MIRA Achtergronddocument 2010 Bodem
advertisement
Milieurapport Vlaanderen MIRA Achtergronddocument Thema Bodem Milieurapport Vlaanderen MIRA Achtergronddocument 2010 Bodem MIRA Achtergronddocument Bodem Coördinerend auteur Stijn Overloop, MIRA, VMM Auteurs Mia Tits, Annemie Elsen, Jan Bries, Bodemkundige Dienst van België Gerard Govers, Gert Verstraeten, Anton Van Rompaey, Jean Poesen, Bastiaan Notebaert, Afdeling Geografie, K.U.Leuven Annelies De Meyer, Diederik Tirry, Hubert Gulinck, Jos Van Orshoven, SADL, K.U. Leuven Marijke Cardon, Eddy Van Dyck, Els Gommeren, Filip De Naeyer en Johan Ceenaeme, OVAM Karoline D’Haene, Greet Ruysschaert, ILVO Katrien Oorts, dienst bodembescherming, departement Leefmilieu, Natuur en Energie, Vlaamse Overheid Soetkin Maene, MIRA, VMM Laatst bijgewerkt: april 2011 Overname wordt aangemoedigd mits bronvermelding. Hoe citeren? Korte citering: MIRA Achtergronddocument 2010 Bodem Volledige citering: MIRA (2011) Milieurapport Vlaanderen, Achtergronddocument 2010, Bodem, Overloop S., Tits M., Elsen A., Bries J., Govers G., Verstraeten G., Van Rompaey A., Poesen J., Notebaert B., Ruysschaert G., De Meyer A., Tirry D., Gulinck H., Van Orshoven J., Cardon M., D’Haene K., Oorts K., Maene S., Vlaamse Milieumaatschappij, www.milieurapport.be/AG 2 MIRA Achtergronddocument Bodem Inhoudsopgave Lijst van figuren........................................................................................................................6 Lijst van tabellen ......................................................................................................................8 1. Inleiding .................................................................................................................................9 1.1 Bodemeigenschappen...........................................................................................10 1.2 Bodemkwaliteit en bodemfuncties.........................................................................10 1.3 Bodemverstoringen ...............................................................................................12 1.4 Beleid.....................................................................................................................14 2. Organische stof in de bodem............................................................................................16 Beschrijving van de verstoring .....................................................................................16 2.1 Mechanismen ........................................................................................................16 2.1.1 Wat is organische stof in de bodem? 16 2.1.2 Belang van organische stof in de bodem 16 2.1.3 Opbouw en afbraak van bodemorganische stof 18 2.1.4 Kwaliteit van de organische stof 19 2.1.5 Voorspelling en modellering van de bodemorganische stof-dynamiek 19 2.2 Maatschappelijke activiteiten en druk....................................................................20 2.3 Gevolgen ...............................................................................................................20 2.4 Verbanden met andere thema’s ............................................................................22 2.4.1 Koolstofcyclus 22 2.4.2 Stikstofcyclus 23 2.5 Beleid.....................................................................................................................25 2.6 Maatregelen...........................................................................................................26 Indicatoren.......................................................................................................................28 2.7 Organische stof in de bodem ................................................................................28 2.7.1 Methode van de indicator 28 2.7.2 Verloop 29 2.7.3 Evaluatie en beleidsrespons 32 3. Erosie...................................................................................................................................34 Beschrijving van de verstoring .....................................................................................34 3.1 Mechanismen van bodemerosie en sedimentaanvoer..........................................34 3.2 Begroten van bodemerosie en sedimentaanvoer .................................................37 3.3 Gevolgen van erosie..............................................................................................38 3.3.1 Verlies aan bodemkwaliteit 38 3.3.2 Verlies aan archeologisch en landschappelijk patrimonium 39 3.3.3 Sedimentaanvoer naar Vlaamse waterlopen 39 3.3.4 Belasting van oppervlaktewater met nutriënten en contaminanten 39 3.4 Beleid.....................................................................................................................39 3.4.1. Erosiebesluit 40 3.4.2. Beheersovereenkomsten voor landbouwers 40 3.4.3. Mid Term Review - Randvoorwaarden (Cross Compliance) 41 Indicatoren.......................................................................................................................42 3.5 Erosiviteit van de neerslag ....................................................................................42 3.6 Gewaserosiegevoeligheid of erosiegevoeligheid van het landgebruik .................43 3.7 Gewaskeuze en bodemverlies door rooien (D).....................................................48 3.8 Potentieel bodemverlies door water- en bewerkingserosie (S).............................50 3.9 Bodemverlies door rooien (S)................................................................................56 3.10 Sedimentexport naar waterlopen (I) ....................................................................59 3.11 Erosiebeleidsindicator (R) ...................................................................................62 4. Bodemverdichting ..............................................................................................................66 Beschrijving van de verstoring .....................................................................................66 4.1 Mechanisme van bodemverdichting......................................................................66 3 MIRA Achtergronddocument Bodem 4.2 Meting van de verstoring .......................................................................................68 Indicatoren.......................................................................................................................69 4.3 Gevoeligheid voor bodemverdichting in Vlaanderen.............................................69 5. Biodiversiteit in de bodem ................................................................................................73 Beschrijving van de verstoring .....................................................................................73 5.1 Beschrijving van de bodembiodiverstiteit ..............................................................73 5.2 Meting van de verstoring .......................................................................................75 5.3 Wat zijn de oorzaken van de verstoring? ..............................................................75 5.4 Hoe kan de verstoring hersteld worden? ..............................................................76 6. Bodemafdichting ................................................................................................................78 Beschrijving van de verstoring .....................................................................................78 6.1 Inleiding .................................................................................................................78 6.2 Terminologie ..........................................................................................................78 6.3 Mechanismen van bodemafdichting......................................................................81 6.4 Gevolgen van bodemafdichting .............................................................................82 6.5 Beleid in Vlaanderen .............................................................................................82 Indicatoren.......................................................................................................................83 6.6 Evolutie van bebouwde oppervlakte op basis van kadaster .................................83 6.7 Evolutie van de bruto bebouwing in Vlaanderen...................................................84 6.7.1 Methode 84 6.7.2 Evolutie van de bruto bebouwing per kaartblad 86 6.7.3 Evolutie van de bruto bebouwing per bodemtype 88 6.8 Bodemafdichting ....................................................................................................90 6.8.1 Inleiding 90 6.8.2 Ruwe bodemafdichting 90 6.8.3 Verfijnde bodemafdichting 91 6.8.4 Bodemafdichting per bodemtype 93 6.9 Internationale vergelijking......................................................................................96 7. Bodemverontreiniging .......................................................................................................98 Beschrijving van de verstoring .....................................................................................98 7.1. Maatschappelijke activiteiten................................................................................99 7.2. Milieudruk .............................................................................................................99 7.2.1 Bodemverontreiniging door puntbronnen 99 7.2.2 Diffuse bodemverontreiniging 100 7.3. Toestand van de bodemkwaliteit........................................................................101 7.3.1 Grondeninformatieregister 101 7.3.2 Verontreiniging door puntbronnen 101 7.3.3 Inventarisatie risicogronden 101 7.4. Verlies van bodemfuncties .................................................................................102 7.4.1 Gevolgen van bodemverontreiniging: risico-evaluatie 102 7.4.2 Bodemsaneringsnormen 103 7.4.3 Evaluatie van het risico voor mensen: uitvoeren van een locatiespecifieke humaantoxicologische risico-evaluatie 108 7.4.4 Risico voor plant, dier en ecosysteem 109 7.4.5 Risico op verspreiding 109 7.4.6 Economie: kostprijs van een bodemsanering 110 7.5. Beleid..................................................................................................................111 7.5.1 Algemeen 111 7.5.2 Wetgeving 112 7.5.3 Opvolging van verplichte en vrijwillige bodemsanering 113 7.5.4 Ambtshalve bodemsanering 114 7.5.5 Schadegevallen 115 7.5.6 Aanpak op maat voor complexe verontreinigingen 115 7.5.7 Geïntegreerde aanpak van brownfields 115 7.5.8 Geïntegreerde aanpak van woonzones 116 7.5.9 Grondverzet 117 7.5.10 Waterbodems 117 4 MIRA Achtergronddocument Bodem 7.5.11 Alternatieve financiering bodemsanering 118 7.5.12 Bedrijfsspecifieke Overeenkomsten 118 7.5.13 Technisch-wetenschappelijke beleidsondersteuning 119 7.5.14 Internationaal 121 7.5.15 Informatievoorziening 121 Indicatoren.....................................................................................................................122 7.6 Belangrijkste bodemverontreinigende stoffen .....................................................122 7.7 Aantal onderzochte risicogronden in verschillende fasen van bodemonderzoek en -sanering...............................................................................................................124 7.8 Aandeel onderzochte en te saneren risicogronden in industriegebied ...............127 7.9 Kostprijs van de bodemsanering .........................................................................131 7.10 Grondverzet .......................................................................................................132 Referenties ............................................................................................................................133 Begrippen..............................................................................................................................139 Afkortingen ...........................................................................................................................140 5 MIRA Achtergronddocument Bodem Lijst van figuren Figuur 1: Bodemkwaliteit en de verschillende schakels in de DPSIR keten........................................... 9 Figuur 2: Cyclus van bodemorganische stof ......................................................................................... 19 Figuur 3: De koolstofcyclus ................................................................................................................... 23 Figuur 4: De stikstofcyclus .................................................................................................................... 25 Figuur 5: Evolutie van de procentuele verdeling van de Vlaamse akkerbouwpercelen volgens de beoordeling van het percentage koolstof (Vlaanderen, 1982-2010)..................................................... 30 Figuur 6: Evolutie van de procentuele verdeling van de Vlaamse weilanden volgens de beoordeling van het percentage koolstof (Vlaanderen, 1982-2010)......................................................................... 31 Figuur 7: Evolutie van het percentage percelen met een koolstofgehalte lager dan de streefzone in de Vlaamse gemeenten tussen 1982 en 2010 voor akkerbouw- en weilandpercelen .............................. 32 Figuur 8: Illustratie van de meest voorkomende bodemerosieprocessen door water .......................... 35 Figuur 9: Illustratie van het principe van bewerkingserosie: zowel bij het bewerken in hellingop- en hellingafwaartse richting als bij het bewerken volgens de hoogtelijnen is de verplaatsing in hellingafwaartse zin groter dan in hellingopwaartse zin........................................................................ 36 Figuur 10: Evolutie van de neerslagerosiviteit en afwijking van het lange-termijngemiddelde (Ukkel, 1898-2004) ............................................................................................................................................ 43 Figuur 11: Evolutie van de totale oppervlakte cultuurgrond en het areaal van de voornaamste teelten of teeltgroepen (Vlaanderen, 1990-2006) ............................................................................................. 44 Figuur 12: Evolutie van de gewaserosiegevoeligheid in Vlaanderen, 1990-2009 ................................ 45 Figuur 13: Ruimtelijke spreiding van de gemiddelde gewaserosiegevoeligheid van het akkerland (Vlaanderen, 2000)................................................................................................................................ 