde stoffen die voor de mens bij inademing toxische effecten hebben, maar op het gebied van inhalatie-toxicologie is - behalve bij de mens en de bekende laboratoriumproefdieren - weinig systematisch onderzoek gedaan. Ecotoxische effecten van in de lucht uitgestoten milieugevaarlijke stoffen (m.u.v. de genoemde fotochemische oxidantia, fluor en fumigante pesticiden) manifesteren zich in hoofdzaak pas na depositie op en in water en bodem. Meestal zijn de effecten niet eenduidig, omdat ze gepaard gaan met andere stressfactoren, zoals verhoogde vorstgevoeligheid door verhoogd stikstofgehalte. Ook spelen soms tekorten van voedingsstoffen (Ca, Mg, K) een rol, wat mogelijk zelfs kan doorwerken in de van de vegetatie levende Standvogels. Toxische effecten van zure depositie manifesteren zich vooral bij het in oplossing gaan van aluminium en zware metalen.

In het verlengde van aerobiologie verdient ook aerotoxi-cologie een opwaardering in het beleid. Zo blijken bij het UBS en de integrale milieukwaliteitsdoelstellingen lucht-water-bodem wat betreft lucht vooral humaan inhalatoire, en nauwelijks ecotoxicologische aspecten aan de orde te komen. Ten aanzien van de grensoverschrijdende luchtverontreiniging is de samenwerking vooral gericht op het Europese luchtmeet­net EMEP voor zuurvormende en fotochemische stoffen en de emissieregistratie daarvan, en nog geheel niet op overige

351

milieugevaarlijke stoffen. Het is de bedoeling vanuit NMP-actie 35 de aerotoxicologie te activeren, in samenhang met PEIS.

7.2. Noordzee-Actieplan (NAP)

De Waddenzee en Noordzee mogen zich verheugen in toene­mende belangstelling van het publiek, de milieubeweging en het beleid. Het Noordzee-Actieplan (Tweede Noordzee Conferentie, 1987), gecoördineerd vanuit DGW en de Directie Noordzee van RWS, is de neerslag van alle beleidsvoornemens tot sanering en herstel van de milieukwaliteit van Noordzee en Waddenzee. Drie internationale conventies (Oslo, Londen, Parijs), een EG-richtlijn en het Rijn-Actieprogramma omvatten elk een lijst van voor het mariene milieu relevante "zwarte" en "grijze" stoffen. Hoezeer de lijsten uiteenlopen blijkt uit tabel 3. Enerzijds blijkt dat de oudere verdragen

Tabel 3. Zwarte en grijze lijsten van de Verdragen van Oslo, Londen, Parijs, / EG-richtlijn en Rijn-Actieprogramma (Bron: L'ooise, 1990).

Conventies

Stoffen

Zwarte lijst: Kwik-verbindingen Cadmium-verbindingen Organohalogeen-verbindingen Organofosfor-verbindingen Organotin-verbindingen Persistente minerale oliën • Persistente plastics Carcinogene stoffen Zwaar-radioactieve stoffen Materiaal voor biologische en

chemische oorlogsvoering .

Grijze lijst: As-, Pb-, Cu- en Zn-verbindingen Be-, Cr-, Ni- and V-verbindingen Cyaniden Fluoriden Organofosforusverbindingen en

fosfaten Organotin-verbindingen Organosilicon-verbindingen Pesticiden en bijproducten3

Niet-persistente oliën en koolwaterstoffen

Radioactief materiaal3

Metaal- of volumineus afval (zinkend)

Oslo

* * *

^ •*» *

*

' *

*

* *

*

London

* * *

* . * .

* . *

" * * * *

* *

* *

Paris

* * * "

* *

1

* * *

*

* *

*

EG

* * * * * * * *

* *i

* *2

* * *

Rijn

* * * * *

» *

*

* * *

*

*V*

*

1 plus: Se, Sb, Mo, Ti, Sn, Ba, B, U, Co, Th, Te, Ag 2 anorganische fosfor-verbindingen

niet gedekt door de zwarte lijst

352

(Oslo, Londen, Parijs) nog geen oog hadden voor bepaalde groepen stoffen. Anderzijds tonen ze meer belangstelling voor radioactieve stoffen. De recentere EG- en Rijnverdragen geven een meer gebalanceerd van voor het ecosysteem relevante stoffen.

Tijdens de Haagse Noordzee-Ministersconferentie in 1990 is besloten dat een belangrijke reductie van 50 % of meer moet zijn bereikt (in 1995 t.o.v. 1985) voor stoffen op de zgn. A-lijst en 90% of meer voor dioxinen, kwik, cadmium en lood. Eind 1992 moet het gebruik van pesticiden op de B-lijst zijn beëindigd of onder strikte controle zijn. De lijstenproble-matiek is gecompliceerd. Behalve de A- en B- lijsten van de Ministersconferentie (MCA en MCB) is er de lijst van het Noordzee-Actieplan (NAP), het Rijn-Actieprogramma (RAP), de Europese Gemeenschap (EC) en de Nederlandse Prioritaire Stoffenlijst (NPS). In opdracht van PEIS zijn ze voor de Ministersconferentie samengevat (Looise, 1990). In deze samenvatting staan negen zware metalen en metalloïden, 48 pesticiden, dertien gehalogeneerde aromatische stoffen, acht gehalogeneerde organische stoffen en zes niet gehalogeneerde organische stoffen. De mate van internationale regulatie is afhankelijk van overeenstemming tussen landen 'over de stoffen op saneringslij sten. Omdat een soevereine staat alleen gebonden kan worden met eigen instemming is de ontwikkeling van een internationaal maatregelenpakket een moeizaam proces. Voorgenoemde lijsten bevatten 84 stoffen waarvan alle gebonden landen het belang inzien om het effect op het milieu terug te dringen. Alle lijsten hebben een andere regulatie en vervuilende bron als uitgangspunt. Een betere afstemming tussen de lijsten zou bijdragen aan een krachtiger internationaal Noordzee-beleid. Voorkómen moet worden dat stoffen die niet op de lijsten, geen aandacht krijgen.

Voor een geselecteerde groep stoffen is uit de literatuur opgespoord wat de belangrijkste wegen zijn waarlangs de stof in het mariene milieu terecht komt (tabel 4; Looise, 1990): van schepen en platforms relatief weinig en vanuit de lucht en de rivieren relatief veel.

Ook is geïnventariseerd aan welke organismen ecotoxicolo-gisch veel of weinig onderzoek is gedaan, met meerdere stof­fen, alleen in het lab of ook in het veld, met chronische of acute blootstelling en in experimentele ecosystemen (tabel 5; Looise, 1990). Het resultaat is mager als men bedenkt dat hierop de modellering van ecosysteemeffecten moet berusten.

Voor het RAM-project (Risk Assessment Marine Ecosystems; zie § 4.2), gevormd uit het REFEREE-model van TNO, het AMOEBE-model van DGW en het MANS-model van het WL, is voorlopig gekozen voor de soorten uit tabel 6 (Looise, 1990). Met het RAM model moet het straks mogelijk zijn de gevolgen voor het ecosysteem van bijvoorbeeld concrete slibdumpingen of baggerwerken te berekenen. Tabel 6 geeft tevens aan van welke soorten het Watersysteemplan Noordzee gebruikt maakt in hun AMOEBE (VROM et al., 1991).

353

Tabel 4. Relatieve bijdrage aan de Noordzee-verontrei-niging vanuit de lucht (atm), rivieren (riv), dumping vanaf de kust (kst), lozing, verbran­ding en dumping op zee (zee), en afval van platforms (plf) en schepen (shp) (Bron: Looise, 1990).

bronnen

zware metalen arseen cadmium en verbindingen chroom koper lood kwik en verbindingen nikkel zink

atm

o 0 o

O/o 0

O/o O/o O/o

gehalogeneerde organische stoffen atrazine carbontetrachloride (tetra) chloroform chloronitrobenzenen 1,2 dichloorethaan endosulfan fluorantheen gamma-HCH (1indaan) PCB's tetrachloorethyleen (per) 1,1,1 trichloorethaan trichloorethyleen (tri)

andere stoffen benzeen minerale olie nitro toluenen PAK's tolueen

0 O/o

o

o o 0 0

O/o 0 0 0

t o ja • 0 0

riv

0 0 0 0 0 0 0 0

0

0 o

0 6 0 ,

kst

o o o o o o . o

o 0

o •

, p

zee plf shp

o 0 0 o 0 0 0 o 0

•;

.

.

-

4

0 . 0

o

bijdrage: = minder dan 1% o = tussen 1 en 10% 0 = meer dan 10% O/o = 0 of o; geen overeenstemming referenties

354

Tabel 5. Mariene eco toxic i te i t sgegevens (Bron: Looise, 1990). n r . r e s = a an ta l onderzoekrapporten; va r . subs = verscheidenheid onderzochte s tof fen; sub l . e f f = andere dan mo r t a l i t e i t s e f f e c t en ; vld = veldgegevens; lab = laboratoriumonderzoek; chr = chronische b l o o t s t e l l i n g ; ac t = acute b l o o t s t e l l i n g ; e x p . e c o = e x p e r i m e n t e l e ecosystemen.

* v r i jwel geen, ** enkele, *** veel gegevens; j = j a .

PLANTEN Fytoplankton Phaeocystls Zeesla Darmwier Groefwier Suikerwier Zeegras Zoutmoeras-veg.