46 Figuur 14: Ruimtelijke spreiding van de gemiddelde gewaserosiegevoeligheid, op basis van landbouw en bos (Vlaanderen, 2002).................................................................................................................... 47 Figuur 15: Evolutie van het BRG-areaal, akkerlandareaal en aandeel BRG-gewassen in het totale akkerlandareaal (Vlaanderen, 1990-2006)............................................................................................ 48 Figuur 16: Evolutie van het aandeel van verschillende gewassen in het totale BRG-areaal (Vlaanderen, 1990-2006) ...................................................................................................................... 49 Figuur 17: Aandeel BRG-gewassen in het totale akkerlandareaal per gemeente (Vlaanderen, 2006) 50 Figuur 18: Ruimtelijke spreiding van de potentiële gevoeligheid voor watererosie geaggregeerd per perceeel (Vlaanderen, 2011)................................................................................................................. 52 Figuur 19: Ruimtelijke spreiding van de potentiële gevoeligheid voor bewerkingserosie geaggregeerd per perceeel (Vlaanderen, 2011) .......................................................................................................... 54 Figuur 20: Ruimtelijke spreiding van de gemiddelde potentiële erosiegevoeligheid (water- en bewerkingserosie) geaggregeerd per perceeel (Vlaanderen, 2011) .................................................... 55 Figuur 21: Temporele evolutie van BRG per hectare akkerland en voor heel het grondgebied (Vlaanderen, 1990-2006) ...................................................................................................................... 58 Figuur 22: Erosiegevoeligheid van het landbouwgebied geaggregeerd per gemeente ....................... 63 Figuur 23: Indicator erosiebeleid ........................................................................................................... 65 Figuur 24: Beperking van de wortellengte en toename aan erosie door diepe verdichting van de bodem (naar Jones et al., 2004) .......................................................................................................... 67 Figuur 25: Visuele voorstelling van structuurelementen voor een klei-, leem- en zandtextuur: bovenaan: “goede” structuur: afgerond blokkige elementen - onderaan: “slechte” structuur: scherpblokkige elementen..................................................................................................................... 69 Figuur 26: Gevoeligheidskaart voor bodemverdichting in Vlaanderen uitgedrukt als de berekende waarde van de structurele sterkte bij pF 2,5 (drogere grond) van het meest waarschijnlijke horizont per kaarteenheid waardoorheen het 41 cm-dieptevlak loopt. ............................................................... 70 Figuur 27: Risicokaart voor bodemverdichting in Vlaanderen, uitgedrukt als de maximale wiellast (in kg) bij de door de bandenfabrikant aangeraden optimale bandenspanning (in bar) voor een typische tractorband (480/80R42), die de structurele sterkte uit de gevoeligheidskaart, berekend bij pF 2,5 (drogere grond) op een diepte van 41 cm, niet overschrijdt. ................................................................ 71 Figuur 28: Visualisatie van het bodemvoedselweb ............................................................................... 74 Figuur 29: Conceptuele overgang van ‘verstedelijking’ tot ‘afdichting’ (naar Meeus et al., 2004)........ 80 Figuur 30: De 3 componenten van ‘schaal’........................................................................................... 81 Figuur 31: Evolutie van de bebouwde oppervlakte (km²) in Vlaanderen op basis van de gegevens van de administratie van het Kadaster en FOD Economie (Vlaanderen, 2002-2009) ................................ 84 Figuur 32: De 21 geselecteerde achtste kaartbladen ........................................................................... 85 Figuur 33: Analyseschema. A: Voorbeeld van het hectarehok met ijle bebouwing uit een orthofoto (NGI, 1995), B: kilometerhok waarvoor de indicator wordt berekend, C: achtste-kaartblad met 80 kilometerhokken .................................................................................................................................... 86 6 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 34: Verloop van de bruto bebouwing (1990 – 2009) in geselecteerde achtste kaartbladen ..... 87 Figuur 35: Toename bruto bebouwing (%) per kaartblad gedurende de verschillende tijdsintervallen 88 Figuur 36: Bruto toename bebouwing (in hectare) in de verschillende bodemtypes (2003 – 2009)*... 89 Figuur 37: Verhouding van de bruto toename bebouwing in een bepaald bodemtype tot de totale oppervlakte van dat bodemtype (2003-2009) ....................................................................................... 89 Figuur 38: Ruwe bodemafdichtingskaart (oppervlaktepercentage per km²) van Vlaanderen en het Brussels Hoofdstedelijk Gewest............................................................................................................ 91 Figuur 39: Verfijnde bodemafdichtingskaart van Vlaanderen en het Brussels Hoofdstedelijk Gewest per km² .................................................................................................................................................. 92 Figuur 40: Verfijnde bodemafdichtingskaart van Vlaanderen per gemeente........................................ 93 Figuur 41: Percentage bodemafdichting per bodemtype in Vlaanderen en het Brussels Hoofdstedelijk Gewest met de oppervlakte van het bodemtype (label) in km²* ........................................................... 95 Figuur 42: Percentage bodemafdichting per vochttype met de oppervlakte van de bodems in Vlaanderen en het Brussels Hoofdstedelijk gewest (label) in km² van de niet-kunstmatige bodemtypes ............................................................................................................................................................... 96 Figuur 43: Bodemafdichting in Europese landen, als percentage van de totale oppervlakte (2006) ... 97 Figuur 44: Weergave van de belangrijkste verspreidingswegen bij bodemverontreiniging................ 105 Figuur 45: Schematisch overzicht van de mogelijke transport- en blootstellingswegen bij bodemverontreiniging - Berekeningsmodules van Vlier Humaan....................................................... 107 Figuur 46: Percentage van het totaal aantal gronden die moeten gesaneerd worden met opsplitsing naar de belangrijkste soorten verontreinigende stoffen in grondwater (Vlaanderen, 2010)............... 123 Figuur 47: Percentage van het totaal aantal gronden die moeten gesaneerd worden met opsplitsing naar de belangrijkste soorten verontreinigende stoffen in het vaste deel van de aarde (Vlaanderen, 2010).................................................................................................................................................... 124 Figuur 48: Gekend aantal onderzochte gronden (OBO), gronden waarop verdere maatregelen nodig zijn (BBO nodig) en te saneren gronden (BSP nodig) (Vlaanderen, 1997-2009)............................... 125 Figuur 49: Cumulatief overzicht bodemsaneringsprojecten (BSP), bodemsaneringswerken (BSW) en eindverklaringen (BSW afgerond)(Vlaanderen, 1997-2009)............................................................... 126 Figuur 50: Onderzochte gronden in Vlaanderen ................................................................................. 128 Figuur 51: Industriegrond op gewestplan............................................................................................ 129 Figuur 52: Verhouding oppervlakte onderzochte gronden in industriegebied versus totale oppervlakte onderzochte gronden in de gemeente, in % (Vlaanderen, 2010) ....................................................... 130 Figuur 53: Verhouding oppervlakte te saneren gronden in industriegebied versus totale oppervlakte te saneren gronden in de gemeente, in % (Vlaanderen, 2010) .............................................................. 131 Figuur 54: Geraamde cumulatieve kostprijs van bodemsaneringen (Vlaanderen, 1997-2009) ......... 132 7 MIRA Achtergronddocument Bodem Lijst van tabellen Tabel 1: Limietwaarden organische koolstof voor een goede conditie in de randvoorwaarden........... 25 Tabel 2: Technieken voor het verhogen van het organische stofgehalte in de bovenste bodemlagen 26 Tabel 3: Beoordeling van het organische koolstofgehalte (in %C) voor akkerbouw (staalname: 0-23 cm) en weiland (staalname: 0-6 cm) in functie van de grondsoort zoals gehanteerd door de Bodemkundige Dienst van België. ........................................................................................................ 28 Tabel 4: Overzicht van de onderzochte periodes voor koolstofpercentage (1982-2010) in Vlaamse landbouwgronden .................................................................................................................................. 29 Tabel 5: Begroting van het jaarlijks bodemverlies door watererosie in in Vlaanderen voor de periode 1999-2005, enerzijds met een constante, gemiddelde regenvalerosiviteit, anderzijds met de gemeten regenvalerosiviteit te Ukkel. Als referentiewaarde geldt 1999 met een regenvalerosiviteit van 880 MJ.mm/ha.jaar....................................................................................................................................... 53 Tabel 6: Klasse-indeling potentiële erosiegevoeiligheid ....................................................................... 55 Tabel 7: Overzicht van gemiddelde, minimum (min) en maximum (max) gemeten BRG-waarden (ton.ha-1.oogst-1) voor verschillende gewassen in België...................................................................... 56 Tabel 8: Referentiescenario sedimentaanvoor naar rivieren door watererosie in Vlaamse rivierbekkens (2005). ................................................................................................................................................... 59 Tabel 9: Reductiescenario’s voor bodemerosie en sedimentaanvoer naar waterlopen voor Vlaanderen ............................................................................................................................................................... 61 Tabel 10: Puntenverdeling erosiebeleidsindicator volgens erosiegevoeligheid gemeente .................. 62 Tabel 11: Verlies teeltareaal bij aanleg grasgang en grasbufferstrook................................................. 64 Tabel 12: Wegingspercentages van componentent van de erosiebeleidsindicator............................. 64 Tabel 13: Terminologie rond het thema ‘Bodemafdichting’................................................................... 79 Tabel 14: Indicatoren bodemafdichting: samenvatting en vergelijking resultaten ................................ 83 Tabel 15: De 21 geselecteerde achtste kaartbladen ............................................................................ 85 Tabel 16: Opname- en publicatiegegevens van de gebruikte orthofoto’s (2009) ................................. 86 Tabel 17: Overzicht gehanteerde datasets in de onderzoeksperiode 2005 - 2010 .............................. 90 Tabel 18: Bodemtype en vochttrap per bodemzone ............................................................................. 94 Tabel 19: Overzicht van de blootstellingswegen bij bodemverontreiniging ........................................ 105 Tabel 20: Overzicht saneringstechnieken bodemsaneringsprojecten, toestand 01.01.2010 ............. 114 Tabel 21: Aantal gronden in verschillende fasen van bodemonderzoek en –sanering ten opzichte van geschatte benodigde aantallen (Vlaanderen, 2010) ........................................................................... 126 8 MIRA Achtergronddocument Bodem 1. Inleiding Dit achtergronddocument behandelt de milieuverstoringen in het compartiment bodem. De bodem in dit document is afgebakend als de bovenste laag van de aardkorst en namelijk die laag van de aardkorst die door planten beworteld is, of waarin zich bodemvormende processen afspelen. Daarnaast staan de milieucompartimenten lucht en water, die in andere MIRA achtergrondocumenten behandeld worden. Het thema waterbodem maakt deel uit van het MIRA achtergronddocument kwaliteit oppervlaktewater. Grondwater komt aan bod in de MIRA achtergronddocumenten Waterhuishouding, Vermesting, Verspreiding van bestrijdingsmiddelen en andere stofgerichte achtergronddocumenten. De bescherming van de bodem is een thema dat de Vlaamse Overheid ter harte neemt in haar milieuen landbouwbeleid. Op Europees niveau wordt een thematische strategie voor bodembescherming ontwikkeld, waaruit op termijn een kaderrichtlijn bodem kan voortkomen. Deze inleiding geeft een overzicht van het volledige thema bodemkwaliteit. Volgende bodembedreigingen of milieuverstoringen komen aan bod in de hoofdstukken na deze inleiding: Organische stof in de landbouwbodem Erosie Bodemverdichting Bodembiodiversiteit Bodemafdichting Bodemverontreiniging Deze bodembedreigingen worden geanalyseerd volgens de milieuverstoringsketen. Figuur 1 geeft dit analysekader weer. Figuur 1: Bodemkwaliteit en de verschillende schakels in de DPSIR keten R - Beleid en Maatregelen: D - Maatschappelijke Activiteiten: - Ruimtelijke Planning - Sectorale activiteiten - Wetgeving en Ruimtelijke beleidsinstrumenten - Landbestemming en fragmentatie - Landbouw-leefmilieu Maatregelen I - Gevolgen: P - Milieudrukken: - On-site: Verlies van bodemfuncties - Veranderingen in Landgebruik, - Off-site: Eutrofiëring, modderoverlast, Landbedekking, Hydrologie waterkwaliteit, overstroming, … - Landbeheer en praktijken S - Toestand: Bodembedreigingen: Organisch Stofgehalte, Erosie, Verdichting, Biodiversiteit, Afdichting, Verontreiniging, Verdroging, Grondverschuiving 9 MIRA Achtergronddocument Bodem 1.1 Bodemeigenschappen De "bodem" is het bovenste deel van de aardkorst, en namelijk die laag van de aardkorst die door planten beworteld is, of waarin zich bodemvormende processen afspelen. In Vlaanderen schommelt de dikte van de bodem van enkele centimeters tot enkele meters. De bodem bestaat deels uit vaste bestanddelen (mineraal en organisch) en deels uit poriën die gevuld zijn met lucht of met