ZOÖPLANKTON Zoöpl./Copepoden

Z0ÖBENTH0S Nonnetj e Kokkel Strandgaper Mossel Zeeklit Zeeanjelier Zandzager Nereis Purperslak Kreeft Garnaal

VISSEN Haring Schol Kabeljauw Tong

VOGELS Eider-/Kuifeend Scholekster Grote stern Zeekoet

ZOOGDIEREN Gewone zeehond Bruinvis

nr. res

*** *** * ** ** ** * **

***

Jtic-k

** * *** * * * *** ** * **

*** ** * *

* * * *

* *

var subs

** ** * ** ** * * *

***

*** ** * *** * * * *** * * **

** ** * *

* * * *

* *

subi eff

** ** * ** ** ** * *

**

** ** * *** *

* *** * * *

** ** * *

*

*

*

vld

*

*

*

*

* * *

*

*

** * *

* * * *

* *

lab

***

* * ** ** * *

**

*** * ** *** *

* ** * * **

*** ** * *

chr exp

** * * ** ** ** * *

**

jfkit

** * ***

* * ** * *

** * * *

* * * *

* *

act eff

* * *

*

*/

**

*

* *** *

*

* *

** * * *

*

*

exp eco

j j

j

j

3

j j

j

j

j

j

j |

Over Steur, Rog, Noordse stormvogel, Rotgans, Kluut, Bonte s t randloper en Tuimelaar z i jn geen toxicologische gegevens gevonden.

355

Tabel 6. Soorten geselecteerd uit REFEREE (TNO), AMOEBE (RWS) en MANSTOX (WL) t.b.v. het RAM-model en t.b.v. het Watersysteemplan Noordzee (WSNZ). (Bronnen: Looise, 1990; VROM et al., 1991).

PLANTEN Fytoplankton Phaeocystis Diatomeeën Darmwier (Enteromorpha) Suikerwier (Laminaria) Zeesla (Ulva) Groefwier (Pelvetla) Zeegras (Zostera) Zoutmoeras-vegetatie

ZOÖPLANKTON Totaal zoöplankton Copepoden Kwal (Ctenophora)

ZOOBENTHOS Nonnetje (Macoma) Kokkel (Cerastoderma) Strandgaper (Mya) Mossel (Mytiius) Zeeklit (Echinocardium) Echinocardium/Amphiura Zeeanjelier (Metridiura) Nephtys sp. Nereis Purperslak (Nucella) Kreeft (Homarus) Garnaal (Crangon)

VISSEN *" Haring (Clupea) Schol (Pleuronectes) Kabeljauw (Gadus) Steur (Acipenser) , Rog (Raja) Tong (Solea)

VOGELS Noordse stormvogel (Fulmarus) Rotgans (Branta) Eidereend (Somaterla) Scholekster (Haematopus) Kluut (Recuririrostra) Bonte strandloper (Calldrls) Grote stern (Sterna) Zeekoet (üria)

ZOOGDIEREN Gewone zeehond (Phoca) Tuimelaar (Tursiops) Bruinvis (Phocoena)

REF.

* *

*

*

* *

*

* *

*

*

*

* *

* *

*

*

AM.

* *

* * * * *

* * * * *

*

* * *

* '

* * *

* * * * * * * *

* * *

MANS

*

*

*

*

* *

*

* *

*

*

*

RAM

* * * * *

* *

* * * *

*

*

*

* * *

* *

< * *

*

*

WSNZ

*

*

*

*

*

*

* * * * *

*

* *

* *

356

7.3. Ecologisch herstel van de Rijn; Rijn-Actieprogramma

Beleidsgericht onderzoek in de Rijn loopt al vele jaren, maar met de samenwerking t.a.v. Maas en Schelde gaat het trager. T.a.v. de Rijn waren de industriële gifschandalen ook zo zichtbaar voor het grote publiek en de bedreiging van de drinkwatervoorziening zo manifest, dat de Internationale Rijncommissie, naast scheepvaart, wel aandacht moest geven aan de waterkwaliteit. Op de 7e Rijn-Ministersconferentie in 1986 werd - na minstens een eeuw van veronachtzaming - het studieprogramma aanvaard inzake "Ecologisch Herstel van de Rijn" (EHR). De tientallen studies onder deze naam (RWS et al., 1988 - 1991) worden gecoördineerd vanuit het RIZA.

Pas op de 8e Ministersconferentie in 1987 werd het Rijn-Actieplan (RAP) (IKSR, 1987) vastgesteld, met als doelstel­lingen terug-keer van de zalm in de Rijn, veilige drink­waterwinning uit Rijnwater en verwijdering van de met gevaarlijke stoffen verontreinigde sedimenten. De eerste stap was een biologisch monitoringssysteem voor beveiliging van de inname van rivierwater voor de drinkwatervoorziening. Voor dertien geselecteerde bio-alarmsystemen met vissen, watervlooien, tweekleppigen, insecten, algen, bacteriën en biosensors (= enzymsystemen) zijn de detectiegrenzen van 65 verbindingen bekend. Voorts zijn in het kader van EHR en RAP uitgebreide programma's van basaal biologisch onderzoek en van milieu- effect-studies en -rapportages opgezet. Terwijl de trend van totaalfosfaat en van ammonium dalende is, is die van nitraat tot 1986 gestegen en pas recent weer iets dalend.

De belasting met cadmium en hexachloorbenzeen is vanaf begin jaren tachtig drastisch gedaald. Was het in 1975 nog noodzakelijk om het Rijnwater te verdunnen om geen toxische effecten te krijgen op watervlo en gup, in 1989 moest het 80 x worden geconcentreerd om een effect te induceren (De Zwart & Folkerts, 1990). Anderzijds is berekend, dat reductie van emissies van prioritaire verontreinigende stoffen met vijftig procent over de periode 1985-1995 slechts leidt tot een verlaging van de concentratie met niet meer dan 25% en een verlaging van de toxiciteit van het water met hoogstens 5% (figuur 10). Er is een zeer aanzienlijke reductie van emissies nodig (meer dan 90%) om tot een goede waterkwali­teit te komen, mede als gevolg van de langdurige nalevering uit de vervuilde sedimenten.

Tekenend is de situatie in de Biesbosch (Cuperus et al., 1991). De vervuiling is al tot in de haarvaten van het systeem doorgedrongen (figuur 11). Het mislukken van herintroductie-experimenten moet dan ook niet zozeer worden beschouwd als een fout van het natuurbeleid, maar als een falen van het milieubeleid. Een politieke beslissing tot uitbaggeren zit er echter nog niet in.

Onlangs verscheen als deel 29 in de EHR-reeks de "Aanzet tot kwantitatieve uitwerking van ecologische doelstellingen voor de grote rivieren in Nederland" (RWS et al., 1991), met emissiereductie doelstellingen tot het jaar 2020 en met de bijbehorende AMOEBE-streefbeelden voor Rijn en Maas. In het kader van PEIS kunnen mogelijk een aantal indicatoren worden

357

80 -

40

20

O

- -^

- -a - § " - T 3

. 3 -

Vs

r -

Ö

^ ^ ^ • ^

"3 ' Ë -

-•o " 3^

1985 1995 1985 1995 1985 1995

Figuur 10. Reductie van concentratie en toxiciteit na 50% reductie van emissies van IRC-prioritaire stoffen in de Rijn volgens het Rijn-actiepro-gramma (Bron: De Wit et al., 1989). (R: emissie van prioritaire stoffen; B: concentratie van prioritaire stoffen in het

oppervlaktewater: C: toxiciteit van het oppervlaktewater).

Verontreiniging waterbodem Biesbosch, Nieuwe Merwede.en Amer

Som PCB's

jjBB Klasse 4

£J8£8j Klasse 3

p'ê«^ Klasse 2

l""--l Klasse 1

^ ' ^ H o l l a n d s c h Di

m H ep

1

t „

JA Amer ^

^ < Niejjwe Merwede

•

vg^3^ Biesbosch f

^i

^ 4

*«

Figuur 11 . Verontre iniging van de waterbodem van de Biesbosch, Nieuwe Merwede en Amer. (Bron: Cuperus e t a l . , 1991).

358

toegevoegd bijv. de pT-waarde en rijpheidsindex (zie § 9.5 en 9.6).

7.4. Uitgestelde effecten: chemische tijdbommen in Europa

Een deel van de emissies naar het milieu wordt geadsor­beerd aan bodem- en slibdeeltjes, of verdwijnt naar de diepte, zodat het lijkt of organismen niet daaraan worden blootgesteld. Op de lange termijn kan de capaciteit van bodem en sediment voor binding van chemicaliën worden overschreden en kunnen deze stoffen of hun metabolieten echter toch nog vrijkomen en tot negatieve effecten leiden. Er is dan sprake van chemische tijdbommen. Zij kunnen ontstaan doordat de bodem langzaam verzadigd raakt, zoals bij de fosfaatverzadigde gronden, of doordat veranderende milieuomstandigheden (zoals verandering in klimaat, land- of watergebruik, verzuring, erosie) de bindingscapaciteit van de bodem vermindert. Of de verdwenen fractie een tijdbom vormt hangt ten dele af v a n de stofeigenschappen, intrin­sieke bodem- en sedimenteigenschappen (grondsoort, natuur­lijke zuurgraad, organisch stofgehalte, basever z^diging, lading van de bodemdeeltjes) en daar over heen vooral v e r a n d e r i n g e n in de milieuomstandigheden, kortom het veranderde ecosysteem.