water. De bodem is een essentiële component van het terrestrische milieu en vormt zo het raakvlak tussen aarde (geosfeer), lucht (atmosfeer), water (hydrosfeer) en levende organismen (biosfeer). De verhouding waarin de verschillende componenten - hoofdzakelijk zand, leem- en kleideeltjes, organische stof, water en lucht - voorkomen, en de manier waarop die verschillende componenten samen een stabiele structuur vormen, zijn bepalend voor de eigenschappen van de bodem. Elke bodem bestaat uit een verschillend aantal opeenvolgende lagen (horizonten), elk met soms zeer verschillende fysische, chemische en biologische eigenschappen. De bodemstructuur en -eigenschappen zijn het resultaat van een eeuwenoud proces. Bodemvorming is een zeer traag proces dat bestaat uit de verandering van moedermateriaal onder invloed van uitwendige factoren. De belangrijkste bodemvormende factoren zijn moedermateriaal, reliëf, klimaat, tijd en biologische factoren (vegetatie, bodemfauna en de mens). Aangezien bodemvorming en herstelprocessen bijzonder langzaam verlopen, wordt de bodem beschouwd als een niet hernieuwbare natuurlijke hulpbron. Bodemsanering na bodemverontreiniging brengt hoge kosten mee. Na sanering laat de bodem slechts beperkte functies toe. Kennis van de processen en eigenschappen is op zich niet voldoende om te verklaren waarom op een bepaalde plaats een bepaalde bodem voorkomt. Een nog steeds belangrijke methode van onderzoek in de bodemkunde is daarom de inventarisatie en het in kaart brengen van de bodems. Vergelijking van bodems, onder verschillende omstandigheden gevormd, maakt het mogelijk de rol van elk van de bodemvormende factoren na te gaan. Door middel van karteringen kan men vaststellen waar welke bodems voorkomen, en vervolgens beoordelen wat de bodemkwaliteit is. In het verleden viel hierbij sterk de nadruk op de geschiktheid voor landbouw, maar de bodemkaarten worden in toenemende mate voor ecologisch en milieukundig onderzoek gebruikt. De laatste jaren is een groeiende belangstelling ontstaan voor bodemeigenschappen en processen, die niet van direct belang voor de landbouw zijn. Het gaat onder meer om gegevens over specifieke fysische, chemische en/of biologische bodemeigenschappen, archeologische waarden, grondwaterkwaliteit en hydrologische omstandigheden. Deze informatie speelt onder andere een rol in ruimtelijke planprocessen en bij bouwactiviteiten, natuurontwikkeling, biologische landbouw en drinkwatervoorziening. Er is vooral behoefte aan geïntegreerde bodemgegevens. Maar juist die gegevensintegratie vormt vaak een belangrijk knelpunt, want de opslag en het beheer van de data verlopen versnipperd. Bovendien vallen de gegevens vaak niet direct te koppelen aan een bepaalde toepassing. 1.2 Bodemkwaliteit en bodemfuncties Bodemkwaliteit wordt als het geïntegreerde geheel van chemische, fysische en biologische bodemeigenschappen en -processen en zijn omgeving beschouwd. Deze vage en ruime omschrijving kan echter op verschillende manieren geïnterpreteerd worden. De visie op bodemkwaliteit hangt o.a. af van de ruimtelijke schaal waarover ze geëvalueerd wordt en de relatie tot het land van degenen die ze beoordelen. Landbouwgronden dienen niet alleen als basis en voedingsbodem voor gewassen en dierlijke productie maar vervullen ook andere functies. Om de bodemkwaliteit te behouden, herstellen of verbeteren en de bodem duurzaam te beheren, is het noodzakelijk om te weten welke functies de bodem moet vervullen (Karlen et al., 1997; EC, 2002; Cuijpers et al., 2008 en Reubens et al., 2010). De bodem vervult een aantal economische, maatschappelijke en ecologische functies die cruciaal zijn voor het leven in het algemeen. Dit kan ook opgevat worden als ecosysteemdiensten. Het idee hierbij is dat de bodem of het ecosysteem diensten levert die je kunt benutten: ▪ Fysisch medium. 10 MIRA Achtergronddocument Bodem De bodem vormt, letterlijk, het draagvlak voor menselijke activiteiten We gebruiken de draagfunctie van de bodem als we er gebouwen en wegen op bouwen; kabels en leidingen in leggen en de ondergrondse ruimte gebruiken voor parkeergarages en tunnels. ▪ Productie van voedsel en andere vormen van biomassa. De meeste vegetatietypes hebben een bodem nodig voor de voorziening in water, lucht en nutriënten, en als substraat voor het vasthechten van de plantenwortels. De productie van voedsel- en andere landbouwgewassen is net als de bosbouw afhankelijk van de bodem. ▪ Opslag, filtratie en chemische omzettingsprocessen. In de bodem worden mineralen, organische stof, water en allerlei chemische verbindingen opgeslagen en getransformeerd. De bodem kan - binnen de grenzen van zijn natuurlijke draagkracht - fungeren als opslagplaats voor schadelijke stoffen en door omzettingsprocessen voorkomen dat ze rechtstreeks in lucht of water terecht komen. De bodem brengt CO2, methaan en andere gassen in de atmosfeer. ▪ Waterhuishouding. De bodem is een natuurlijke filter voor het grondwater en functioneert als medium om water te bergen en als bron voor watervoorziening. ▪ Habitat voor biodiversiteit en bewaarplaats genetisch materiaal. De bodem vormt de habitat voor talrijke, uiterst diverse organismen, die elk een uniek genetisch materiaal bezitten. De biodiversiteit in de bodem hangt vermoedelijk samen met de weerbaarheid van de bodem tegen ziekten en plagen. ▪ Cultureel erfgoed voor de mens en informatiedrager. De bodem is een belangrijk landschapselement, dat deel uitmaakt van het cultureel erfgoed. Geologen, biologen en archeologen gebruiken de informatiefunctie van de bodem om te leren over ontwikkelingen die duizenden tot miljoenen jaren geleden hebben plaatsgevonden. Zonder het bodemarchief hadden we het bestaan van dinosauriërs bijvoorbeeld nooit ontdekt. Uit de opbouw van de bodem leren we veel over het klimaat van warmere periodes uit het verleden, dit helpt bij het voorspellen van de effecten van klimaatverandering. ▪ Bron van grondstoffen. De bodem levert diverse grondstoffen zoals klei, zand, mineralen en organisch materiaal zoals turf. De bodemfuncties zijn onderling sterk met elkaar verbonden, en de mate waarin de bodem in elk van deze functies voorziet is afhankelijk van maatschappelijke activiteiten. Activiteiten die meerdere functies respecteren zijn doorgaans meer gericht op duurzaamheid dan activiteiten die slechts op één functie gericht zijn zodat de andere functies niet meer op dezelfde manier kunnen vervuld worden en de functies in concurentie treden, bv. bij overexploitatie van grondstoffen. Er kan een onderscheid tussen “inherente” en “dynamische” bodemkwaliteit gemaakt worden. De inherente bodemkwaliteit omvat de intrinsieke eigenschappen van een bodem zoals bepaald door de bodemvormende factoren. Zo zal een lemige bodem steeds een groter waterhoudend vermogen hebben dan een zandige bodem. Dynamische bodemkwaliteit wordt echter bepaald door die bodemeigenschappen en -processen die door menselijke activiteit beïnvloedbaar zijn bv. gehalte aan organisch stof (OS), bodemverdichting, ... Dergelijke beheersafhankelijke bodemeigenschappen en processen komen het sterkst tot uiting in de toplaag van de bodem (Karlen et al., 1997 en Reubens et al., 2010). Als gevolg van de moderne productiemethoden is de chemische, fysische en biologische dynamische bodemkwaliteit gedaald. Het organische stof-gehalte van onze landbouwpercelen ging sinds begin jaren 90 gemiddeld achteruit. Ook de degradatie van de fysische bodemstructuur is een belangrijk probleem waarmee de landbouwer geconfronteerd wordt. Deze degradatie resulteert in erosie en 11 MIRA Achtergronddocument Bodem bodemverdichting. De gewijzigde chemische en fysische bodemomstandigheden hebben de samenstelling van het bodemvoedselweb veranderd. 1.3 Bodemverstoringen Bodemdegradatie als gevolg van één of meerdere bodemverstoringen kan ertoe leiden dat de bodem zijn voornaamste functies niet meer naar behoren kan vervullen. De omvang van de bodemverstoring geeft de toestand weer in de milieuverstoringketen. Het verlies van bodemfuncties kan grote gevolgen hebben voor mens, natuur en economie. Per bodemverstoring wordt de omvang en de gevolgen samengevat. Organische stof Organische stof zorgt voor het bindings- en buffervermogen van de bodem en levert energie voor het bodemleven. Organische stof is zo de sleutel tot bodemvruchtbaarheid en helpt diffuse verontreiniging van water te beperken, en de waterhuishouding te bufferen. Organische stof versterkt de bodemstructuur en beschermt bodem tegen verslemping en erosie. Organische stof bestaat voor ongeveer 58 % uit koolstof en maakt tot 20 % uit van de bodembiomassa. Daarom speelt de bodem een hoofdrol in de mondiale koolstofcyclus. Organische stof wordt in de bodem op peil gehouden door een evenwicht tussen aanvoer en interne afbraak. Door een geringere aanvoer en een hogere afbraak, daalt het organische stofgehalte van de landbouwbodem sinds 1990. Op termijn kan dit voor problemen zorgen naar bodemvruchtbaarheid voor de landbouw, maar ook naar het behoud van een goede fysische structuur van de bodem. Erosie Bodemerosie leidt tot het verloren gaan van de bodem zelf en bijgevolg ook van de bodemfuncties. Bodemerosie kan ontstaan door watererosie, bewerkingserosie, winderosie en oogst. De inwerking van de neerslag op onvoldoende beschermde bodem op hellend terrein kan de vruchtbare toplaag volledig doen verdwijnen en kloven van meer dan 1 meter diep doen ontstaan. Daarnaast draagt het bewerken van bodems ook bij tot het verschuiven van bodemdeeltjes op een hellend perceel landbouwgrond. Winderosie op akkers komt in heel Vlaanderen voor, maar schade blijft in het algemeen beperkt (Van Kerckhoven et al., 2009). Door de oogst van wortelgewassen wordt jaarlijks tot 70 ton bodem/ha afgevoerd, met een gemiddelde van 1,6 ton/ha akkerland. Grondverschuivingen Een grondverschuiving (of massabeweging) is een hellingafwaartse beweging van grondmateriaal onder invloed van de zwaartekracht. De belangrijkste omgevingsfactoren die een rol spelen bij het ontstaan van grondverschuivingen in Vlaanderen zijn de topografie en de geologie: de combinatie van zeer steile hellingen met het voorkomen van kleilagen onder zandige pakketten, zoals in de Vlaamse Ardennen. De directe oorzaak van grondverschuivingen is vaak een combinatie van hoge neerslaghoeveelheden en menselijke ingrepen, zoals het aanleggen van een vijver, afgravingen, ophogingen, afdichten van bronnen… De afdeling Land en Bodembescherming, Ondergrond, Natuurlijke Rijkdommen liet sinds 2003 drie onderzoeksprojecten uitvoeren, waarbij bestaande grondverschuivingen geïnventariseerd en in kaart gebracht werden en een risicokaart voor grondverschuivingen ontwikkeld werd voor het zuidelijk deel van Oost- en West-Vlaanderen. Op basis van de uitgevoerde studies worden alle betrokkenen (andere overheden, burgers en bedrijven) zo veel mogelijk geïnformeerd over het risico op grondverschuivingen: Alle betrokken gemeentebesturen en regionale landschappen werden uitgenodigd als lid van de stuurgroep van de onderzoeksprojecten. De eindrapporten van de studies zijn beschikbaar via website van LNE. Het kaartmateriaal (inventarisatie grondverschuivingen en gevoeligheidskaart) kan door iedereen geraadpleegd kunnen worden via de Databank Ondergrond Vlaanderen. 12 MIRA Achtergronddocument Bodem Er is werd meldpunt voor grondverschuivingen opgericht op internet dat voor alle burgers toegankelijk is. Lokale overheden of particulieren kunnen met hun concrete vragen altijd terecht bij de dienst Land en Bodembescherming voor een informeel advies. Het MER richlijnboek voor de discipline bodem werd uitgebreid met de effectgroep ‘grondverschuivingen’. Bodemverdichting Bij verdichting wordt de landbouwbodem samengedrukt en vervormd, waardoor de totale en luchtgevulde hoeveelheid poriën dalen. Allereerst worden de macroporiën dichtgedrukt en in tweede instantie de kleinere microporiën. Verdichting kan zich vormen door natuurlijke omstandigheden maar ontstaat echter vaak onder menselijke invloed. De voornaamste oorzaken van bodemverdichting zijn het frequent betreden van percelen met zware landbouwvoertuigen, intensieve bodembewerkingen, een tekort aan organische stof in de bodem en eenzijdige teeltrotaties. De gevoeligheid van een bodem voor verdichting hangt af van de textuur, schijnbare dichtheid en weersomstandigheden: hoe natter de bodem, hoe fijner de textuur en hoe lager de dichtheid, hoe meer vatbaar een bodem is voor verdichting. Versmering kan een belangrijke aanleiding vormen voor latere verdichting. De gevolgen van verdichting zijn: De hydrologische eigenschappen worden gewijzigd. Dit resulteert o.m. in een slechte nutriëntenopname en verminderde wateropslagcapaciteit en infiltratie. Door de opbouw van water boven de verdichte laag wordt ook de drainage beperkt en ontstaan te natte bodems in het voorjaar, een hoger risico op erosie en daarmee geassocieerde P-verliezen, en een toenemende laterale watertransfer en dus verontreiniging van oppervlaktewater. Ook de beschikbaarheid van water uit diepere lagen wordt verhinderd, en zo treedt in de zomer verdroging op. Dit kan resulteren in een gebrekkige vochtvoorziening voor de plant. Het volume bodem dat als buffer tegen verontreiniging kan fungeren, daalt. De wortelgroei (o.a. door een afname van poriënbeschikbaarheid) wordt beperkt en het bodemleven wordt verstoord. Verdroging Verdroging vormt in Vlaanderen een van de voornaamste bedreigingen voor de achteruitgang van natuurwaarden, maar heeft ook gevolgen voor menselijke activiteiten als landbouw en watervoorziening. Deze zogenaamde achtergrondverdroging slaat eerder op de algemene verlaging van het grondwaterpeil in een watersysteem en heeft een multi-dimensioneel karakter. Effecten kunnen bovendien lokaal worden waargenomen, maar op regionale schaal veroorzaakt zijn. De verdroging van diepe grondwaterlagen valt buiten de bodemlaag en wordt behandeld in het achtergronddocument waterhuishouding. Verzilting Verzilting treedt beperkt op in Vlaanderen in het hinterland van de kustzone, daar waar zout grondwater het zoete grondwater verdringt. Dit hangt samen met wijzigingen in waterbeheer van oppervlaktewateren waaruit zout water kan infiltreren in de bodem. Dit bedreigt in sommige gevallen de landbouwexploitatie en natuurwaarden. Bodemafdichting De verstedelijking en daarmee de bodemafdichting neemt toe in Vlaanderen. De afdichting van de bodem resulteert in een toename van de verharde oppervlakte waardoor de infiltratiecapaciteit vermindert en het water versneld wordt afgeleid. Dit is één van de oorzaken van de verhoogde overstromingsrisico’s in Vlaanderen. Het water vindt zijn natuurlijke bedding niet, laat staan zijn eigen ritme om langzaam in de grond te trekken. Hierdoor daalt ook het grondwaterpeil en treedt er verdroging op. 13 MIRA Achtergronddocument Bodem Bodemverontreiniging Bodemverontreiniging wordt veroorzaakt door economische of particuliere risicoactiviteiten, waarbij door menselijke activiteiten milieugevaarlijke stoffen in de bodem terechtkomen zodat de kwaliteit ervan op nadelig kan worden beïnvloed. De oorzaken zijn uiteenlopend: de belastende industriële activiteiten zelf, maar ook ongevallen of productiefouten, lekkende tanks en pijpleidingen, onzorgvuldige opslag van grondstoffen, eindproducten of afvalstoffen. Ook het morsen bij vervoer of bij op- of overslag van producten kan aanleiding geven tot bodemverontreiniging. Ook huishoudens kunnen de bodem verontreinigen. Het meest gekende voorbeeld zijn de stookolietanks. Bodemverontreiniging heeft vaak slechts lokaal een effect op de grond waar de verontreiniging tot stand kwam. Een immobiele verontreiniging in de onverzadigde zone heeft zelden een grote impact op de omgeving. Ingeval een verontreiniging zich heeft verspreid naar het grondwater is de kans zeer reëel dat ze zich verspreidt naar belendende gronden. Meestal blijft deze verspreiding beperkt tot de nabije omgeving. 1.4 Beleid In het kader van duurzame ontwikkeling is het bodembeleid zowel op Europees als nationaal niveau voortdurend in ontwikkeling. Daarnaast zijn er al heel wat kaderrichtlijnen van kracht die - zij het onrechtstreeks - van toepassing zijn voor bodembescherming. In uitvoering van het 6e Milieu Actie Programma werkte de Europese Commissie een ontwerpkaderrichtlijn Bodembescherming uit. Die werd op 22 september 2006 publiek gemaakt. Tot op heden bestaat er voor bodem, in tegenstelling tot lucht en water, geen Europees juridisch kader. Andere Europese wetgeving heeft een invloed op bodembescherming, maar volstaat niet en mist coherentie. De ontwerpkaderrichtlijn bodem, waarover tot op heden nog geen consensus bereikt is, wil alle bodems beschermen tot op een niveau waar ze hun huidige en toekomstige functies kunnen blijven vervullen en zo een duurzaam gebruik van de bodem verzekeren. Verdere bodemaantasting moet vermeden worden en verontreinigde bodems moeten gesaneerd worden tot een niveau van functionaliteit dat minimaal overeenkomt met het huidige of geplande gebruik, rekening houdend met de kosten. De Richtlijn wil gebieden die risico lopen door erosie, afname van organisch stofgehalte, bodemverdichting, grondverschuivingen of verzilting identificeren. Daarnaast moet de Richtlijn stimuleren dat er maatregelen worden genomen om te voorkomen dat gevaarlijke stoffen in de bodem komen die een risico vormen voor mens en milieu. Ook is het de bedoeling een overzicht te maken van gebieden die al verontreinigd zijn en vervuilde bodems te saneren. De Richtlijn omvat een aanzienlijk aantal verplichtingen. De verplichtingen zijn bijvoorbeeld het opstellen van een landelijk bodemsaneringsplan, een uitvoeringsplan en een periodieke rapportage aan de Europese Commissie en het inventariseren van risicogebieden ten aanzien van erosie, organische stof, bodemverdichting, verzilting en gronverschuivingen. Daarnaast bevatten tal van Europese richtlijnen bepalingen inzake bodembescherming. Op basis van het Gemeenschappelijk Landbouwbeleid van de EU vormt kruisconformiteit of cross compliance één van de in te zetten instrumenten om duurzaam bodemgebruik in de landbouw te bevorderen en ongewenst bodemgebruik in de landbouw te ontmoedigen. Het beginsel dat landbouwers bepaalde eisen betreffende milieubescherming moeten naleven om in aanmerking te komen voor marktsteun is opgenomen in de Agenda 2000-hervorming. Vanaf 2005 is de toepassing van deze randvoorwaarden of kruisconformiteit verplicht voor alle landbouwers die directe steun ontvangen (Verordening nr. 1782/2003). Kruisconformiteit is verplicht voor alle betalingen (subsidies) in het kader van het Gemeenschappelijk Landbouwbeleid. Het Gemeenschappelijk Landbouwbeleid versterkt op deze manier de eis om de grond in landbouw- en milieukundig opzicht in goede staat te houden, vooral wat de bescherming van de bodem tegen erosie en de instandhouding van het gehalte aan organische stof en de bodemstructuur betreft. In principe vallen alle aspecten van bodembescherming onder de definitie van goede landbouw- en milieuomstandigheden. In 1991 is de Europese nitraatrichtlijn ingevoerd met twee bedoelingen: de waterverontreiniging door nitraten uit agrarische bronnen terugdringen en verdere verontreiniging voorkomen. Dit houdt in: het 14 MIRA Achtergronddocument Bodem bijhouden van de waterkwaliteit in samenhang met de landbouw; het aanwijzen van nitraatgevoelige ("kwetsbare") zones; het vaststellen van (vrijwillige) gedragscodes voor goede landbouwpraktijken en (verplichte) maatregelen in het kader van actieprogramma's voor nitraatgevoelige gebieden. Gedragscodes voor goede landbouwpraktijken hebben betrekking op zaken als toepassingsperioden, het gebruik van mest in de nabijheid van waterlopen en op hellingen, methoden voor de opslag van dierlijke mest, uitrijmethoden en vruchtwisseling en andere vormen van grondbeheer. In de richtlijn is ook de maximumhoeveelheid stikstof uit dierlijke mest vastgesteld die in de nitraatgevoelige gebieden per hectare mag worden toegepast. Meer informatie over het Vlaamse mestbeleid is terug te vinden in het MIRA achtgrondocument Vermesting en in het Voortgangsrapport Mestbank 2010 (VLM, 2010). De Kaderrichtlijn Water biedt een geïntegreerd kader voor de beoordeling, de monitoring en het beheer van alle oppervlakte- en grondwateren op grond van hun ecologische en chemische toestand. In deze richtlijn is bepaald dat maatregelen moeten worden genomen om emissies, lozingen en verliezen van gevaarlijke stoffen te verminderen of te elimineren ter bescherming van de oppervlaktewateren. In 2001 waren er 33 prioritaire stoffen vastgesteld, waaronder 13 stoffen die worden gebruikt in gewasbeschermingsmiddelen. De watertoets uit het Vlaams Decreet Integraal Waterbeleid is de sleutel om de principes van het integraal waterbeleid te integreren in de planvorming en bij de vergunningenverlening. De watertoets voorziet in een vroegtijdige doorlichting van de gevolgen van ingrepen zoals overheidsplannen, overheidsprogramma’s of vergunningsplichtige activiteiten. Bepaalde plannen of programma’s zullen slechts kunnen indien er dwingende redenen van groot maatschappelijk belang zijn, indien er verzachtende maatregelen of compenserende maatregelen zijn. Meer informatie over het Vlaamse waterbeleid is terug te vinden in het MIRA achtgrondocument Kwaliteit Oppervlaktewater. Naast de "goede landbouwpraktijken", zoals bepaald in het gemeenschappelijk landbouwbeleid, voorzien de zogenaamde "agro-milieumaatregelen in de landbouw" in extra compensatie voor landbouwbedrijven die méér doen dan deze minimumnormen halen. Het Vlaams programma voor plattelandsontwikkeling (PDPO) wil landbouwers aanmoedigen om milieu- en natuurvriendelijker te produceren, om te investeren in de landbouw en om plattelandsgebieden te ontwikkelen. Ongeveer een vijfde van het budget gaat naar specifieke maatregelen die een milieu- en natuurvriendelijke landbouw stimuleren door middel van beheerovereenkomsten. Deze zogenaamde agromilieumaatregelen bieden steunmogelijkheden voor het verbeteren van de bodembiodiversiteit, en het verminderen van bodemerosie, -verontreiniging. Daarbij gaat het bijvoorbeeld om subsidies voor biologische landbouw, geïntegreerde landbouw, veiliger bestrijdingsmiddelengebruik, conserverende grondbewerking, extensieve beweidingssystemen, verlaging van de veebezetting en gebruik van gecertificeerd compost. Naast bovenvermelde, geldt er Vlaamse wetgeving en regelgeving die aspecten van de bescherming van de bodem regelt voor volgende thema’s: erosie, delfstoffen, bodemsanering, waterbodems, bodemverzet, bescherming van het archeologische patrimonium, ruimtelijke ordening, … 15 MIRA Achtergronddocument Bodem 2. Organische stof in de bodem Laatst bijgewerkt december 2010 Beschrijving van de verstoring Het organische stofgehalte van de bodem en meer bepaald van de bouwvoor is een van de belangrijkste kwaliteitskenmerken van landbouwgronden. Zowat alle dynamische bodemeigenschappen, zowel chemische, fysische als biologische, worden beïnvloed door het organische stofgehalte. Sinds de jaren negentig begon een systematische afname van het organische stofgehalte in akkerbouwpercelen in Vlaanderen, die zich na de eeuwwisseling verderzette. In de periode 20042007 had meer dan de helft van de percelen waarin het koolstofgehalte gemeten werd een te laag gehalte en werden percelen rijk aan organische stof stilaan een zeldzaamheid (Boon et al., 2009). 2.1 Mechanismen 2.1.1 Wat is organische stof in de bodem? Organische stof in de bodem omvat de volledige niet-minerale fractie van de bodem en is één van de belangrijke onderdelen van de bodem. Organische stof is afkomstig van vers organisch materiaal. Vers organische materiaal is plantaardig en dierlijk materiaal dat nog niet is omgezet, zoals grasmaaisel, bladeren, takken en dierlijke afvalproducten. Dit organische materiaal wordt in de bodem door micro-organismen afgebroken. Wanneer dit verse organische materiaal door de afbraak onherkenbaar is geworden, spreken we van organische stof in de bodem. Organische stof in de bodem bestaat uit vele duizenden verschillende complexe chemisch-organische verbindingen met een hele waaier aan afbraaksnelheden. Koolstof (C) vormt het belangrijkste bestanddeel van organische stof. Er wordt aangenomen dat organisch materiaal in de bodem gemiddeld 58 % koolstof bevat. Een leemgrond met 1,6 % C in de massa van de bouwlaag (bovenste 23 cm) heeft bijgevolg 2,8 % organische stof of 89 ton organische stof per hectare. In een gezonde bodem is de bovenste laag donkerder van kleur dan de onderliggende lagen. Hoe donkerder de kleur, hoe hoger vaak het humusgehalte. 2.1.2 Belang van organische stof in de bodem In een aanzet tot een Europese Thematische Strategie inzake Bodembescherming (EC, 2006) wordt het organische stofgehalte in de bodem gedefinieerd als dé sleutelindicator voor bodemkwaliteit en – functionaliteit. Een optimaal gehalte aan organische stof komt overeen met goede bodemcondities zowel vanuit landbouw- als vanuit leefmilieu-standpunt. Meer bepaald zijn de volgende aspecten belangrijk: Vanuit milieukundig perspectief ▪ Aggregaatstabiliteit: Organische stof vormt het cement waarmee bodemdeeltjes aan elkaar klitten tot aggregaten. Hierdoor stabiliseert de bodemstructuur, waardoor ook de kans op erosie, verdichting en verslemping afneemt. ▪ Waterbergend vermogen en infiltratiesnelheid: Organische stof kan een grote hoeveelheid water vasthouden in de bodem en draagt op die manier bij aan het waterbergend vermogen van de bodem, wat vooral in zandige gronden van groot belang is. Een hoger organische stofgehalte leidt ook tot een hogere infiltratiesnelheid. In de praktijk betekent dit dat bij intensieve regenbuien minder snel run-off en erosie zal optreden, maar ook dat de neerslag efficiënter zal worden benut, dus meer zal opgenomen worden in de bodem. 16 MIRA Achtergronddocument Bodem ▪ Bodembiodiversiteit: Zonder organische stof is de bodem slechts een dood substraat. Koolstof vormt de chemische hoeksteen van alle leven op aarde. Organische stof vervult een belangrijke ecologische functie in de vorm van voedselbron en habitat voor het bodemleven en het is tevens een afbraakproduct van de bodemorganismen. Het toedienen van organisch materiaal leidt tot een stijging van de microbiële biomassa en activiteit (Kandeler et al., 1999; Böhme et al., 2005) waardoor ook de organismen die zich voeden met bacteriën of schimmels, zoals nematoden, toenemen in aantal (Forge et al., 2003; Leroy, 2008). Spinnen en kevers voeden zich met prooien aanwezig in oppervlakkige strooisellagen. De hoeveelheid en kwaliteit aan organisch materiaal aanwezig aan het oppervlak bepaalt dus mede hun aanwezigheid en activiteit. Daarbij leven de larvale stadia van de kevers in de bodem en zorgen oppervlakkige oogstresten voor optimale vocht- en temperatuurcondities (Wardle, 1995). Regenwormen verkiezen een bodem met een hoog organische stofgehalte (Hendrix et al., 1992; Leroy et al., 2007). Meer voedsel en habitat zal niet enkel de biologische diversiteit en activiteit van de organismen onder en op het oppervlakte verhogen, maar ook de biodiversiteit aan organismen hoger in de voedselketen (vogels en zoogdieren) zal positief beïnvloed worden (Mäder et al., 2002). ▪ Koolstofvastlegging: Terrestrische ecosystemen worden als een grote potentiële sink van CO2 (belangrijkste broeikasgas) beschouwd. Het is niet enkel mogelijk om koolstof vast te leggen in vegetatie (waarbij men het vooral heeft over het bosareaal), maar ook bodems zelf hebben een duidelijk potentieel voor koolstofopslag. De hoeveelheid koolstof in bodems wordt hoofdzakelijk bepaald door de input van organisch materiaal, wortelexudaten en wortelresten. In de bodem wordt een grote hoeveelheid koolstof opgeslagen in organische stof. In de lucht komt koolstof voornamelijk voor als CO2 en een weinig methaangas. De hoeveelheid koolstof opgeslagen in bodems is het dubbele van de hoeveelheid koolstof in de atmosfeer. Kleine wijzigingen in de koolstofhuishouding van bodems hebben dan ook een duidelijke invloed op de CO2- concentraties in de atmosfeer. ▪ Mineralisatie: Organische stof in de bodem kan ook een negatieve invloed hebben vanuit milieukundig standpunt. Een grote toevoer van organisch materiaal en een hoog gehalte aan organische stof kunnen aanleiding geven tot hoge stikstofmineralisatie op momenten dat er een geringe opname is door het gewas. Daardoor ontstaat een verhoogd risico op stikstofuitspoeling. Daarnaast kan een ruime aanwezigheid van goed afbreekbaar organisch stof onder natte omstandigheden leiden tot emissies van de broeikasgassen N2O en CH4. Hieruit blijkt dat onder bepaalde omstandigheden verschillende doelstellingen met betrekking tot het optimaliseren van het organische stofgehalte in de bodem tegengestelde effecten kunnen hebben op het milieu. Vanuit landbouwkundig perspectief ▪ Nutriënten: Organische stof vormt een zeer belangrijke bron van voedingstoffen voor de aanwezige gewassen. De organisch stof zorgt ervoor dat nutriënten kunnen vastgehouden en nadien ook weer geleidelijk beschikbaar gesteld worden voor de planten. Algemeen kan gesteld worden dat de organische stof in de bodem zeer nauw verbonden is met de bodemvruchtbaarheid en een verandering van deze organische stofvoorraad ook een verandering in bodemvruchtbaarheid met zich meebrengt. Tijdens de mineralisatie van organische stof komen nutriënten vrij zoals N, P en S. Stikstofmineralisatie is één van de belangrijkste aanvoerposten van stikstof doorheen het groeiseizoen van zowel akker- als tuinbouwgewassen. ▪ Buffering: Organische stof heeft, net als kleimineralen, de eigenschap om kationen te adsorberen aan het oppervlak. Wanneer het organische stofgehalte van een bodem toeneemt, betekent dit dus ook een stijging van de kationen-uitwisselingscapaciteit (CEC). Het vermogen van een bodem om kationen vast te houden is van invloed op de gewasproductie. De bufferende werking van een bodem ligt immers hoofdzakelijk vervat in de geadsorbeerde kationen aan het oppervlak van organische stof en kleimineralen. Het grote belang van deze bufferende eigenschap is het voorkomen van grote schommelingen van de bodem-pH of zuurtegraad. De grootte van de CEC bepaalt ook de buffercapaciteit voor zware metalen en andere verontreinigingen. Dit houdt in dat hoe meer organische stof aanwezig is, hoe beter de bodem zal gebufferd zijn. Dit is van belang aangezien gewassen slechts optimaal groeien binnen relatief nauwe pH-grenzen. ▪ Bodemstructuur en bewerkbaarheid: Organische stof is van groot belang voor de bodemstructuur en daarmee samenhangend de lucht- en waterhuishouding en de bewerkbaarheid. Voldoende organisch materiaal gaat verslemping tegen, zorgt voor een betere zuurstoftoestand in de bodem en vermindert erosie. Door de betere bewerkbaarheid is het mogelijk om te werken met lichtere machines en zal het risico op bodemverdichting afnemen. 