Omdat Europa historisch het meest verontreinigde continent is en Nederland daarin helaas een grote rol speelt, is vanuit VROM/SR het initiatief genomen voor een Europees project "Chemical Time Bombs in Europe", in samenwerking met het International Institute for Applied Systems Analysis (IIASA, Laxenburg, Oostenrijk) en uitgevoerd door de Stichting Mondiaal Alternatief. Nog in 1991 zijn studie­rapporten te verwachten over:

bindend vermogen van ijzer-, aluminium en mangaanoxyden in de bodem voor zware metalen en organische microveront­reinigingen onder veranderende milieuomstandigheden; factoren die het organisch stofgehalte en de binding van microverontreinigingen daaraan bepalen; microbiële bodemprocessen die van invloed zijn op de omzetting van vervuilende stoffen; uitgestelde effecten van verontreinigingen uit vuilstort­plaatsen en mijnafval; kartering van de kwetsbaarheid van de bodem voor chemische belasting, mede onder invloed van veranderende milieu-omstandigheden (klimaat, landgebruik, naijling van verzuring, vermesting e n z . ) . voorbeelden van chemische tijdbom m.b.t. zware metalen en gechloreerde koolwaterstoffen.

Het langetermijn risico van uitgestelde effecten van de chemische tijdbommen wordt besproken in Europees kader, maar opgedeeld naar regio's met gelijksoortige problemen en belangen, zoals het stroomgebied van de Donau, het Baltisch Bekken, Mediterrane Bekken, de stroomgebieden van in de Noordzee uitmondende rivieren, e.d.. In 1992 wordt er in Nederland een Europese conferentie over gehouden.

Dichter bij huis wordt de kwaliteit van het grensover­schrijdend grondwater sterk bepaald door industriële en

359

landbouwactiviteiten en het afvalstoffenbeleid in het Duitse en Belgische achterland. Overigens heeft dat ook te maken met export van Nederlands afval. Uit het Nederlandse grondwatermeetnet is vrij veel bekend over de vroegere en huidige kwaliteit van het grensoverschrijdend grondwater. Belangrijker is echter wat er nog met aanzienlijke vertra­ging aankomt; de effecten van verborgen "Altlasten" zoals men ze in Duitsland noemt of van chemische tijdbommen in onze iets bredere terminologie. Gemeenschappelijk onderzoek hiernaar moet nog geheel op gang komen en kan vanuit PEIS worden gestimuleerd. Er bestaat een goede organisatie voor, ni. de Commissie voor Hydrologisch Onderzoek bij TNO.

Een cardinale vraag met betrekking tot chemische tijd­bommen waarop niemand nog een antwoord weet te geven is, hoe de uitgestelde en vaak onvoorspelbare effecten toch kunnen worden "vertaald" in huidige risicoberekeningen t.b.v. maatregelen. Misschien moeten we hiervoor ons licht opsteken bij verzekeringsmaatschappijen. Ook zij moeten omgaan met nog onberekenbaar, maar potentieel groot risico, voor het vaststellen van de te betalen premies. En dan gaat hét niet om uitsluitingsclausules zoals voor, gevallen van oorlog of natuurrampen. t

8. FACTOREN DIE DE TOEKOMST VAN ONZE FLORA EN FAUNA BEPALEN

Ons ecologisch streefbeeld of de streef-AMOEBE per ecotoop of ecodistrict is ondertussen wel gebonden aan harde rand­voorwaarden, zoals het bestaan van de Afsluitdijk, de meeste polders, steden, wegen en andere infrastructuur. Nederland anno 2000 moet voor het voortbestaan en de ontwikkeling van ecosystemen als realiteit worden aanvaard. Maar geldt dat ook voor agrarische, industriële en verkeersontwikkelingen, de verstedelijking en de ruimtelijke ordening? Hoe rßalis-tisch is het om daarbij uit he gaan. van in rijksnota's vastgelegd beleid? En wat te doen met" realistische berekeni­ngen van de nog te verwachten klimaatverandering, zeespiege­lstijging, veranderde afvoer van de. rivieren, voortgaande verdroging en naijling . van bossterfte en vergrassing, hoezeer we ook de verzuring bestrijden? En wat met de doorslag van fosfaat- en nitraatverzadigde bodems en nalevering van PCB's uit sedimenten van Ketelmeer en Biesbosch? Allemaal gewoon aanvaarden als onvermijdelijke randvoorwaarden voor onze toekomstige flora, fauna en ecosystemen?

Ten behoeve van het in 1993 uit te brengen Tweede Nationaal Milieubeleidsplan wordt nog in 1991 door hst RIVM een milieutoestandbeschrijving en vervolgens in 1992" een milieutoekomstverkenning uitgebracht, beide als vervolg op "Zorgen voor Morgen" (Langeweg, 1988). Hieraan zijn minimum en maximum scenario's te ontlenen voor de onvermijdelijk geachte fysieke situatie en de algemene milieukwaliteit die bepalend zullen zijn voor de potenties van ecosystemen.

De toekomstverkenningen voor flora en fauna in bijvoor­beeld 2030 zou aan overheidsnota's ontleende aannamen (scenario's) moeten bevatten omtrent ontwikkelingen t.a.v. bevolking, wonen, werken, verplaatsen, landgebruik, klimaat,

360

zeespiegel, enz. Deskundigen op het gebied van vegetaties en hun standplaatsfactoren zouden dan vervolgens schattender-wijs ("expert opinion"; Delphi-methode) in kaart moeten brengen welke levensvatbare levensgemeenschappen onder die omstandigheden in stand kunnen blijven, zoveel mogelijk rekening houdend met naijleffecten van bossterfte door zure regen en niet terug te draaien eutrofiëring en vergiftiging van bodem en grondwater (chemische tijdbommen). Dit scenario van toekomstig landgebruik en levensvatbare natuurlijke en gedomesticeerde vegetaties (grofmazig nog) kan de basis zijn voor een tweede ronde met taxonomische ingestelde ecologen die inschatten welke soorten bij de gegeven mate van biotoopversnippering, klimaatverandering, verdroging, verzuring, vermesting en vergiftiging nog duurzaam levens­vatbare populaties in stand kunnen houden. In feite wordt het een factoranalyse van de oorzaken van te verwachten grote veranderingen in onze flora en fauna. Een eerste poging van zo'n factoranalyse is voor de Nederlandse broedvogels in opdracht van VROM/PEIS verricht door Mondiaal Alternatief (Maréchal, 1990).

Het PEIS-deelproject "Flora en Fauna 2030", zoals we deze gedachte voorlopig maar even noemen, kan in feite voort­bouwen op de ecotopentypering voor het milieubeleid (zie § 6.7), met "AMOEBE" als methode voor visualisering van de referentiewaarde, streefwaarde en taakstellende normering voor geselecteerde abiotische en biotische structuur- en proceskenmerken (zie § 6.2). Deze cluster als geheel is in beginsel bruikbaar bij de invulling van beleidsmaatregelen op het gebied van alle thema's met een duidelijke stof-feningang en effecten op ecosystemen: verzuring, vermesting, verdroging, afvalverwijdering en verspreiding van milieuge­vaarlijke stoffen, met het thema Verspreiding als trekker. Ook voor deze cluster van activiteiten is een advies van de RMNO gewenst inzake de optimale onderzoekstructuur.

Terwijl voor de projecten Ecosysteemrendement en Ecosys­teemherstel samen reeds een team van CML, RIN, RIZA en RIVM aan het werk is, dat zich in beginsel richt op diluviaal en alluviaal Nederland, en voor het mariene deel een andere constellatie van DGW, TNO en WL rondom het zgn. RAM-project (Risk Assessment Marine Ecosystems), moet met het project Flora en Fauna 2030 nog een begin worden gemaakt. Behalve de medewerking van het RIVM (en andere?) bij de ontwikkeling van scenario's, is de Vakgroep Natuurbeheer te Wageningen bereid om in samenwerking met de particuliere gegevens-leverende organisaties (PGO's) de opinies van deskundigen te inventariseren, over de duurzaam levensvatbare soorten en levensgemeenschappen onder de gegeven omstandigheden van demografie, landgebruik, en invloeden van onafwendbare verzuring, vermesting, verdroging en klimaatverandering. Mogelijke mitigerende en herstelmaatregelen kunnen ook worden geïnventariseerd, maar het resulterende geschatte "plaatje" van duurzaam levensvatbare flora en fauna moet, binnen een boven- en benedenmarge, een tamelijk hard gegeven zijn voor de publieke en politieke discussie, en wel om rekening mee te houden bij normstelling en maatregelen. Het kan een krachtige impuls geven voor aanscherping van het milieu- en natuurbeleid. Ecologische prognoses moeten

361

minstens zo goed zijn als berekeningen en prognoses van het Centraal Plan Bureau, op grond waarvan soms vergaande maatregelen t.a.v. werkgelegenheid, belastingen en "de economie" (wiens economie eigenlijk? mondiaal, nationaal of alleen sectoren?) worden voorgesteld, met achteraf vaak teleurstellende realiteitswaarde.