17 MIRA Achtergronddocument Bodem ▪ Vochthuishouding en waterbeschikbaarheid: Organische stof absorbeert water en vormt als dusdanig een buffer voor het waterleverend vermogen van de bodem, wat vooral in zandige gronden van groot belang is. Een verhoogd organische stofgehalte gaat samen met een groter poriëngehalte. Hierdoor neemt de vochtretentie van de bodem toe en verhoogt zowel de onverzadigde als de verzadigde watergeleiding in de bodem, evenals de infiltratiesnelheid ter hoogte van het maaiveld. De hoeveelheid voor de plant beschikbaar vocht neemt toe. De opneembare vochtreserve neemt significant toe naar mate het organische stofgehalte in de bodem toeneemt. De vochtvoorziening van een gewas beïnvloedt in verregaande mate de ontwikkeling van het gewas. Veranderingen in de vochtretentiekarakteristieken van de bodem onder invloed van een veranderend organische stofgehalte, zullen dan ook onmiddellijk effect hebben op de gewasproductie. ▪ Warmte: Bodems met een hoog organische stofgehalte vertonen vaak een donkere kleur. Hierdoor nemen ze meer warmte op. Het gebruik van de warmte van de eerste voorjaarszon kan van belang zijn o.a. bij het kweken van primeurgroenten: door de snellere opwarming van de bodems kan je groenten sneller planten en ook sneller oogsten. 2.1.3 Opbouw en afbraak van bodemorganische stof Een van de meest universele bodemvormende processen is de omzetting van organische materiaal tot organische stof (Figuur 2). Hierbij spelen voornamelijk twee processen: mineralisatie en humificatie. Bij mineralisatie van recent organisch materiaal of van organische stof wordt de koolstof in het organisch materiaal omgezet naar onder andere CO2, dat vervluchtigt. Daarenboven worden nutriënten zoals N, P en S die aanwezig zijn in de organische stof omgezet naar NH4+, PO43- en SO42-. Hierdoor is de bodemorganische stof een reservoir en een bron van nutriënten. Door humificatie wordt een deel van het verse organische materiaal omgevormd tot de meer stabiele organsche stof in de bodem. De organische stof in de bodem wordt op zijn beurt ook afgebroken door micro-organismen en ondergaat opnieuw mineralisatie en humificatie. Door mineralisatie van organische stof worden weer nutriënten en CO2 vrijgesteld, waardoor de hoeveelheid organische stof afneemt. Door humificatie van organische stof worden meer stabiele fracties van organische stof gevormd. Organische stof wordt vaak opgeplistst in een gemakkelijk afbreekbare fractie (= labiele fractie) en een moeilijk afbreekbare fractie (= stabiele fractie of humus) maar is in feite een mengsel van fracties met een waaier aan afbreeksnelheden. De stabielere fracties mineraliseren veel trager dan gemakkelijk afbreekbare fracties. De in de bodem aanwezige organische stof is voortdurend onderhevig aan microbiële afbraak. De meeste akkerlanden in Vlaanderen bevatten zo’n 110 ton bodem organische stof of 64 ton organische koolstof in de bovenste 30 cm. Per jaar wordt ongeveer 2 % van de organische stof afgebroken tot CO2, wat overeenstemt met zo’n 1,3 ton organische koolstof per hectare per jaar (Bodemkundige Dienst van België en Universiteit Gent, 2008). Maar mineralisatie en humificatie zijn biologische, dus ‘levende’ processen en de exacte jaarlijkse afbraak hangt af van allerlei factoren zoals het organischekoolstofgehalte, de bodemtextuur (zand, zandleem, leem, klei), de bemestingshistoriek (zware organische bemesting, enkel minerale bemesting, vroeger weiland,…), de drainagetoestand (diepte grondwatertafel en vochtdoorlaatbaarheid), de weersomstandigheden (temperatuur, neerslag), enz. Om de vruchtbaarheid van de bodem op peil te houden moet de jaarlijkse afbraak van organische stof gecompenseerd worden door de aanvoer van organisch materiaal. Bij de aanvoer van organisch materiaal moet rekening gehouden worden met het rendement voor de organische stofopbouw, aangeduid met de term effectieve organische stof. De effectieve organische stof is de hoeveelheid van het toegediende organisch materiaal dat na 1 jaar nog in de grond aanwezig is. Van bovengrondse plantenresten blijft ongeveer 25 % van het organisch materiaal nog achter in de bodem, bij stalmest is dit 50 % en bij stabiele compost meer dan 80 %. Over de rol van micro-organismen in de bodem en het overige bodemleven, weidt titel 5. Biodiversiteit in de bodem uit. 18 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 2: Cyclus van bodemorganische stof Bron: LNE, 2009a 2.1.4 Kwaliteit van de organische stof Bij de beoordeling van de toestand van de organische stof in de bodem is het interessant om, naast het gehalte, ook de kwaliteit van de organische stof te kennen. De vrije organische stof wordt gescheiden van de organische stof gebonden aan de minerale fractie van de bodem op basis van densiteit. De gebonden organische stof wordt onderworpen aan opeenvolgende alkalische extracties om de bindingen met de minerale bodemfractie te verbreken. De resultaten van een fractionatie zijn sterk afhankelijk van de voorafgaande dispersie procedure. Na fractionatie van organische stof in akkerbouwgronden wordt er 10 tot 35 % vrije organische stof en 65 tot 90% gebonden organische stof aangetroffen (Ducat et al., 1995). De gebonden organische stof in de bodem wordt verder opgedeeld in fulvozuren (9-18%), huminezuren (10-22%) en humine (45-57%). Het zijn vooral de humine en huminezuren die de ladingseigenschappen van bodems beïnvloeden. De ladingseigenschappen van een bodem controleren op hun beurt de kationen-uitwisselingscapaciteit en het pH-bufferend vermogen, die van groot belang zijn voor de bodemvruchtbaarheid. 2.1.5 Voorspelling en modellering van de bodemorganische stof-dynamiek Doordat een groot aantal factoren een invloed hebben op de opbouw en afbraak van de organische stof is de voorspelling van de afbraak en opbouw van organische stof in de bodem niet altijd eenvoudig. Dit maakt dat computermodellen vereist zijn om de toekomstige evolutie van het organische stofgehalte te voorspellen bij een bepaald landbouwbeheer. Bekende modellen om de dynamiek van organische stofin de bodem te simuleren zijn het Roth-C model (Jenkinson et al., 1987) en het Century model (Parton, 1996). Op vraag van de afdeling Land en Bodembescherming; Ondergrond, Natuurlijke Rijkdommen (departement Leefmilieu, Natuur en Energie, Vlaamse overheid) werd in 2008 de “KOOLSTOFSIMULATOR” ontwikkeld door de Bodemkundige Dienst van België, in samenwerking met de Universiteit Gent, vakgroep Bodembeheer en Bodemhygiëne (LNE, 2009b). De “KOOLSTOFSIMULATOR” is een gebruiksvriendelijk en interactief programma dat de gebruiker toelaat een onderbouwde inschatting te maken van de langetermijnevolutie van het organischekoolstofgehalte in de bouwvoor van akkerbouwpercelen in functie van de toegepaste gewasrotatie en bemestingspraktijk. Het programma is gebaseerd op het Roth-C-model. 19 MIRA Achtergronddocument Bodem 2.2 Maatschappelijke activiteiten en druk Het organische stofgehalte in de bodem varieert sterk met landgebruik en –beheer. Op gebied van maatschappelijke activiteiten zijn het vooral de landbouwactiviteiten die een invloed uitoefenen. Verschillende landbouwpraktijken, zoals teeltrotatie, braakperiode, cultuurtechnieken en veebezetting van het land, bepalen de toevoer van vers organisch materiaal en de afbraaksnelheid van de organische stof in de bodem. Toevoer van organische stof: De toediening van dierlijke en andere organische mest, het nietafvoeren van oogstresten en het inzaaien van groenbemesters bepalen de aanvoer van vers en jong organisch materiaal. Een streng mestbeleid kan leiden tot verminderde aanvoer van organische stof, indien hiervoor niet gecompenseerd wordt. Bodembewerking: Ook bodembewerking is van belang. Niet alleen de ploegdiepte, maar ook het aantal grondbewerkingen en technieken zoals niet-kerende grondbewerking hebben een invloed. Dieper ploegen betekent verdunning van de aanwezige koolstof in de diepere bouwvoor. Door intensievere grondbewerking en dus intensievere verstoring van het bodemprofiel kan de afbraaksnelheid van de organische stof verhogen. Landgebruik: Landgebruikveranderingen spelen een grote rol in de hoeveelheden organische stof. De voorraden organische stof kunnen sterk verschillen tussen permanent grasland, permanente akkerbouw en wisselbouw. Weilanden die worden omgezet in akkerland kennen een dalend verloop van het koolstofgehalte. Ook de teeltrotatie bij akkerbouwteelten speelt een rol. Omschakeling naar meer granen, met niet-afvoeren van stro en gebruik van groenbemesters kunnen zorgen voor een reductie van de daling van het organische stofgehalte (Mulier en Hofman, 2006). Klimaatopwarming: Tenslotte moet ook rekening gehouden worden met de invloed van de recente klimaatopwarming. Een aantal studies suggereren dat een gedeelte (maximum 10 à 20%) van de koolstofafname in de bodem een gevolg zou zijn van het warmer worden van ons klimaat sinds het einde van de jaren tachtig (Boon et al., 2009). Zowel de natuurlijke cyclus van fotosynthese als de microbiële afbraak van organische stof in de bodem nemen toe met de temperatuur. De afbraak van organische stof stijgt over het algemeen echter sneller met de temperatuur dan fotosynthese, wat ervoor zorgt dat klimaatverandering een netto toename van CO2 in de atmosfeer tot gevolg heeft. Men is het echter niet eens over de grootte van deze positieve terugkoppeling tussen klimaat en de terrestrische koolstofcyclus (Gillabel, 2010). Deze koolstofafname door opwarming zou zich vooral voordoen in bodems waar het organisch materiaal weinig beschermd is: veenbodems en polaire bodem die niet langer permanent bevroren zijn. Andere bodems zijn door de vormingsprocessen en de stabiliteit van het organisch materiaal meer beschermd (Gillabel, 2010). Daarenboven kunnen langdurige droogtes ten gevolge van de klimaatopwarming de afbraak van organische stof verminderen. 2.3 Gevolgen Een dalend of stijgend organische stofgehalte in de landbouwbodem heeft ecologische (milieukundige) en economische (landbouwkundige) gevolgen. Ook vormen van financiele impact worden besproken. Milieukundig Organische stof beïnvloedt een aantal processen die belangrijk zijn voor het leefmilieu. Omzettingen van organische stof hebben een grote invloed op de nutriëntenbeschikbaarheid en de uitspoelingskans van de nutriënten. Een verminderd organische stofgehalte in de bodem heeft een verminderde bufferende capaciteit voor toxische stoffen zoals zware metalen en andere verontreinigingen tot gevolg. De processen met betrekking tot daling van het organische stofgehalte leveren ook een aandeel in de emissie van CO2 en andere broeikasgassen, zoals begroot in de MIRA achtergronddocumenten Klimaatverandering en Landbouw. Toenemende opslag van organische stof in de bodem betekent een koolstofsink, maar kan ook tot een grotere hoeveelheid door mineralisatievrijgestelde nutriënten leiden. Dit leidt mogelijk tot een grote uitspoeling van nutriënten, waaronder stikstof. 