Van sommige kanten kan worden tegengeworpen dat met het aanvaarden van wat hierboven aan onvermijdelijke randvoor­waarden voor de toekomst van flora en fauna werd genoemd, sommige soorten definitief zijn afgeschreven. Dezelfde kritiek is al meermalen geuit op het 95% beschermingsniveau: de overheid schrijft 5% van alle soorten af! Om die reden vinden sommigen het 95% beschermingsniveau principieel verwerpelijk. Het lijkt erop dat zulke "fundamentalisten" vergeten, of gewoon niet weten, hoe slecht het al met de toekomstverwachtingen voor flora en fauna is gesteld en dat het al een gigantische winst zou zijn, als 95% van de soorten onbekommerd in Nederland kan blijven voortbestaan. Let wel: het 95% niveau is het maximaal toelaatbaar niveau. Met de AMK-filosofie in het achterhoofd en het oog; ferm gericht op het 95%-beschermingsniveau is de boodschap tot in lengte van jaren: saneren en nog eerfs saneren. Geen ruimte dus om hier of daar nog eens een soort op te offeren voor "leuke dingen voor de mensen".

Wie deze benadering niet aanvaardbaar acht, behoort wel aan te geven tot welke grens een verdere uitverkoop van flora en fauna mag worden toegestaan. Verschuilen achter onwetendheid kan niet meer. Met de in PEIS ontwikkelde maatlatten kan de kortzichtigheid van de "laisser-faire" voorstanders worden bestreden. Vindt men dat Nederland met deze systeemontwikkeling internationaal uit de pas loopt, dan geldt als weerwoord, dat men kennelijk geen Bezwaren had tegen het vooroplopen van Nederland in de milieuaftakeling. Nu Nederland methoden ontwikkelt om beter ten halve te keren dan ten hele te dwalen, kan "integendeel deze methodische kennis zelfs worden uitgebuit, om internationaal uit te dragen.

*

9. INDICATOREN, MONITORING'EN PREVENTIE ».

9.1. Effectgerichte biomonitoring voor het natuurbeleid

Het sterk op uitvoering en beheer van ecosystemen gerichte milieubeleid zit niet te springen om nog meer langlopend wetenschappelijk ecologisch onderzoek. Het heeft al op korte termijn behoefte aan eenvoudige indicatoren om naar produ­cent, consument en parlement toe duidelijk te maken, hoefeer ecosystemen door stoffen worden beïnvloed en dat sanering nodig is.

Al in 1982 wijdde de Oecologische Kring een symposium aan ecologische indicatoren voor de kwaliteitsbeoordeling van lucht, water, bodem en ecosystemen (Best & Haeck, 1984). In het kader van de RMNO (PSG Landschap en Ecosystemen) is een rapport opgesteld (RMNO, 1985) inzake milieumeetnetten. Het blijkt dat chemische meetnetten een goede relatie kunnen leggen tussen de emissie en de concentratie van een stof in

362

het milieu. Helaas is over de relatie tussen de concentratie in het milieu en de effecten op het ecosysteem weinig bekend. De conclusie is onvermijdelijk dat biologische meet­netten noodzakelijk zijn om de effecten op het ecosysteem te kunnen waarnemen en voorspellen. De Vakgroep Milieubiologie te Leiden heeft aan methodologische aspecten van biologische meetnetten veel werk verricht (Janssen et al., 1983), maar helaas voor PEIS weinig gericht op stoffen.

Effectgerichte biomonitoring was reeds onderwerp van advisering door de Stuurgroep Natuurlijk Milieu van de Landbouw Adviescommissie Milieukritische Stoffen (LAC-NM, 1990). Allereerst constateert de LAC-NM, dat er wel fysisch-chemische meetnetten zijn opgesteld om het gevoerde beleid t.a.v. milieucritische stoffen te evalueren, maar dat de overheid niet beschikt over voldoende instrumentarium om de effectiviteit van het gevoerde natuurbeleid te toetsen. Met name is voor veel soorten nog niet bekend wat de relatieve bijdrage van milieugevaarlijke stoffen is aan hun achteruit­gang en welke stofgroepen hiervoor verantwoordelijk zijn. De LAC-NM acht voor het natuurbeleid twee typen biologische metingen van belang: trendmetingen en probleemgerichte metingen. '

Eerst moeten uit ecologische verkenningen (surveys) signalen over de gezondheidstoestand van het ecosysteem komen en vervolgens moet op lager integratieniveau stof-en/of effectmonitoring plaats vinden. Benadrukt wordt, dat biomonitoring, mede gelet op de kosten en de ethiek van het omgaan met organismen, altijd een duidelijke meerwaarde moet hebben boven reeds bestaande fysisch-chemische meetprogram­ma's en dat biologische en chemische metingen in het abiotisch en biotisch milieu altijd in samenhang moeten worden uitgevoerd. De keuze van de organismen moet zijn afgestemd op het natuurbeleid, waarbij signaalwaarde voor het ecosysteem voorop staat. Bij critische soorten zal bij voorkeur niet aan het organisme zelf worden gemeten. Bij de stoffenkeuze moet hoge relevantie voor het natuurbeleid voorop staan. Dat is vooralsnog een sterke inperking t.o.v. de bredere bedoelingen - namelijk ook buiten de natuur­gebieden - die PEIS vanuit het thema Verspreiding voor ogen staat.

Het LAC-NM-rapport maakt onderscheid tussen stof- (S) en effectmonitoring (E) en bespreekt de volgende toepassingen:

signalering van ontwikkelingen in natuur/landschap: - E trendmetingen: S E vaststellen en evalueren van beleidsmaatregelen: S E gericht volgen van aandachtssoorten: S E vaststellen van referentiewaarden: S valideren van stofgerichte normen: S E bepalen van aard en moment van beheersmaatregel: S E

Geconcludeerd wordt dat metingen van stoffen en effecten daarvan in wilde flora en fauna voor het natuurbeleid van groot belang zijn. Er wordt een plan van aanpak gegeven voor biomonitoring en instelling van een werkgroep van deskundi­gen voor de coördinatie van de uitvoering t.b.v.: - signaleren, waaronder waarnemen van trends;

363

- controleren, o.a. vaststellen van effectiviteit van maatregelen;

- voorspellen, o.a. effecten van menselijke activiteiten. Door Klein en Van Linden (1991, dit boek) is dit verder uitgewerkt.

9.2. Biomonitoring gericht op immissiebeperking

Biomonitoring als middel voor beperkte bronbewaking kwam al ter sprake bij het Rijn-Actieprogramma, nl. het onderdeel bio-alarmsysteem voor de bewaking van de waterkwaliteit bij het innamepunt van rivierwater bij spaarbekkens voor de drinkwaterproductie. Men kan tijdelijk de inname stoppen om het spaarbekken relatief schoon te houden t.o.v. het vervuilde rivierwater, dat verder passeert. Op soortgelijke wijze kan men een natuurreservaat tijdelijk vrijwaren van inname van een passerende golf van verontreiniging. De actieve biomonitoring gericht op immissiebeperking geschiedt met een gevoelig organisme, meestal een vis die reageert op de verontreiniging, maar er verandert daarmee niets âan de kwaliteit van het milieu. Alleen eén beperkt gebied kan tijdelijk worden gevrijwaard. In plaats van een vis kan ook worden gebruik gemaakt van de hierna te bespreken MicroTox-toets.

9.3. Biomonitoring gericht op emissiebeperking

Emissiepreventie en -reductie bij de bron berust aller­eerst op het "voorzorgbeginsel" en vereist het waar mogelijk toepassen van de best bestaande technieken; meestal dus een vrome wens, want ook voorzorg moet worden afgedwongen door toezicht. Ecosysteemrendementsberekeningen (zie § 6.5) zoals eerder besproken kunnen alleen maar nopen tot nog strengere reducties en controle daarop Ü»ij> de bron. Biomonitoring is dan goed bruikbaar bij bijv. hpV; toezicht op (bedrijfs)-lozingen. Volgens NMP-actie 42c kan biomonitoring bij de bron een belangrijk hulpmiddel zijn, zeïfs vooruitlopend op het Beleidsprogramma Ecotoxicologie. De monitoringsverplich-ting dient dan wel een vanzelfsprekend onderdeel te zijn van de interne milieuzorg krachtens de bedrij fsvergunning. De monitoring van emissies dient voorts in beginsel door, of in opdracht van het bedrij f te worden uitgevoerd en de resultaten dienen openbaar te zijn. De vergunningverlener toetst dan de meetresultaten aan de opgelegde emissienormen.

De eerder besproken LAC-NM-rapport is niet bruikbaar voor het voeren van brongericht beleid en ze is daar ook*""niet voor geschreven. Een aanvullend, brongericht voorstel van PEIS aan de CCRX wordt nog in 1991 ingediend. Uit een verkennend PEIS-rapport (Van der Haar, 1991) is gebleken, dat van de vele activiteiten die zich als biomonitoring aandienen, slechts enkele geschikt zijn voor terugdringing van emissies bij de bron. De bekendste daarvan is wel het uithangen van mosselen in kooitjes bij uitlaten en smeer­pijpen. Vindt men een reactie van de dieren dan is er alarm, maar dan weet men niet zonder meer ten gevolge van welke stof en dus blijft nader onderzoek nodig. Een biomonito-

364

ringsprogramma zoals bedoeld in NMP-actie 42c moet nog worden opgezet. In het najaar van 1991 wordt er door de Sectie Ecotoxicologie van de Nederlandse Vereniging voor Toxicologie (i.s.m. RIZA) een speciaal symposium aan gewijd.

9.4. Bron- en effectgericht gebruik van de MicroTox-toets

Meting van concentraties van stoffen in het milieu is weliswaar een goede basis voor stofgerichte normstelling, maar aan het niet (meer) overschrijden van een concentratie­norm mag niet de conclusie worden verbonden, dat er geen ecotoxicologisch risico is. Daartoe zijn biologische metingen nodig, maar daaraan kleven vaak veel practische bezwaren. Vaak zijn ze te kostbaar voor routinematige uitvoering in een milieumeetnet. De MicroTox-toets van het RIVM lijkt een veelbelovend alternatief. Monsters uit water, bodem, lucht, inlaatpunt, lozingspunt enz. worden zodanig bewerkt dat aanwezige stoffen snel, eenvoudig en goedkoop op toxiciteit worden getoetst. Gemeten wordt echter alleen de beschikbare fractie, dus niet hetgeen direct inert is gebonden aan sediment en mogelijk later kan bijdragen tot uitgestelde effecten (chemische tijdbommen, § 7.4).

De toets berust op verminderde lichtopbrengst (biolumines-centie) van Photobacterium phosphoreum in een gestandaardi­seerde opstelling. Het apparaat is direct verkrijgbaar in de handel, eenvoudig te bedienen, vereist geen proefdieren of bijzonder laboratorium en kost slechts 5% van de tijd van een gebruikelijke meting. De gevoeligheid van de toets houdt het gemiddelde van veertig andere veel gebruikte toetsorga-nismen. Stoffen waarvan vooral de metabolieten toxisch zijn, zijn pas met deze methode te toetsen na metabolisering (zgn. S9-mix). Stoffen met een cholinesteraseremmende werking zijn met deze toets niet te meten, maar hiervoor bestaan reeds specifieke indicatoren , die reeds routinematig worden gemeten. Van de MicroTox-toets bestaat inmiddels ook een variant (Van Beelen, 1991). Omdat de mariene soort Photobac­terium phosphoreum ecologisch niet is aangepast aan het bodemmilieu, waarin planten en micro-organismen natuurlijke toxinen afscheiden en de bacterie kunnen vergiftigen, is het luciferase-enzymsysteem nu genetisch ingebouwd in een uit de bodem geïsoleerde bacterie Pseudomonas fluorescens, waarvan een grote resistentie tegen natuurlijke toxinen in de bodem mag worden verwacht. De verbeterde toets wordt aangemeld voor gesloten laboratoriumtoepassing bij de Voorlopige Commissie voor Genetische Manipulatie, VCOGEM.

9.5. Gebruik van de pT waarde als indicator

Binnen de stoffenlijn is door het RIVM als beleids-indicator de zogenaamde pT-waarde (= toxicologische potentie van de milieukwaliteit) ontwikkeld, naar analogie van de pH voor de zuurgraad van het milieu (Slooff & De Zwart, 1 9 9 1 ) . Metingen aan organismen integreren de werking v a n afzonder­lijke stoffen in het milieu. De MicroTox-toets met daarvan afgeleide pT-waarden komt aan veel bezwaren tegen biologi­sche metingen tegemoet. De pT-maatlat kan zodanig worden gekozen dat pT = 0 overeenkomt met de grenswaarde en pT = 1

365

met de streefwaarde, analoog aan de effectgerichte normstel­ling voor individuele stoffen. Daar in de meting impliciet combinatietoxiciteit is meegenomen wordt dit cijfermatig gewaardeerd door de afstand tussen grens- en streefwaarde te verkleinen tot een factor 10 (overeenkomende met een pT-waarde 1) i.p.v. 100 (pT-waarde 2).

Door Slooff en De Zwart (1991) is voorgesteld de pT-waarde als indicatie van de effectiviteit van het gevoerde bron-(sanerings)beleid op te nemen in een geïntegreerd landelijk meetnet voor de milieukwaliteit. Er zijn thans 180 meetpun­ten voor de kwaliteit van oppervlaktewater en sediment. Bij 28 daarvan worden 1 x per week tot 1 x per maand een aantal "aandachtstoffen" gemeten. Men kan daar volstaan met 1 x per 2 weken de pT-waarde te bepalen en voor het sediment 1 x per 5 jaar. Het grondwatermeetnet kent 380 lokaties waarvan thans op 40, en in de toekomst mogelijk het dubbele aantal lokaties op 10 tot 30 cm beneden het maaiveld 1 x per 5 jaar de zgn. "aandachtstoffen" worden bepalen. Mogelijk kan hier worden volstaan met 1 x per 5 jaar de pT-waarde voor de bodem, en 1 x per jaar voor het grondwater te bepalen. Het luchtmeetnet kent 17 macrostations; op 9 daarvan-' wordt tevens de kwaliteit van het regenwater onderzocht en op 3 ook de concentraties van organisch- stof. Ook zijn er 5 stations voor de luchtkwaliteit in steden en 13 in straten. Voorgesteld wordt pT-waarden van lucht te meten in de 9 macrostations en de 5 stadsstations. Jaarlijks 728 water­monsters, 6 sedimentmonsters, 16 bodemmonsters, 120 grond­watermonsters en 364 luchtmonsters kunnen worden bewerkt door één analist; totale kosten met apparatuur en rapportage 200.000 gulden, dus uitvoerbaar en kostenbesparend op andere metingen. Alleen daar waar de pT-waarde ertoe aanleiding geeft, is dan nog nader onderzoek nodig naar de stoffen in het plaatselijk mengsel die verantwoordelijk zijn voor het effect (=bio-gericht fractioneren). Evenals de zuurgraad, pH, kan de pT-waarde voortaan, "standaard" worden opgenomen in AMOEBE-beelden voor ecosysterften, met een pT-bandbreedte tussen één (= streefwaarde) en rful (= grenswaarde) (Slooff & De Zwart, 1991). Verder kan de pT-waarde Rechtstreeks worden bepaald van ieder effluent als controle op emissies. Ze is daarom tevens bruikbaar- voor biomonitoring, t.b.v. het terugdringen van emissies bij de bron.

9.6. Biomonitoring met nematoden

Tussen de Microtox-toets en de kostbaardere andere biologische meetnetten bevindt zich een gebied dat opgevuld kan worden met een indicatorsysteem gebaseerd op de nematodenfauna (Bongers, 1990b). De nematodenfauna reageert op stressfactoren waaraan het bodemleven onder gegeven omstandigheden is blootgesteld. Nematoden die gevoelig zijn voor een bepaalde stressfactor, aangeduid als K-strategen, verdwijnen en worden vervangen door meer tolerante soorten, de r-strategen. De door Bongers gehanteerde rijpheidsindex (Maturity Index; Bongers, 1990a) is een maat voor het aan­deel van de tolerante soorten in een bepaalde bodem. Momen­teel- wordt gewerkt aan een aanvulling op deze index, zodat ook informatie kan worden verkregen over de identiteit van

366

de stressfactoren (Bongers & Schouten, 1991, dit boek). Inclusief bemonstering, analyse en interpretatie komt een dergelijke beoordelingsmethode op enkele honderden guldens per monster. Een analyse op basis van de structuur van de nematodengemeenschap is effectgericht en geeft informatie over het biologisch beschikbare deel van een milieuvreemde stof. Ook geeft zij informatie over synergistische effecten en reageert zij op stoffen die, wat chemische analyse betreft, niet in het standaardpakket zitten. Ze is bruikbaar over de gehele linie van ongestoord tot extreem verontrein­igd, van terrestrische bodem tot marien sediment. De bemonstering is niet-destructief, 100 ml grond is voldoende; bemonstering kan in elk jaargetijde plaatsvinden. Nadat het monster op het lab is aangekomen kan de uitslag binnen enkele uren bekend zijn.

9.7. Indicatoren en monitoring voor preventie van rampen

Het gaat hier om een met PEIS verwante, maar afzonderlijke NMP-actie 45 (voorkomen van verspreiding van stoffen na calamiteiten). Voor het berekenen van risico's voor het milieu van calamiteiten met milieugevaarlijke installaties en transporten is stoffeninformatie en lokatiesp^cifieke informatie nodig. De stoffenkant hangt nauw samen met de lijst van aandachtstoffen, gegevens over productievolumes en het uniform beoordelingssysteem stoffen (zie § 5.2). In opdracht van RWS-RIZA is door het bureau BKH een verkenning voor een schadebeoordelingssysteem van calamiteuze water­verontreiniging opgesteld (BKH, 1990). Als eerste stap in dit systeem moet de aanvankelijke hoeveelheid die is vrijgekomen en de nominale concentratie in het direct ontvangende milieu worden vastgesteld, desnoods met aangenomen waarden als er geen exactere gegevens zijn. Als tweede stap wordt ruw geschat hoeveel er oplost, neerslaat, verdampt of accumuleert, volgens criteria die ook in het UBS worden gebruikt. Dan worden als derde stap risico's geclassificeerd in LC5 0-waarden voor waterorganismen en LD5 0-waarden voor bodemorganismen, en in kansen op zuurstof­loosheid ( B O D ) , veranderingen in zuurgraad (pH) en in chloride- en sulfaatbelastingsequivalenten. Als laatste stap volgt dan een score voor het verlies aan functioneren van het water voor landbouw, natuur, recreatie, drinkwaterpro­ductie, v i s s e r i j , koelwater en transport over water. De negatieve gevolgen worden zoveel mogelijk vertaald in economische kosten, namelijk derving van gebruiksfuncties en kosten van inperking van de schade, schoonmaak en mogelijk herstel. Voor elk van de vier stappen worden wetenschap­pelijke criteria uit bestaande overzichten en berekenings­modellen uit bestaande literatuur aangedragen. Begin maart 1991 heeft hierover een studiedag bij RIZA plaatsgehad. Punten van discussie waren vooral of de schade wel in geldtermen is uit te drukken, en of niet ook de gevolgen van vele kleine "ongelukjes" moeten worden meegenomen. Langs de Rijn bijvoorbeeld zijn ze een chronische ramp te noemen.