20 MIRA Achtergronddocument Bodem Organische stof speelt een sleutelrol in biologische processen. De hoeveelheid en kwaliteit van de organische stof bepalen de ecologische omstandigheden en de biodiversiteit van de bodem. De verschillende bodemorganismen hebben verschillende functies. Zij verzorgen met elkaar allerlei processen zoals mineralisatie, humificatie, opbouw van structuur, stikstofbinding en denitrificatie. Organische stof zorgt ook voor een betere bodemstructuur, waterbergend vermogen en een betere infiltratie van neerslagwater. Een lager organische stofgehalte verhoogt de risico’s op run-off en erosie. Landbouwkundig Organische stof beïnvloedt rechtstreeks een aantal belangrijke bodemvruchtbaarheidparameters. Door een lager organische stofgehalte neemt het vochtleverend vermogen van de bodem af wat vooral merkbaar is op zandgronden. In gronden met een zwaardere textuur heeft organische stof vooral invloed op de bewerkbaarheid en de structuur. De hoeveelheid en kwaliteit van de organische stof bepalen de ecologische omstandigheden en de biodiversiteit van de bodem. Door een grote bodembiodiversiteit kan het ziektewerend vermogen van de bodem vergroten en kunnen bodemziekten een kleinere rol spelen bij opbrengsten. Een dalend organische stofgehalte heeft ook een dalende bodemvruchtbaarheid als gevolg. Organische stof verhoogt de capaciteit tot nutriëntenbeschikbaarheid (CEC) en het bufferend vermogen (pH) van de bodem. Hiervoor is niet alleen de hoeveelheid maar ook de ouderdom van belang. Enerzijds heeft stabiele organische stof een grotere CEC, anderzijds bevat vers organisch materiaal meer macronutriënten zoals stikstof en fosfor. Financieel Naar de financiële implicaties van dalende koolstofgehalten of actief koolstofbeheer is momenteel nog weinig of geen kwantitatief onderzoek verricht. Dit wordt gemakkelijk verklaard door de hoge complexiteit van deze materie, waarbij rekening dient worden gehouden met zowel technische als economische en zelfs beleidsmatige randvoorwaarden (BDB & UGent, 2009). Grove schattingen door Lal (communicatie EU Studiedag klimaatsverandering 12 juni 2008 Brussel) begroten de waarde van organische stof in de bodem op ongeveer 200 $ per ton. Verwijzend naar de waardering voor CO2-emissierechten in de grootteorde van 20 tot 30 $ per ton, schatten Sandor en Skees (1999) de potentiële inkomsten voor Amerikaanse landbouwers op 4 tot 6 miljard dollar, of ongeveer 10 procent van het bedrijfsinkomen. Deze schatting houdt enkel rekening met de vergoeding die landbouwers in het kader van de koolstofsequestratie zouden ontvangen, los van de verbetering van de intrinsieke waarde van de bodemkoolstof. Antle et al. (2001) geven een zeer brede range voor de marginale kostprijs van koolstofopslag in landbouwgrond (12 tot 500 $ per ton), afhankelijk van het soort contract of betalingsmechanisme, de hoeveelheid vastgelegde koolstof en de plaatsspecifieke kenmerken van het gebied waar de sequestratie plaatsvindt. In Duitsland wordt door de VHE (Verbënde der Humus- und Erdenwirtschaft) op basis van de marktwaarde van stro de waarde van een kg bodemkoolstof op 0,04 euro geschat wat overeenkomt met 40 € per ton C. Bij de berekening van de 'navette', de vergoeding die een pachter dient te betalen of ontvangt bij de teruggave van het gepachte land is de factor organische stof een belangrijke maar moeilijk in te schatten parameter. Vergelijkende berekeningen van de kostprijs van verschillende vormen van ruwvoederwinning uitgevoerd in 2000 door een werkgroep bestaande uit medewerkers van het Ministerie van Middenstand en Landbouw, ALT, Boerenbond, Bodemkundige Dienst en PDLTAntwerpen houden rekening met de invloed van elk type van winning op de hoeveelheid organische stof. Hierbij wordt een waarde gehanteerd van 38 euro per ton organische koolstof in de bodem. Op het Vlaamse niveau omvat actief koolstofbeheer maatregelen met betrekking tot een aangepaste vruchtafwisseling, toediening van organisch materiaal en het niet-afvoeren van oogstresten. Wat dit laatste betreft is vooral het niet-afvoeren van stro een belangrijke factor omwille van de vermarktbaarheid van het product. Verkoopprijzen van stro variëren sterk van plaats tot plaats en in de tijd, en lopen op tot 100 à 150 euro per hectare. Omgerekend naar effectieve organische koolstof zou dit neer komen op 21 MIRA Achtergronddocument Bodem ongeveer 46 à 69 euro per ton koolstof in de bodem. De meerwaarde hiervan is moeilijk in te schatten. Meestal wordt het niet-afvoeren van stro daarom niet aanzien als een interessant alternatief. Voor de meeste andere oogstresten bestaat momenteel geen afzetmarkt als dusdanig, maar ook dit zou kunnen veranderen wanneer de vraag naar grondstoffen voor vergisting of andere vormen van valorisatie zou stijgen. Ook wat betreft de toediening van organisch materiaal ligt de situatie in Vlaanderen erg complex vermits dierlijke mest of andere organische meststoffen en bodemverbeteraars naargelang de situatie zowel een positieve als een negatieve waarde kunnen hebben. Deze laatste worden bovendien beïnvloed door de prijsevolutie van minerale meststoffen. Nog complexer is de inschatting van de impact van een wijzigende bedrijfsvoering in functie van koolstofbeheer. Aanpassingen in de bedrijfsvoering die nieuwe en specifieke investeringen zouden vragen zijn niet te verwachten zijn, zeker zolang de financiële voordelen van een verbeterde koolstoftoestand niet concreet kunnen begroot worden. 2.4 Verbanden met andere thema’s Het behoud van organische stof in de landbouwbodem houdt verband met volgende milieuthema’s: Erosie Bodemverdichting Bodembiodiversiteit Klimaatverandering: dit wordt verder uitgelegd in de titel koolstofcyclys Vermesting en verzuring: dit wordt verder uitgelegd in de titel stikstofcyclys 2.4.1 Koolstofcyclus Koolstof volgt een bepaalde kringloop op aarde, die de koolstofcyclus wordt genoemd (Figuur 3). Door het volgen van de koolstofcyclus kunnen we ook de energiestromen op aarde bestuderen, omdat de meeste chemische energie die nodig is voor het leven in de vorm van verbindingen tussen koolstofatomen en andere atomen opgesloten zit in organische stoffen. Het terrestrische deel van de mondiale koolstofcyclus heeft te maken met de verplaatsing van koolstof door aardse ecosystemen. De koolstofcyclus is gebaseerd op koolstofdioxide (CO2), dat in gasvormige staat in de lucht gevonden kan worden en in opgeloste vorm in het water. In de biosfeer vindt een voortdurende cyclus plaats van CO2-fixatie en afbraak van koolstofverbindingen. Terrestrische planten gebruiken koolstofdioxide uit de atmosfeer om zuurstof te genereren, dat van levensbelang is voor dieren. Bij de fotosynthesereactie zetten planten en andere producenten koolstofdioxide uit de atmosfeer en water onder invloed van zonlicht om in complexe koolwaterstoffen, zoals glucose, waarbij zuurstof vrijkomt. Koolstof dat gebruikt wordt door producenten, consumenten en reducenten verplaatst zich behoorlijk snel door de lucht, het water en de levensvormen. Niet al het organisch materiaal in de bodem wordt meteen verteerd. Koolstof kan opgeslagen worden als biomassa in de wortels van bomen en in ander organisch materiaal en daar decennia lang blijven. Dit koolstof komt uiteindelijk weer vrij door vertering. Onder sommige omstandigheden hoopt organisch materiaal zich sneller op dan dat het in het ecosysteem wordt afgebroken. De resten worden opgesloten in ondergrondse bergplaatsen. Wanneer sedimentlagen deze materie samenpersen, kunnen er door de eeuwen heen fossiele brandstoffen gevormd worden. Langdurige geologische processen kunnen de koolstof in deze brandstoffen na een lange tijd blootstellen aan de lucht, maar tegenwoordig komt de koolstof vooral vrij door menselijk handelen, zoals verbrandingsprocessen. Koolstofdioxide is een broeikasgas en staat dan ook in relatie tot de opwarming van de aarde en de klimaatsverandering. In de context van het Kyoto Protocol verbindt België zich er toe emissies van koolstofdioxides te reduceren en, in het bijzonder, de reserves en fluxen van organische stof in de bodem te kwantificeren. Het organische stof in de bodem speelt een belangrijke rol in de mondiale koolstofcyclus; naar schatting is het koolstofgehalte in de bodem van dezelfde grootteorde als de koolstof aanwezig in de atmosfeer en biosfeer samen. Organische stof in de bodem is een sink voor koolstof. Wereldwijd wordt deze voorraad tot een diepte van 1 m ingeschat op 1 500 Gton C. Deze 22 MIRA Achtergronddocument Bodem bodemvoorraad is tweemaal de atmosferische voorraad van 768 Gton C. Meer cijfers staan vermeld in het MIRA Achtergronddocument Klimaatverandering, in Gillabel (2010) en in IPCC (2007). In mondiale koolstofcycli wordt aangenomen dat de evolutie van organische stof in de bodem een relatief traag proces is dat gewijzigd wordtbij veranderingen in landgebruik of –beheer. Bovendien is er een grote ruimtelijke en temporele variabiliteit in koolstofreserves in de bodem. Figuur 3: De koolstofcyclus Bron: http://www.physicalgeography.net/fundamentals/9r.html, Dr. Michael Pidwirny, University of British Columbia Okanagan 2.4.2 Stikstofcyclus De stikstofcyclus is één van de belangrijkste nutriëntencycli in terrestrische ecosystemen (Figuur 4). Stikstof wordt door levende organismen gebruikt voor de productie van een heel aantal complexe organische molecules zoals aminozuren, eiwitten en DNA. Van de totale hoeveelheid aanwezige stikstof op aarde (1015 ton) bevindt zich 99 % in de aardatmosfeer, onder gasvorm (voornamelijk N2). Andere belangrijke stikstofvoorraden bevinden zich in de organische stof in de bodem en in de oceanen. Ondanks zijn overvloedige aanwezigheid in de atmosfeer is stikstof vaak de meest beperkende factor voor de plantengroei. Dit probleem ontstaat doordat de meeste planten stikstof enkel kunnen opnemen onder vorm van ammonium (NH4+) of nitraat (NO3-). De meeste planten nemen de nodige stikstof grotendeels op uit de bodemoplossing onder de vorm van anorganisch nitraat. Dieren krijgen de vereiste stikstof die ze nodig hebben voor hun metabolisme, groei en voortplanting door de consumptie van levend of doo organisch materiaal dat molecules bevat die gedeeltelijk bestaan uit stikstof. In de meeste ecosystemen wordt stikstof voornamelijk opgeslagen in levend en dood organisch materiaal. Deze organisch gebonden stikstof wordt omgezet in anorganische (minerale) vormen als de organische stof afgebroken wordt. Dit proces wordt mineralisatie genoemd en wordt uitgevoerd door een reeks bacterïen en schimmels. 23 MIRA Achtergronddocument Bodem Stikstof in de vorm van ammonium kan geabsorbeerd worden op de oppervlakte van kleideeltjes in de bodem. Het ammonium-ion is positief geladen en wordt normaal vastgehouden door bodemcolloïden. Door kationenuitwisseling kan ammonium vrijkomen van deze colloïden. Als ammonium vrijkomt wordt het vaak door autotrofe bacteriën (Nitrosomonas) omgezet in nitriet (NO2-). Verdere omzetting door een andere soort bacteriën (Nitrobacter) zet het nitriet om in nitraat (NO3-). Beide processen worden nitrificatie genoemd. Nitraat is echter zeer oplosbaar en gaat bij neerslagoverschot verloren uit de bodem door uitspoeling. Een deel van dit uitgespoeld nitraat bereikt via het hydrologisch systeem de oceanen waar het kan terugkeren naar de atmosfeer via denitrificatie. Denitrificatie komt ook voor in anaerobe gronden en wordt uitgevoerd door heterotrofe bacteriën. Het denitrificatieproces omvat de reductie van nitraat (NO3-) tot stikstofgas (N2) of stikstofoxidegas (N2O). Beide gassen komen in de atmosfeer terecht. Bijna alle stikstof die teruggevonden wordt in elk terrestrisch ecosysteem is oorspronkelijk afkomstig van de atmosfeer. Grote hoeveelheden komen in de bodem terecht door neerslag of door het effect van bliksem. De meeste stikstof echter wordt biochemisch gefixeerd in de bodem door gespecialiseerde micro-organismen zoals bacteriën, actinomyceten en cyanobacteriën. Vlinderbloemige gewassen vormen symbiotische verbindingen met stikstoffixerende bacteriën. Menselijke activiteiten hebben de stikstofcyclus zwaar aangetast. Enkele belangrijke processen in deze beïnvloeding zijn: ▪ De toediening van stikstofmeststoffen aan gewassen: hierdoor is de denitrificatie en als gevolg daarvan de stikstofuitspoeling naar het grondwater toegenomen. De bijkomende hoeveelheid stikstof in het grondwatersysteem komt uiteindelijk terecht in rivieren, stromen, meren en plassen. In deze systemen kan de toegenomen stikstofhoeveelheid leiden tot eutrofiëring (vermesting). ▪ Toegenomen stikstofdepositie uit de atmosfeer omwille van het fossiele-brandstofverbruik en het verbranden van bossen. Beide processen zetten een hele reeks vaste stikstofvormen vrij door verbranding. ▪ Veeteelt: via de mestuitscheiding door het vee komt een grote hoeveelheid ammonium in het milieu terecht. Deze stikstof komt in het bodemsysteem en vervolgens door uitspoeling, grondwaterstroming en run-off, in het hydrologisch systeem terecht. ▪ Lozing van ongezuiverd rioolwater en afvalwater. 24 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 4: De stikstofcyclus Bron: http://www.physicalgeography.net/fundamentals/9s.html, Dr. Michael Pidwirny, University of British Columbia Okanagan 2.5 Beleid Het beheer van de organische stof in de bodem is in Vlaanderen gelinkt aan hoofdzakelijk twee wetgevingen, met name de Mid Term Review (MTR) van de EU en het Vlaamse Mestdecreet. De Mid Term Review (MTR) legt aan de landbouwers randvoorwaarden (= cross-compliance) op voor het ontvangen van inkomenssteun, o.a. op gebied van het organische stofgehalte van de bodem. Tabel 1 geeft een overzicht van de limietwaarden voor het percentage organische koolstof in de bodem vanaf dewelke de landbouwer actie moet ondernemen om de landbouwbodem in goede landbouw- en milieuconditie te brengen. Vergeleken met de streefwaarden voor het organische stofgehalte (Tabel 3) liggen deze limietwaarden eerder aan de lage kant en komen ze overeen met de beoordeling laag tot zeer laag. Tabel 1: Limietwaarden organische koolstof voor een goede conditie in de randvoorwaarden type bodem zand zandleem leem klei limietwaarde organische koolstof (%) ≤ 1 ≤ 0,9 ≤ 0,9 ≤ 1,2 Bron: LNE (2009a) In het Mestdecreet worden beperkingen opgelegd omtrent de maximaal toegelaten N- en P2O5-giften per hectare en per jaar, en dit in functie van de gewasgroep. Dit heeft uiteraard ook gevolgen voor het toepassen van organisch materiaal. 25 MIRA Achtergronddocument Bodem Enerzijds is het dus vanuit bodemkwaliteitstandpunt aangewezen om een voldoende hoeveelheid organische stof in de bodem te hebben en moet men regelmatig supplementair organisch materiaal toedienen, aangezien de oogstresten van de gewassen niet volstaan om de afbraak van de bodemorganische stof te compenseren. Anderzijds is de toegelaten hoeveelheid dierlijke of andere organische mest beperkt door de maximaal toegelaten N- en P2O5-giften per hectare en per jaar volgens het mestdecreet. Tevens moet tijdens de periode van 1 oktober tot en met 15 november het nitraatstikstofresidu in het bodemprofiel tot een diepte van 90 cm lager zijn dan 90 kg N/ha. Uit een analyse van de nitraatresidumetingen uitgevoerd door de Bodemkundige Dienst van België tussen 1/10/2001 en 15/11/2001 (BDB en UGent, 2009) blijkt dat, hoe hoger het organische stofgehalte van de bodem, hoe moeilijker het wordt om de grens van 90 kg N/ha niet te overschrijden. Uit hetgeen voorafgaat blijkt dat beide wetgevingen niet altijd compatibel zijn en dat kennis omtrent Nen P2O5-inhoud, N- en P2O5-werkingscoëfficiënten en effectieve organische stof van de toegediende organische materialen onontbeerlijk is voor een goed beheer van organische stof in de bodem met respect voor beide wetgevingen. De Europese richtlijn ter bevordering van het gebruik van energie uit hernieuwbare bronnen kan een negatieve invloed hebben op de organischekoolstofvoorraden in de bodem. Een stijgende vraag naar energiegewassen als grondstof voor biobrandstoffen kan de druk op het omzetten van grasland naar akkerland verhogen. Deze omzetting brengt een enorm verlies van organische koolstof in de bodem met zich mee. Daarenboven vermindert door het gebruik van energiegewassen voor biobrandstof de koolstoftoevoer naar de bodem. Het is immers de bedoeling om zoveel mogelijk biobrandstof van het veld te halen en dus zo weinig mogelijk gewasresten achter te laten. 