In opdracht van VROM is door Coopers & Lybrand Deloitte een ander rapport geschreven voor een raamwerk voor de tussentijdse risicobeoordeling voor oppervlaktewateren door

367

lozingen van chemische bedrijven (CLD, 1990). De nadruk ligt dus niet alleen op calamiteiten; ook wordt gelet op chronisch risico door kleine ongelukken. De vraag was of de door de EG ontwikkelde "Accident Gravity Scale" kan worden aanvaard voor het beoordelen van potentieel risico voor het oppervlaktewater. Bureau CLD is gevraagd een eenvoudig model te ontwikkelen om met behulp van lokatiespecifieke en bedrijfsspecifieke gegevens tot een snelle beoordeling van potentieel risico en rangschikking in gevarenklassen te komen. Deze benadering sluit aan bij de risicobeoordelings­methoden van de brochure "Omgaan met Risico's" (VROM, 1989b).

Voor lokatiespecifieke informatie is een geografisch informatiesysteem ontwikkeld bij de afdeling Risicobeheer­sing van DGM-SR i.s.m. de Rijks Planologische Dienst en Rijks Geologische Dienst en andere geografische infor­matiesystemen. In principe zijn voor elke lokatie in Nederland contouren te trekken van mogelijke verspreiding door de lucht, oppervlaktewater, grondwater en bodem van stoffen die met een accidentele lozing kunnen vrijkomen. De risicobeoordeling was aanvankelijk vooral gericht ''op de gezondheid van mens, vee en gewas, maar nu is ook ecotoxico-logisch risico, gebaseerd op dezelfde stoffenbeoordelings-gegevens als elders in PEIS, opgenomen in de beoordeling. Daarmee kunnen veiligheidsmaatregelen per bedrijf worden ontworpen en voorgeschreven en het veiligheidsrendement van maatregelen voor mens en milieu worden doorgerekend. Dit is ook de benadering die door VROM in het EG-overleg over de Post-Seveso-richtlijn en in de Internationale Rijn-Commissie is ingebracht. Aan de EG-methode wordt een schaal voor ecotoxiciteit toegevoegd, uitgedrukt als hoeveelheid potentieel verontreinigd oppervlaktewater, uitgaande van de LC5 0-waarde van de betreffende stof.

Op twee punten kan de aansluiting bij andere PEIS--activiteiten nog worden geïntensiveerd, namelijk aansluiting van de geografische informatie iSlj de ecotopenclassificatie en, wat de modellering betreft, afstemming tussen ecosys­teemrendement en veiligheidsrendement van«maatregelen.

9.8. Reductie van stofstromen «

NMP-actie 43 betreft doorlichting van stofstromen om de hoeveelheid terug te dringen, ongeacht de kennis omtrent ecologische effecten. Dit houdt ook verband met de actiepun­ten W27 en 144 van de 3NW (V & W, 1989). Jaarlijks worden een of meer rapporten opgesteld over stoffen of stofgroepen, waarin kwalitatief en kwantitatief wordt aangegeven hoe die zich verspreiden in het Nederlandse milieu. De keuze'-wordt bepaald door het beschikbaar komen van basisdocumenten voor ca. 50 prioritaire stoffen. Ook wordt jaarlijks de lijst van aandachtstoffen (ca. 250) herzien. Hierbij wordt rekening gehouden met o.a. de OESO-lijst van "high production volume chemicals", de UNEP List of Chemical Substances, Processes and Phenomena of Global Significance, het International Re­gister of Potentially Toxic Chemicals en het International Programma on Chemicals Safety. De betrokkenheid van PEIS hierbij is slechts zijdelings. Bij de selectie van aandacht-

368

Stoffen speelt echter kennis van ecosystemen en ecotoxico-logische risico's een steeds grotere rol. Voor Nederland worden door Rijkswaterstaat stofstroomschema's opgesteld voor de o.a. in het Rijn- en Noordzee-Actieplan genoemde stoffen, met uitzondering van bestrijdingsmiddelen en de vermestende stoffen, waarvoor de inspanningsverplichting immers berust bij het ministerie van Landbouw. Op grond van de stofstroomschema's worden aangrijpingspunten voor effec­tieve emissiereductie aangeduid en maatregelen aangegeven. De modelberekeningen worden uitgevoerd door het RIVM. Voor polycyclische aromatische koolwaterstoffen (PAK's) en hexachloorbutadiëen (HCBD) was het werkplan reeds begin 1991 gereed. Voor zware metalen, chloorkoolwaterstoffen, dioxinen en chloorbenzenen komt het werkplan in de loop van 1991 klaar. Per stof(groep) wordt ook aangegeven welke directie het reductieplan moet uitvoeren. Eveneens ter realisering van de RAP/NAP-afspraken en van het Meerjarenplan Gewasbes­cherming (LNV, 1991) worden emissierouten van bestrij­dingsmiddelen critisch doorgelicht op mogelijkheden voor emissiereductie. Hoewel deel van het Thema Verspreiding, maar niet van PEIS, is het uiteraard wel zo, dat iedere reductie van de emissies het ecosysteem ten goede komt en dus van belang is voor de eerder genoemde scenario' sf voor de toekomstverkenningen Flora en Fauna 2030 (H.8).

10. BELEIDSPROGRAMMA EC0T0XIC0L0GIE: OMGAAN MET RISICO'S VAN STOFFEN VOOR FLORA, FAUNA EN ECOSYSTEMEN

10.1. Naar een taakstellend normenprogramma

Het Beleidsprogramma Ecotoxicologie (toepassing van het beleid zoals omschreven in "Omgaan met Risico's" op Stoffen-effecten op Flora, Fauna en Ecosystemen), waaraan nu gestalte wordt gegeven als resultaat van alle genoemde activiteiten, is een organiek onderdeel van het Thema Verspreiding, zoals bleek uit figuur 1. Een onderzoekpro­gramma (in overleg met de RMNO) en een programma biomonito-ring maken daarvan deel uit. Het beleidsprogramma zal taak­stellend zijn voor de rijksoverheid voor de middellange ter­mijn (tot 2000) en perspectief bieden voor actie op de lange termijn (tot 2030), uiteraard met voortdurend momenten van bezinning en bijstelling, mede op grond van milieutoekomst­verkenningen door het RIVM en nog uit te brengen nationale milieubeleidsplannen.

Samengenomen gaat het in het Beleidsprogramma Ecotoxico­logie om de wetenschappelijke beoordelingssystemen (maat­latten) en de maatschappelijke rechtvaardiging voor taakstellende normen (die leiden tot maatregelen) met indicatie van:

- omvang van te nemen acties - tijdpad (ook i.v.m. kosten) - uitvoerders - monitoring van de effectiviteit van de maatregelen en - (niet als minste) het toezicht op de uitvoering.

369

De voor het stoffenbeleid relevante normstelling zal betrekking hebben op effecten van verontreinigingen op in beginsel alle ecosystemen in Nederland. Het Beleidsprogramma zal de volgende aspecten omvatten:

a. landsdekkend streefbeeld met bijbehorend tijdpad van de milieukwaliteit en omvang van de in Nederland te handhaven ecotopen, mede gelet op internationale ecologische relaties;

b. rekenmodellen en methoden om uitgestelde effecten van verontreinigingen (chemische tijdbommen) te verdis­conteren in actuele normenstelling en maatregelen;

c. beleidsindicatoren ten behoeve van streef-, referentie-en grenswaarde AMOEBE-beelden voor alle ca. 40 eco-districten en ten minste de helft van de ca. 150 ecotopen volgens NMP-prioriteiten en in PEIS ontwikkelde methoden;

d. tijdpad en intermediaire streefdoelen voor verwezenlij­king van de milieukwaliteitsdo^lstellingen voor ten minste negen ecodistricten, aansluitend op NBP-priori-teiten;

e. reductiedoelstellingen met tijdpad voor de vijftig stoffen met het grootste berekende ecosysteemeffect (afgeleid van herstelpotenties van chemisch belaste ecosystemen en rendementsberekeningen van stoffenmaat-regelen);

f. ecosystemische beoordeling van ecotoxicologische toetsen en risicobeoordelingsmethoden met een brede spreiding van organismen op alle trofische niveaus met relevantie voor ten minste zes voor Nederlaild^pelangrijke ecoregio's;

* * * g. verdere ontwikkeling (in internationale taakverdeling)

van ecotoxicologische toetsen en risicobeoordelingsmetho­den;

I h. ecologische beoordeling van de integrale milieukwali­

teitsdoelstellingen (grens- en streefwaarden) voor bodem, water en lucht voor circa 500 aandachtstoffen;

i. ecologische beoordeling van rampenpreventieplannen voor de Nederlandse chemisch-intensieve landbouw en industrie.

10.2. Wetenschappelijke en maatschappelijke toetsing

Bij de instelling van PEIS is vastgelegd, dat drie advies­raden worden geraadpleegd alvorens het geheel wordt voorgelegd aan de Tweede Kamer. De RMNO is gevraagd te adviseren over de optimale onderzoekstructuur en wetenschap­pelijke ondersteuning voor de verbetering en uitbreiding van het Beleidsprogramma Ecotoxicologie. Een eerste advies wordt nog 'in 1991 verwacht. De Gezondheidsraad is gevraagd te adviseren over de validiteit van de beoordelingsmethoden (eerste advies over UBS is uitgebracht; GR, 1991a) en de

370

keuze van de parameters en indicatoren, zodra stukken daarover gereed zijn en zich lenen voor een evaluatie. Tenslotte zal de CRMH worden gevraagd te adviseren over de maatschappelijke aanvaardbaarheid van het gebruik van de voorgestelde maatlatten en de stappen van maatlat naar maatregel, met name de in de voorgaande paragraaf genoemde normstelling.

10.3. Fasering van het Beleidsprogramma Ecotoxicologie

Het eindrapport over PEIS wordt met de begroting in september 1993 bij de Tweede Kamer ingediend. Afhankelijk van de daarop volgende behandeling vindt uitvoering van het Beleidsprogramma Ecotoxicologie (Omgaan met Risico's van Stoffen op Ecosystemen) plaats vanaf 1994. Het beleidspro­gramma zal een aanvankelijke looptijd hebben tot 2000; daarna moeten de resultaten worden geëvalueerd.

Bij de fasering zal ook een eerste ruwe kostenindicatie worden gegeven. Hierin zullen zijn begrepen alle activitei­ten in de stoffenlijn (BNS, UBS, INS, systeemontwikkeling), de ecosysteemlijn (classificatie, rendement, herstel; toekomst Flora en Fauna; biomonitoring) en voorts Chemische Tijdbom-projecten. Niet hierin begrepen zullen zijn alle uitvoeringsmaatregelen, bijvoorbeeld in het kader van RAP en NAP, de vergunningen, toelatingen en het (staats-)toezicht. De kosten zullen, behalve door de overheid, mede moeten worden gedragen door het bedrijfsleven, vooral wat de toetsontwikkeling en normstelling betreft. Het zal een programma van enige miljoenen op jaarbasis zijn.

10.4. Normstellingsstrategieën: van maatlat naar maatregel

Tenslotte is er dan de stap van maatlat naar maatregel: deze vergt concrete normstellingsstrategieën, die verder gaan dan een eco(toxico)logisch kennispakket en een verzameling van beoordelingssystemen (maatlatten) eenvoudig­weg, zoals soms wordt gezegd, "over het hek" te gooien bij de uitvoerders en beheerders. In opdracht van PEIS loopt er een bestuurswetenschappelijk onderzoek bij de Vakgroep Natuurwetenschap en Samenleving aan de Rijksuniversiteit Utrecht naar Beleidsstrategieën voor Ecologische Normstel­ling. Vrijwel alle eerder genoemde onderdelen van PEIS worden geanalyseerd op procedurele en bestuurlijke aspecten. Daarbij wordt voortgebouwd op gedachten zoals ontwikkeld in de twee delen "Strategieën voor Ecologische normstelling: het spel en de knikkers" (Van der Schraaf et al., 1990; Murk et al., 1990). Het is de bedoeling dat in het Beleids­programma Ecotoxicologie ook bestuurlijke en procedurele lijnen worden aangegeven voor de verdere ontwikkeling naar duurzame instandhouding van ecosystemen tegen de druk in van het omgaan met stoffen.

Zelfs als nog vandaag radicale veranderingen in onze wijze van produceren en consumeren tot stand zou komen zal de kwaliteit van het milieu nog hard achteruit gaan. Ecotoxi-sche aspecten van stoffen spelen in die milieuafbraak een belangrijke rol. Laten ecologen niet dralen hun kennis in te zetten voor beleid dat nu geformuleerd en uitgevoerd moet

371

worden, want "wat wij vrezen onvoldoende te weten, gaat voor ons beter weten verloren" (Van Kuijen, 1990).

Dankbetuiging

Op eerdere ontwerpen van wat in de wandeling heette de "beleidsnota PEIS" mocht ik constructieve bijdragen en opmerkingen ontvangen van (alfabetisch) A. Adriaanse, T. Aldenberg, A. van der Beesen, C.F. van Beusekom, C. de Bok, T. Bongers, M. Blom, E.C. Broekhuizen, J.H.M, de Bruijn, C.A.J. Denneman, P.E.T. Douben, H.J.P. Eijsackers, P.C.G. Glas, H. Goossens, A. Hoeksema, P.E. de Jongh, J. Karres, M. Klein, F. Klijn, T. Kuyper, L. Lacroix, F.J.M, van Linden, R. Maas, H. Marseille, H.R. van Otterloo, J. Schobben, N. Sinnige, G.R.B. Smidt, W. Slooff, M. Scholten, N.M. van Straalen, T.P. Traas, J.F.M, van Vliet, I. de Vries, A.W. van der Wielen, J.A.W. de Wit, en P.T.J. van der Zandt. Zij alle hebben bijgedragen tot verrijking van de inhoud en ik dank hun daarvoor hartelijk.

In de slotfase is de tekst zeer intensief besproken en bewerkt met het PEIS-beleidsteam, met name A.V. van den Berg, C.J. van Kuijen, C.J. van Leeuwen, en A.G.J. Sedee. Ik dank hun zeer voor hun sterke beleidsinbreng, waardoor de tekst zeer aan zeggenskracht heeft gewonnen, mede doordat te krasse taal werd afgezwakt. De uiteindelijke tekst blijft uiteraard mijn verantwoordelijkheid.

Referenties

Aldenberg, T. & W. Slob, 1991. Confidence limits for hazardous concentrations based on logistically dis­tributed NOEC toxicity data. RIVM rapport 7.19102002.

Beelen, P. van, 1991. Verslag interne bespreking over biomonitoring van bodem en«grondwater. RIVM, april 1991.

Best, E.P.H., & J. Haeck (reo.), 1984. Ecologische in­dicatoren voor de kwaliteitsbeoordeling van lucht, water, bodem en ecosystemen. PUDOC, Wageninçep, 239 p.

BKH, 1990. A systematic approach to assess the impact of accidental surface water pollution on a gravity scale. BKH Consulting Engineers, Den -Haag.

Bongers, T., 1990a. The maturity index: an ecological measure of environmental disturbance based on nematode species composition. Oecologia 83: 14-19.

Bongers, T., 1990b. Biologische bodembeoordeling met nematoden. In: Handboek voor Milieubeheer, Bodembescher­ming. (Eds. F.A.M, de Haan, Ch.H. Henkens & D.A. Zeil­maker), Samson H.D. S Tjeenk Willink, Alphen aan da»Rijn-Deurne. J-2000.

Brink, B.J.E. ten, S.H. Hosper, 1989. Naar toetsbare ecologische doelstellingen voor het waterbeheer: de AMOEBE-benadering. H2O (22) 20: 612-617.

Canton, J.H., J.B.H.J. Linders, R. Luttik, B.J.W.G. Mensink, E. Panman, E.J. van de Plassche, P.M. Sparenburg & J. Tuinstra, 1990. Inhaalmanoeuvre oude bestrijdingsmid­delen: een integratie. RIVM rapport 678 801001.

CLD, 1990. A framework for the intermediate evaluation of risk to the surface water from chemical companies.

372

Coopers & Lybrand Deloitte, report NE270M1. Cuperus, R., A. Klein Tank & C.C. Vos (redactie), 1990.

Stoffenproblematiek in de Biesbosch: de betekenis van verontreiniging voor inrichting en beheer. RMNO/WLO.

CUWVO, 1988. Ecologische normdoelstellingen voor Nederlandse oppervlaktewateren. Commissie Uitvoering Wet Verontreini­ging Oppervlaktewateren, Den Haag. 154 p.

Denneman, C.A.J., & C.A.M, van Gestel, 1990. Bodemveront­reiniging en bodemecosystemen: voorstel voor C-(toet­singswaarden op basis van ecotoxicologische risico's. RIVM-rapport 725201001.

GR, 1988. Ecotoxicologische risico-evaluatie van stoffen. Gezondheidsraad, publikatie 1988-28.

GR, 1991a. Stoffen uniform beoordelen? Advies over het prototype uniform beoordelingssysteem. Gezondheidsraad, publikatie 1991-08.

GR, 1991b. Advies inzake ecotoxicologische extrapolatie­methoden. Gezondheidsraad, publikatie 1991-11.

Haar, P. van der, 1991. Biomonitoring. Meten aan of met organismen voor het brongerichte stoffenbeleid. PEIS-rapport, VROM/DGM.

Hekstra, G.P., 1990. Naar een verdere ecologische onderbou­wing van het stoffenbeleid. H2O (23) 2: 37-41. '

Hekstra, G.P., 1991. Towards ecologically sustainable use of chemicals: The Netherlands' policy approach. In: 0. Ravera (ed.) Terrestrial and aquatic ecosystems: perturbation and recovery. Ellis Horswood Series in Environmental Management, Science and Technology. New York, London etc. p. 501-516.