2.6 Maatregelen Het organische stofgehalte in de landbouwbodem kan bijgestuurd worden door maatregelen zoals aanpassen van het landgebruik en bodembeheer en verhogen van de aanvoer van organisch materiaal. De teelt van groenbedekkers of vanggewassen als nateelt is een goed voorbeeld van aangepast landgebruik. Landbouwpraktijken die de aanvoer verhogen zijn het achterlaten van oogstresten, het toevoegen van stro, compost of organische mesten waarbij rekening wordt gehouden met de verschillen tussen de gewassen, het inpassen van groenbedekkers in het teeltplan en een beredeneerde bemestingskeuze. Tabel 2 toont technieken voor het verhogen van het organische stofgehalte. Technieken bruikbaar in België worden hieronder kort toegelicht. Meer informatie is te vinden in BDB & UGent (2009). Organische stof wordt in de bodem voortdurend afgebroken en aangevoerd. De afbraak van organische stof in de bodem is zeer variabel en afhankelijk van tal van factoren. Ook de aanvoer van vers organisch materiaal zal verschillen van jaar tot jaar, o.a. afhankelijk van de geteelde gewassen en het gevoerde management. Er moet dan ook op langere termijn gekeken worden of het lukt om voldoende organische (kool-)stof in de Vlaamse akkers en graslanden te behouden. Tabel 2: Technieken voor het verhogen van het organische stofgehalte in de bovenste bodemlagen Akkerbouw Conserveringslandbouw Biologische landbouw Groenbemesters Niet-afvoeren van oogstresten (inclusief stro) Toediening van organische meststoffen Uitgebreide vruchtwisseling Positieve nutriëntenbalans Waterbeheer Grasland Gecontroleerde begrazing Geschikte species Agroforestry Bemestingsmanagement Bron: Lal, 2007 Regelmatige toediening van organisch materiaal leidt tot het verhogen van het organische stofgehalte in de bodem en dit zelfs op korte termijn. Dit geldt niet enkele voor de toediening van 26 MIRA Achtergronddocument Bodem dierlijke mest, maar ook voor diverse composten (zoals GFT-compost en boerderijcompost5) en andere secundaire grondstoffen op basis van organische biologische afvalststoffen (zoals slib uit de voedingindustrie) (Houot et al., 2007; Leroy et al., 2007). De stijging van het organische stofgehalte is daarbij sterk afhankelijk van de kwaliteit van het toegediende materiaal, waarbij materialen met een hogere stabiliteit (hogere lignine gehalte) zorgen voor een grotere stijging van het organische stofgehalte. De gewasrotatie speelt een belangrijke rol in de evolutie van organische stofgehalte in de bodem. Welke rotatie is het interessantst om het niveau van organische koolstof in de bodem op peil te houden? Dit wordt voornamelijk bepaald door de hoeveelheid en effectiviteit van de ingewerkte oogstresten. De omschakeling naar meer granen en het niet-afvoeren van stro heeft een positieve invloed op het organischekoolstofgehalte. Bij akkerbouwrotaties typisch voor rundveehouderijen zullen teeltplannen waarin luzerne wordt opgenomen en waarbij korrelmaïs vaker voorkomt dan snijmaïs, beter presteren in de opbouw van organische koolstof in de bodem dan de gebruikelijke rotaties. Ook het inlassen in de rotatie van graangewassen, waarbij het stro wordt achtergelaten op het veld, en gras als groenbedekker hebben een erg positieve invloed op het koolstofgehalte van de bodem. Uiteraard is meerjarig grasland de meest ideale manier om de organische koolstof in de bodem terug op peil te brengen. Groenbedekkers kunnen niet alleen gebruikt worden voor het vasthouden van N tijdens de winter, maar ook om het organische stofgehalte op peil te houden. Door de lage C/N ratio van de meeste groenbedekkers en de beperkte hoeveelheid moeilijk afbreekbaar materiaal, is de hoeveelheid aan effectief organische stof (EOS) die door deze gewassen geleverd wordt echter beperkt (Curtin et al., 2000). Uit onderzoek door Ninane et al. (1994) blijkt dat slechts bij een herhaaldelijke toediening van groenbedekkers (hier gele mosterd) aan de bodem de C verliezen konden gecompenseerd worden. Vanaf dan steeg het organische stofgehalte, waarbij tevens het huminegehalte steeg, wat een indicatie is voor een toename van de meer stabiele organische koolstoffractie. Omschakeling van akkerbouw naar tijdelijk of permanent grasland zorgt voor een enorme verhoging van het organische stofgehalte en vertegenwoordigt dus één van de meest efficiënte mogelijkheden voor het verhogen van het organische stofgehalte (Van Camp et al. 2004). Kortleven (1963) stelt dat in Nederland het organische stofgehalte onder grasland 2 tot 5 keer hoger was dan onder akkerbouw. Terwijl Romkens et al. (1999) stelden dat 9 jaar na conversie van akkerbouw naar grasland 90 % van het organische stofgehalte dat was gemineraliseerd tijdens de 26 jaar monocultuur maïs geregenereerd was en dat het risico op uitspoeling van opgeloste organische koolstof gedaald was. Vaak wordt gesteld dat conversie van conventionele landbouw naar no-till (gecombineerd met specifiek management van oogstresten en bemesting) wereldwijd 0.6 tot 1.2 Gt/jaar aan C kan opslaan in de bodem of 15% van de totale hoeveelheid aan antropogene emissies (Lal, 2004). Uit een studie van D’haene et al. (2006) blijkt over het algemeen dat in België percelen onder conserveringslandbouw een duidelijke toename van het percentage aan organische stof in de bovenste bodemlagen (bovenste 10-15 cm) vertonen, maar meestal werd een lager percentage organische stof gevonden in de diepere lagen. De stijging van het organische stofgehalte in de bovenste bodemlagen is uiteraard van zeer groot landbouwkundig belang aangezien organische koolstof vooral in de bovenste lagen cruciale functies uitoefent (aggregaatvorming, tegengaan van verslemping en erosie, vrijstelling van nutriënten,..). Door het niet meer of ondieper bewerken van de bodem wordt het organisch materiaal dat toegevoegd wordt aan de bodem minder verdund en wordt de organische stof geconcentreerd daar waar ze van belang is. Gezien de bemesting in de biologische landbouw nagenoeg uitsluitend organisch is, en er een groter aandeel (tijdelijk) grasland en groenbemesters/vanggewassen is, wordt er globaal gezien meer C in de bodem gebracht dan in de gangbare sector. Hoewel de resultaten van onderzoek hieromtrent niet steeds in dezelfde richting wijzen, is er toch een tendens voor globaal hogere organischekoolstofgehaltes in biologische bodems. Uit recent onderzoek blijkt dat biologische landbouwbedrijven in Vlaanderen gemiddeld een hoger organische stofgehalte hebben dan conventionele bedrijven en dat er meer bedrijven zijn met een hoog organische stofgehalte dan bij de conventionele bedrijven. Dit gehalte was positief gecorreleerd met de intensiteit van het management (hogere gehaltes bij intensievere bemesting) (De Neve et al. 2006). 27 MIRA Achtergronddocument Bodem Hoe wordt koolstofbeheer het best aangepakt? Dat is het onderwerp van de brochure ‘Organische stof: sleutel tot bodemvruchtbaarheid’ en het handige computerprogramma ‘KOOLSTOFSIMULATOR’ uitgegeven door de dienst Land en Bodembescherming van de Vlaamse overheid (LNE, 2009a, 2009b) (http://www.lne.be/themas/bodem/organische-stof/organische-stof-sleutel-totbodemvruchtbaarheid). Je vindt er ook gegevens over de koolstofaanvoer door verschillende gewassen en meststoffen. Indicatoren 2.7 Organische stof in de bodem Het organische stofgehalte in de bovenste laag van de bodem wordt gedefinieerd als de belangrijkste maat en indicator voor bodemkwaliteit (Mulier et al., 2006). Een voldoende hoog gehalte aan organische stof komt overeen met een goede bodemconditie vanuit het standpunt van landbouw, leefmilieu en natuur. 2.7.1 Methode van de indicator Het organische stofgehalte in de Vlaamse landbouwbodem werd nagegaan op basis van het organische koolstofgehalte bepaald met de gewijzigde Walkley en Black methode bij standaardgrondontledingen door de Bodemkundige Dienst van België (BDB). Voor de periode 20082010 (tot en met 30/9/2010) werden 10.705 stalen van weilandpercelen en 63.701 stalen van akkerbouwpercelen genomen in het kader van een bodemvruchtbaarheidsonderozek, aangevraagd door de perceeleigenaar aan de BDB. De evaluatie van de koolstoftoestand op perceelsniveau gebeurde aan de hand van het beoordelingskader opgesteld door de BDB (Tabel 3). Er wordt bij het interpreteren van analyseresultaten gebruik gemaakt van evaluatiegrenzen en beoordelingsklassen. Jarenlange proefveldwerking en praktijkervaring hebben toegelaten om, afhankelijk van het bodemgebruik en de grondsoort, bodemvruchtbaarheidklassen op te stellen voor bodemvruchtbaarheidparameters, waaronder het koolstofgehalte. Het koolstofgehalte van de bodem is evenredig is met het organische stofgehalte (organische stofgehalte = organische koolstofgehalte*1,724) en vormt dus een goede indicator hiervoor. Bij het opstellen van de bodemvruchtbaarheidsklassen wordt een onderscheid gemaakt tussen akkerbouw- en weilandpercelen. Zeven beoordelingsklassen worden onderscheiden, gaande van zeer laag tot zeer hoog (veenachtig), telkens voor akkerbouw en weiland (Tabel 3). Tabel 3: Beoordeling van het organische koolstofgehalte (in %C) voor akkerbouw (staalname: 0-23 cm) en weiland (staalname: 0-6 cm) in functie van de grondsoort zoals gehanteerd door de Bodemkundige Dienst van België. Beoordelingsklasse 1. Zeer laag 2. Laag 3. Tamelijk laag 4. Streefzone 5. Tamelijk hoog 6. Hoog 7. Zeer hoog* Zand < 1,2 1,2 - 1,4 1,5 - 1,7 1,8 - 2,8 2,9 - 4,5 4,6 - 10,0 > 10,0 Akkerbouw ZandleemLeem < 0,8 0,8 - 0,9 1,0 - 1,1 1,2 - 1,6 1,7 - 3,0 3,1 - 7,0 > 7,0 Polders < 1,0 1,0 - 1,2 1,3 - 1,5 1,6 - 2,6 2,7 - 4,5 4,6 - 10,0 > 10,0 Weiland Alle gronden Leem behalve leem < 2,0 < 1,5 2,0 - 2,9 1,5 - 2,0 3,0 - 3,5 2,1 - 2,5 3,6 - 5,5 2,6 - 4,2 5,6 - 7,0 4,3 - 6,5 7,1 - 10,0 6,6 - 9,0 > 10,0 > 9,0 * zeer hoog is veenachtig Bron: Hendrickx et al., 1992; Vanongeval et al., 1995; Vanden Auweele et al., 2004; Boon et al., 2009. De middenklasse noemt men de streefzone, die de zone van optimale toestand weergeeft. Binnen deze zone kunnen, mits een beredeneerde bemesting, economisch optimale resultaten behaald worden. Indien de analyseresultaten hoger zijn dan de streefzone kan er bespaard worden op de bemestingsdosis. Als de gehalten lager zijn dan de streefzone wordt geadviseerd hogere bemestingsdosissen toe te dienen om de globale chemische bodemvruchtbaarheid op peil te 28 MIRA Achtergronddocument Bodem brengen. Hieruit kan afgeleid worden dat de streefzone functie is van de grondsoort (textuur) en dat de bemestingsadvisering uniek is voor elk perceel. De evolutie van het koolstofgehalte in akkers en weiland wordt voorgesteld gebruik makend van een aantal opeenvolgende datasets van de standaardgrondontleding uitgevoerd door de BDB (Tabel 4). Al decennia lang wordt het koolstofgehalte bepaald en de resultaten worden al meer dan 25 jaar volgens de eerder vermelde beoordelingsklassen ingedeeld. Er wordt gewerkt met een periode van 3 tot 4 jaar omdat dit het theoretische interval is waarbij dezelfde percelen opnieuw worden bemonsterd en omdat bemestingsadviezen gegeven worden voor 3 opeenvolgende teelten. Tabel 4: Overzicht van de onderzochte periodes voor koolstofpercentage (1982-2010) in Vlaamse landbouwgronden periode 1982 - 1984 1985 - 1988 1989 - 1991 1992 - 1995 1996 - 1999 2000 - 2003 2004 – 2007* 2007 – 2010* duur 3 jaar 4 jaar 3 jaar 4 jaar 4 jaar 4 jaar 4 jaar 3 jaar Periode 2004-2007 loopt tot 31 augustus 2007; periode 2007-2010 loopt van 1 september 2007 tot 30 september 2010. Bron: BDB 2.7.2 Verloop Uit de resultaten blijkt dat iets meer dan één derde (35,1 %) van de akkerbouw- en ongeveer de helft (50,4 %) van de weilandpercelen een koolstofgehalte beneden de streefzone (tamelijk laag tot zeer laag) heeft in de periode 2007-2010. Na een gemiddelde toename van het koolstofgehalte in de periode 1975-1989 (Bries et al., 2006), vertoonde de evolutie van het koolstofgehalte in de Vlaamse akkerbouwpercelen (Figuur 5) en weilanden (Figuur 6) van 1989 tot en met de periode 2004-2007 een duidelijk dalende tendens, met steeds meer percelen die beneden de optimale toestand (streefzone) lagen. In de periode 2008-2010 lijkt deze evolutie gekeerd en zien we voor het eerst het aantal percelen beneden de optimale toestand opnieuw dalen: van 51 % in 2004-2007 naar 35% in 2007-2010 voor de akkerbouwpercelen en van 55 % naar 50 % voor de weilandpercelen. Men moet echter voorzichtig zijn met de interpretatie van deze analyseresulaten omdat de meetfout op het organischekoolstofgehalte even groot of zelfs groter is dan normale veranderingen in het organischekoolstofgehalte op 3 jaar tijd. 29 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 5: Evolutie van de procentuele verdeling van de Vlaamse akkerbouwpercelen volgens de beoordeling van het percentage koolstof (Vlaanderen, 1982-2010) 100% 80% zeer hoog (veenachtig) hoog 60% tamelijk hoog normaal-streefzone tamelijk laag 40% laag zeer laag 20% 0% 19821984 19851988 19891991 19921995 19961999 20002003 20042007* 20072010* * Periode 2004-2007 loopt tot 31 augustus 2007; periode 2007-2010 loopt van 1 september 2007 tot 30 september 2010. Bron: Vanden Auweele et al. (2004) (voor 1982-2003), Boon et al. (2009) (voor 2004-2007), BDB (voor 2007-2010) 19821984 zeer laag laag tamelijk laag normaal-streefzone tamelijk hoog hoog zeer hoog (veenachtig) 2,0 6,8 13,9 52,0 22,9 2,3 0,1 19851988 2,6 9 15 53 19 2 0 19891991 2,3 5,8 11,7 49,2 28,3 2,6 0,2 19921995 2,2 6,5 13,7 50 25,4 2,1 0,1 19961999 3,2 9 17,5 49,3 19,2 1,7 0,1 20002003 6,1 14,2 21,0 43,6 14,1 1,0 0,0 20042007 9,6 18,3 23,2 38,1 10,2 0,7 0,0 20072010 3,8 11,1 20,2 50,0 13,9 1,0 0,0 30 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 6: Evolutie van de procentuele verdeling van de Vlaamse weilanden volgens de beoordeling van het percentage koolstof (Vlaanderen, 1982-2010) 100% 80% zeer hoog (veenachtig) hoog 60% tamelijk hoog normaal-streefzone tamelijk laag 40% laag zeer laag 20% 0% 19821984 19851988 19891991 19921995 19961999 20002003 20042007* 20072010* * Periode 2004-2007 loopt tot 31 augustus 2007; periode 2007-2010 loopt van 1 september 2007 tot 30 september 2010. Bron: Vanden Auweele et al. (2004) (voor 1982-2003), Boon et al. (2009) (voor 2004-2007), BDB (voor 2007-2010) zeer laag laag tamelijk laag normaal-streefzone tamelijk hoog hoog zeer hoog (veenachtig) 19821984 4 14 14 38 22 5 2,5 19851988 4,5 17 15 38 19 5 2 19891991 4,7 19,3 14,4 37,4 17 4,7 2,5 19921995 5,4 21,1 16,2 37,6 14,6 3,5 1,7 19961999 6,9 23,8 15,1 34,2 13,9 3,9 2,1 20002003 8,2 26,3 17,1 33,3 11 2,7 1,4 20042007 12,8 26,8 15,7 31,4 10,1 2,2 1,1 20072010 9,9 24,8 15,7 34,6 11,6 2,4 1,0 Om de evolutie van het koolstofgehalte ruimtelijk te beoordelen werden de analyseresultaten gegroepeerd per fusiegemeente. Voor elke fusiegemeente werd het percentage percelen met een koolstofgehalte lager dan de streefzone berekend op basis van de verdeling in de verschillende beoordelingsklassen (Tabel 3). Deze percentages worden cartografisch voorgesteld in Figuur 7. Een vergelijking van de ruimtelijke spreiding van de organische stofindicator tussen de jaren ’80 en 2007 toont een duidelijke daling van het koolstofgehalte en bijgevolg ook van het organische stofgehalte zowel in weiland- als in akkerbouwpercelen aan. In de periode 2007-2010 vertonen de kaartjes met de ruimtelijke spreiding, zowel voor akkerbouw- als voor weilandpercelen, opnieuw meer lichter en groen gekleurde gemeenten, wat duidt op een minder percelen beneden de optimale toestand. Het koolstofgehalte in akkerbouwpercelen is gunstiger in de Kempen dan in de Vlaamse zandstreek en de zandleemstreek (West- en Oost-Vlaanderen) (Figuur 7). De Vlaamse zandstreek en de Kempen vertonen dan weer een zeer laag koolstofgehalte in weilanden. 