Hofstra, J.J., 1990. De milieutoestand van de Loosdrechtse Plassen weergegeven door middel van een "Amoebe". RIVM rapport 751901004.

IKSR, 1987. Actieprogramma "Rijn". Uitgewerkt door de Internationale Kommission zum Schutze des Rheins gegen Verunreinigung. Straßburg, september 1987.

Janssen, M.P.J.M., H.C. van Latesteijn & E.M.J. Meijers, 1983. Ecologische meetnetten: meten aan de natuur; een studie naar een aantal methodologische aspecten van beleidsgerichte biologische meetnetten. RU Leiden, Milieubiologie, eigen uitgave, 93 p.

Kersting, K., 1988. Normalized ecosystem strain in micro-ecosystems using different sets of state variables. Verh. Int. Ver. Limnol. 23: 1641-1646.

Klijn, F., 1988. Milieubeheergebieden. Deel A: Indeling van Nederland in Ecoregio's en ecodistricten. Deel B: Gevoeligheid van de ecodistricten voor verzuring, vermesting, verontreiniging en verdroging. CML-mededelin-gen 37/ RIVM-rapport 758702001.

Klijn, F. & H.A. Udo de Haes, 1990. Hiërarchische ecosys­teemclassificatie: voorstel voor een eenduidig begrip­penkader. Landschap 7/4: 215-233.

Kuijen, C.J. van, 1990. Ecologische normen en milieubeleid. In: Van der Schraaf et al.(red) Strategieën voor ecologi­sche normstelling, het spel en de knikkers, zie aldaar.

LAC-NM, 1990. Biomonitoring van stofconcentraties en effecten, signaleren, controleren, voorspellen. Advies van de Landbouw-adviescommissie Milieucritische Stoffen,

373

Stuurgroep Natuurlijk Milieu aan de Coördinatiecommissie voor de metingen van Radioactiviteit en Xenobiotische Stoffen. LAC nr. 90.1.

Langeweg, F. (red.), 1988. Zorgen voor Morgen. Nationale Milieuverkenning 1985-2010. RIVM. Samson/Tjeenk Willink, 456 p.

Leeuwen, C.J. van, 1990. Ecotoxicological effects assess ment in the Netherlands: recent developments. Environmen­tal Management 14(6): 779-792.

Linden, F.J.M, van (red.), 1991. Verslag PEIS-workshop Ecosysteemrendement van stoffenmaatregelen. In voorberei­ding.

Looise, B.A.S., 1990. Modelling the effects of polluting Chemicals on marine ecosystems: a literature search project for the North Sea Action Plan; Rijksuniversiteit Utrecht, Vakgroep Natuurwetenschap en Samenleving.

LNV, 1984. Structuurschema Natuur- en Landschapsbehoud. Regeringsbeslissing. Tweede Kamer 1984-1985, 16 820, 3-4.

LNV, 1990. Natuurbeleidsplan. Regeringsbeslissing. Tweede Kamer 1989-1990, 21 149, 2-3.

LNV, 1991. Meerjarenplan Gewasbescherming. Regeringsbeslis­sing. Tweedekamer 1990-1991, 2V 677, nrs. 3-4.

LNV/NMF, 1991. Uitwerking gebiedsdoelstellingen: de relatie tussen de NMF-lijn en de VROM-lijn; Interne notitie April 1991.

Maréchal, P.L.T.A., 1990. Invloed van vermesting en andere milieufactoren op vogelpopulaties; aanzet tot discussie. Stichting Mondiaal Alternatief, Project Ecologische en Economische Betekenis van Vogels, Eindhoven.

Meent, D. van der, T. Aldenberg, J.H. Canton, C.A.M, van Gestel & W. Slooff, 1990. Streven naar. Waarden: ach­tergronddocument t.b.v. de MILBOWA-nota ; RIVM-rapport 670101001.

Murk, A.J., A.A.A. van derfSchraaf, R. Cuperus & H,.A.M. de Kruijf, 1990. Strategieërvtvoor ecologische normstelling waterbeheer: het spel en de knikkers. SDU Uitgeverij 96p.

Niederlehner, B.R., J.R. Pratt, A^L. Buikema Jr., & J. Cairns Jr., 1986. Comparison of 'estimates of hazard derived at three levels of complexity. In J.Cairns Jr.: Community Testing, ASTM; Philadelphia.

RMNO, 1985. Milieumeetnetten: inventarisatie, analyse, perspectief. Raad voor het Milieu- en Natuuronderzoek, rapport 14.

RWS, RIVM & RIVO, 1988. Ecological rehabilitation of the river Rhine: a proposal for a Netherlands research programme; EHR publikatie 1. RIZA.

RWS, RIVM & RIVO, 1991. Aanzet tot kwantitatieve uitwerking van de ecologische doelstellingen voor de grote rivieren in Nederland. EHR publikatie 29. RIZA.

Schraaf, A.A.A. van der, H.A.M, de Kruijf & R. Cuperus, 1990. Strategieën voor ecologische normstelling: het spel en de knikkers. SDU Uitgeverij. 200 p.

Slooff, W. & D. de Zwart, 1991. De pT-waarde als milieu-beleidsindicator voor de verspreiding van toxische

; stoffen. RIVM rapport 719102001. Tweede Noordzee Conferentie, 1987. Ministerial Declaration

on the Second International Conference on the protection

374

of the North Sea. Londen, 24-25 november 1987. V en W, 1988. Tweede Structuurschema Verkeer en Vervoer.

Tweede Kamer 1988-1989, 20 922, nrs. 1-2. V en W, 1989. Derde Nota Waterhuishouding: Water voor nu en

later. Tweede Kamer 1988-1989; 21 250, nrs. 1-2. VOMIL, 1972. Urgentienota Milieuhygiëne. Ministerie van

Volksgezondheid en Milieuhygiëne. Tweede Kamer 1971-1972, 11 906, nrs. 1-2.

VRO, 1980. Planologische Kernbeslissing over de Nota Waddenzee. Tweede Kamer 1980-1981, 13 933, nrs. 1-2.

VROM, 1989a. Nationaal Milieubeleidsplan: Kiezen of Verliezen; Tweede Kamer 1988-1989, 21 137, nrs. 1-2.

VROM, 1989b. Omgaan met Risico's. Tweede Kamer 1988-1989, 21 137, 5.

VROM, 1990a. Nationaal Milieubeleidsplan Plus. Tweede Kamer 1989-1990, 21 137, 20.

VROM, 1990b. Begrippenkader voor het Milieubeleid, bijlage bij Nationaal Milieubeleidsplan Plus.

VROM, 1990c. Actieplan Gebiedsgericht Milieubeleid. Tweede Kamer, 19990-1991, 21 896, nrs. 1-2.

VROM, 1991a. Brief van de Minister van VROM aan Tweede Kamer inzake nadere onderbouwing van de bepalingsmethodiek voor het maximaal toelaatbaar risico voor de algemene milieu­kwaliteit (95% niveau). Tweede Kamer, 1990-1991, 21 137, 74.

VROM, 1991b. Regeringsstandpunt t.a.v. de World Commission on Environment and Development. Tweede Kamer 1990-1991, 20 298, 11.

VROM, 1991c. Milieuprogramma 1992-1995 (ontwerp). VROM/DGM, 1990a. Stoffen en Normen: overzicht en achter­

gronden van belangrijke stoffen en normen in het milieu­beleid; 373 p.

VROM/DGM, 1990b. Milieukwaliteitsdoelstelling bodem en water - MILBOWA-nota Jan. 1991; Tweede Kamer 1990-1991;, 21 990, 1.

VROM/DWB, 1991. De bijzondere milieukwaliteit van Noordzee en Waddenzee. Concept beleidsnotitie.

VROM/SR, 1990. PEIS-halfjaarbericht. VROM/SR, 1991a. Advies over de bouw en implementatie van

een uniform beoordelingssysteem (UBS), ontwerp april 1991 en verslag van een seminar "De toekomst van het UBS", mei 1991.

VROM/SR, 1991b. Omgaan met risico's van bestaande stoffen: Van sanering naar preventie; Interne notitie April 1991.

VROM/SR, 1991c. Ecotoxicologische risicobeoordeling van stoffen: illusie of realiteit; notitie April 1991.

VROM/SR, 1991d. Strategienotitie Thema Verspreiding (ontwerp juni 1991).

VROM, EZ, LNV & V en W, 1991. Watersysteemplan Noordzee: 1991-1995. Concept.

VROM & LNV, 1989. Milieucriteria t.a.v. stoffen ter bescherming van bodem en grondwater. Tweede Kamer, 1988-1989, 21 012, nrs.

VROM & LNV, 1991. Operationele milieucriteria voor landbouw-bestrijdingsmiddelen. nota April 1991.

WCED, 1987. Our Common Future. World Commission on Environ­ment and Development (Brundtland Commission). Oxford

375

Univ. Press. Wit, J.A.W. de, W. Admiraal, C. van der Guchte & W.G.

Cazemier, 1989. Summary of results and conclusions from the first phase (1988-1989) of the Netherlands research programme 'Ecological Rehabilitation Rhine'. RIZA, RIVM & RIVO, EHR-publikatie nr. 10-1989.

Zwart, D. de, & A. Folkerts, 1990. Monitoring the toxicity of organic compounds dissolved in Rhine water. Hydrobiol. Bull. 24, 5-12.

376