31 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 7: Evolutie van het percentage percelen met een koolstofgehalte lager dan de streefzone in de Vlaamse gemeenten tussen 1982 en 2010 voor akkerbouw- en weilandpercelen * Periode 2004-2007 loopt tot 31 augustus 2007; periode 2007-2010 loopt van 1 september 2007 tot 30 september 2010. Bron: Vanden Auweele et al. (2004) (voor 1982-2003), Boon et al. (2009) (voor 2004-2007), BDB (voor 2008-2010) 2.7.3 Evaluatie en beleidsrespons Oorzaken en gevolgen van het dalend organische stofgehalte tot 2007 De daling van het koolstof- en organische stofgehalte in de Vlaamse landbouwbodems in de periode van 1989 tot 2007 kan worden toegeschreven aan diverse factoren. Er was een verminderde aanbreng van organische stof in de vorm van dierlijke mest onder andere ten gevolge van de bemestingsbeperkingen opgelegd in de mestwetgeving. De MestActiePlan-bemestingsnormen in Vlaanderen leggen beperkingen op voor het gebruik van dierlijke mest en compost. Oogstresten zoals tarwestro worden vaak afgevoerd. Landbouwpraktijken en landbeheer liggen ook aan de basis van een dalend organische stofgehalte in de landbouwbodem. Zo is de ploegdiepte toegenomen in bepaalde regio’s (Boon et al., 2009; Elsen et al., 2010). Oude weilanden die worden omgezet in akkerland kennen een dalend verloop van koolstofgehalte. Weidevernieuwing in combinatie met een diepe grondbewerking is wellicht belangrijke verklaring voor het dalende koolstofgehalte in de 0-6 cm bodemlaag. Het roteren weiland met akkerbouwteelten resulteert in een lager koolstofgehalte van de toplaag bij weilandanalyse. Bij een dergelijke uitbatingswijze ligt de gehanteerde streefzone (Tabel 3) op hoog niveau. het een van een een 32 MIRA Achtergronddocument Bodem Niet alleen landbouwpraktijken maar ook landgebruikveranderingen spelen een grote rol in de organische stofhuishouding. De voorraden organische stof kunnen sterk verschillen tussen permanent grasland, permanente akkerbouw en wisselbouw. Extensivering als gevolg van een streng meststofbeleid zou kunnen leiden tot verminderde aanvoer van organische stof. De teeltrotaties en bedrijfsvoering hebben een grote invloed op het organische stofgehalte maar een kwantificering van deze impact vereist verdere berekeningen. Gevolgen van een dalend organisch stofgehalte zijn beschreven onder titel 2.3 Gevolgen. Evolutie vanaf 2007 Uit Figuur 6 en Figuur 7 blijkt dat in de periode 2007-2010 het gemeten koolstofgehalte gemiddeld hoger lag dan in de periode 2004-2007, zowel in de akkerbouw- als in de weilandpercelen. Het aantal percelen met een te laag koolstofgehalte is gedaald t.o.v. de periode 2004-2007. Men moet echter voorzichtig zijn met de interpretatie van deze analyseresulaten omdat de meetfout op het organische koolstofgehalte even groot of zelfs groter is dan normale veranderingen in het organischekoolstofgehalte op 3 jaar tijd. Door onnauwkeurigheden op de metingen kan men bij normale veranderingen in het organische koolstofgehalte slechts van een significante wijziging spreken na een periode van zo’n 15 jaar. Dit wil zeggen dat de stijgende trend minstens de volgende 3 meetperioden moeten bevestigd worden om van een echte significante stijging van het organische koolstofgehalte te kunnen spreken. Daarenboven worden in de verschillende onderzochte periodes niet dezelfde locaties bemonsterd, wat de onzekerheid op de uitspraak van de evolutie van het organische koolstofgehalte nog doet toenemen en het ook bijna onmogelijk is om statistische uitspraken te doen over de bekomen resultaten. Daarenboven hebben langetermijnexperimenten (bv. proeven te Gembloux) uitgewezen dat er soms op korte termijn onverklaarbare pieken of dalen zitten in de evolutie van het organische koolstofgehalte terwijl op lange termijn een homogene trend wordt waargenomen. 33 MIRA Achtergronddocument Bodem 3. Erosie Beschrijving van de verstoring Laatst bijgewerkt in december 2007 3.1 Mechanismen van bodemerosie en sedimentaanvoer Bodemerosie is het losmaken, de opname, het transport en de afzetting van bodemdeeltjes (sediment) door een bewegend agens. Bodemerosiesnelheden worden uitgedrukt in ton/ha.jaar. Traditioneel erkent men watererosie, winderosie (Van Kerckhoven et al., 2009) en massatransport (Van Den Eeckhaut et al., 2007). Onderzoek (Govers et al., 1994, Van Muysen et al., 2000) heeft aangetoond dat er ook een belangrijke bodemverplaatsing optreedt als gevolg van bodembewerkingen (bewerkingserosie). Bewerkingserosie kan gedefinieerd worden als de nettohellingafwaartse beweging van bodemmateriaal die optreedt bij het mechanisch of manueel bewerken van de bodem op hellende percelen. Tenslotte is ook de export van bodemmateriaal door het oogsten van gewassen (Poesen et al., 2001) zoals aardappelen en suikerbieten, een actief bodemerosieproces in Vlaanderen. Hoewel bewerkingserosie en bodemexport door rooien in Vlaanderen in intensiteit minstens even belangrijke processen zijn als bodemerosie door het afstromen van regenwater, heeft dit laatste proces meer ingrijpende milieu-impacten aangezien een groot gedeelte van het losgemaakte sediment door het afstromend water terecht komt in beken en rivieren (Verstraeten et al., 1999). Bodemerosie en sedimentaanvoer zijn verbonden met de thema’s verspreiding van bestrijdingsmiddelen, verspreiding van zware metalen en kwaliteit van het oppervlaktewater. Sediment in de waterloop is als dusdanig kan ook een bron van verontreiniging gelet op de rechtstreekse ongewenste effecten een overmatige sedimentlading die dit met zich meebrengt (dichtslibben beken, rivieren en wachtbekkens, ruimingsoperaties). Verder zullen agro-chemicaliën en andere contaminanten, afkomstig van huishoudelijk en industrieel afvalwater dat in de waterlopen wordt geloosd, zich hechten op de sedimentpartikels en via het sediment doorheen het riviersysteem verspreid worden. Watererosie Bodemerosie door water is de resultante van de interactie van 4 hoofdfactoren: erosiviteit van de neerslag, reliëf (hellingsgraad- en lengte), erosiegevoeligheid van de bodem en erosiegevoeligheid van het landgebruik of gewaserosiegevoeligheid. Bodemerosie is een proces dat ook in natuurlijke omstandigheden voorkomt maar de erosiegevoeligheid van het agrarisch landgebruik kan met een factor 100 tot 1 000 toenemen door agrarische activiteiten. Figuur (uit Poesen et al., 1996) geeft de meest voorkomende bodemerosieprocessen door water weer. 34 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 8: Illustratie van de meest voorkomende bodemerosieprocessen door water A = productie van oppervlakkige afvoer (Hortoniaanse afvoer) als gevolg van bodemverdichting; B = intergeulerosie; C: geulerosie; D = colluvium; E = tijdelijk ravijn; F = berm, G = pijpingang; H = pijpuitgang; I = bermravijn Bron: Poesen et al., 1996. Intergeulerosie is een erosievorm die optreedt wanneer de impact van vallende regendruppels het voornaamste proces is dat bodemmateriaal losmaakt. Dit leidt tot een laagsgewijze erosie die bijna niet detecteerbaar is. Geulerosie treedt op wanneer afstromend water het voornaamste losmaakagens is. Dit leidt tot de vorming van kleine, uitgeschuurde kanaaltjes. Indien de uitgeschuurde kanalen niet langer door normale landbouwbewerkingen kunnen worden weggewerkt (dwarsdoorsnede > 930 cm²) spreekt men van ravijnerosie. Een gedeelte van de geërodeerde bodemdeeltjes wordt stroomafwaarts terug afgezet op het land. Maar door het afstromend water komt ook een gedeelte van de losgemaakte bodemdeeltjes terecht in beken, rivieren en wachtbekkens. De sedimentaanvoer uit een stroomgebied is de hoeveelheid bodemmateriaal die in een stroomgebied wordt losgemaakt en getransporteerd tot aan een waterloop. De absolute sedimentaanvoer van een stroomgebied wordt uitgedrukt in ton.j-1. De oppervlaktespecifieke sedimentaanvoer van een stroomgebied wordt uitgedrukt in ton.ha-1.j-1. De sedimentaanvoer-ratio van een stroomgebied (eng. sediment delivery ratio) is de verhouding van de hoeveelheid bodemmateriaal die door de waterlopen wordt afgevoerd ten opzichte van de totale hoeveelheid bodemmateriaal die door watererosieprocessen in het stroomgebied wordt losgemaakt. De sedimentaanvoer-ratio is afhankelijk van de dichtheid van het drainage-netwerk en de ruimtelijke configuratie van het landgebruik en de topografie. De gevolgen van bodemerosie door water situeren zich dus zowel lokaal als stroomafwaarts. Lokaal leidt bodemerosie tot een verlies van de vruchtbare bodemtoplaag en een vermindering van de gewasopbrengsten. Stroomafwaarts veroorzaakt sedimentaanvoer problemen in verband met de bevaarbaarheid van waterlopen en vermindert het bufferend vermogen van rivieren en wachtbekkens, waardoor de kans op overstromingen toeneemt. Bovendien maken de polluenten en nutriënten die op de geërodeerde bodemdeeltjes gefixeerd zijn, en die zowel van het akkerland (bv. fosfaten) als van lozingen van huishoudelijk en industrieel afvalwater afkomstig zijn (bv. zware metalen), de opruiming van vervuilde waterbodems door de waterloopbeheerder moeilijker. De recente wetgeving VLAREBO (VLaams REglement betreffende de Bodemsanering) en VLAREA (VLaams reglement inzake Afvalvoorkoming en –beheer), maken het ruimen van waterbodems ook niet goedkoper. Watererosie in gematigde klimaten is inherent verbonden aan akkerlandbouw. Er zijn dan ook indicaties dat er reeds signficante (zij het wellicht eerder lokale) erosie optrad in het Neolithicum. De voortdurende schaalvergroting in de landbouw heeft sinds WO II geleid tot grotere landbouwpercelen 35 MIRA Achtergronddocument Bodem in Vlaanderen waardoor de debieten van het afstromend water steeds groter werden. Algemeen wordt aangenomen dat het gemiddeld jaarlijks bodemverlies door water en de sedimentaanvoer naar waterlopen in Vlaanderen sinds de jaren ‘60 sterk is toegenomen. De toename van de perceelsgrootte wordt ook gedeeltelijk gecompenseerd doordat sinds de tweede wereldoorlog de steilste percelen veelal omgezet zijn naar bos of weiland (Van Oost et al., 2000). Bewerkingserosie Bewerkingserosie resulteert uit het verplaatsen van bodemmateriaal door landbouwwerktuigen: bij het ploegen van een hellend perceel worden grote hoeveelheden bodemmateriaal verplaatst. Gewoon ploegen leidt tot het keren van de gehele bouwlaag of van ca. 4 000 ton ha-1 bodemmateriaal. Deze verplaatsing is nooit volledig in vertikale zin: er treden ook laterale verplaatsingen op. Wanneer een hellend perceel geploegd wordt zal de netto-verplaatsing in hellingafwaartse zin steeds groter zijn dan de verplaatsing in hellingopwaartse zin (Figuur 9, Govers et al., 1994). Het gevolg hiervan is dat het landschap als het ware wordt afgeschaafd: er treedt netto-bodemverlies op op de convexiteiten (‘ruggen’) en aan de hellingafwaartse kant van perceelsgrenzen. In concaviteiten (‘kommen’) en aan de hellingsopwaartse kant van perceelsgrenzen wordt dan weer bodemmateriaal afgezet. Figuur 9: Illustratie van het principe van bewerkingserosie: zowel bij het bewerken in hellingop- en hellingafwaartse richting als bij het bewerken volgens de hoogtelijnen is de verplaatsing in hellingafwaartse zin groter dan in hellingopwaartse zin. Bron: Govers et al. (1994) De herverdeling van bodemmateriaal die door bewerkingserosie veroorzaakt wordt leidt tot herverdeling van organische stof en nutriënten in het perceel, waarbij er zones kunnen onstaan die relatief verarmd zijn, terwijl er zich in andere zones een teveel aan nutriënten accumuleert (Van Oost et al., 2005). Verder kan de lokale intense erosie van de bouwlaag op de eroderende gedeelten leiden tot een verlaging van de bodemkwaliteit en dus ook tot een verminderde functionele capaciteit: gewasopbrengsten, maar bv. ook bufferend en filterend vermogen van de bodem kunnen mogelijk afnemen. Bewerkingserosie is sterk afhankelijk van bewerkingsdiepte en –snelheid (Van Muysen et al., 2000). Deze zijn sinds WOII beide zeer sterk toegenomen en er mag van uitgegaan worden dat de jaarlijkse Ktil-waarden tussen 1945 en 1995 ongeveer verdrievoudigd zijn. Sindsdien is de intensiteit van bewerking niet meer verder toegenomen. De toename in bewerkingsintensiteit wordt ten dele gecompenseerd door de toename van de perceelsgrootte: deze leidt immers tot een reductie van de totale lengte aan perceelsgrenzen en bijgevolg tot het verdwijnen van de bewerkingserosie aan de hellingafwaartse zijde van deze grenzen. 36 MIRA Achtergronddocument Bodem Bodemverlies door het rooien van gewassen Bodemverlies door het rooien van gewassen (BRG) is een bodemerosieproces dat optreedt bij gewassen waarvan het opbrengstdeel (gedeeltelijk) onder de grond groeit, zoals suikerbieten, aardappelen, cichoreiwortelen, penen en prei (afgekort als BRG-gewassen). Tijdens het rooien blijven bodemdeeltjes aan het gewas kleven en kunnen bodemkluiten en stenen door de rooimachine worden opgepakt. Wanneer de rooimachine deze aanhangende bodemdeeltjes, bodemkluiten en stenen niet van het gewas kan scheiden, worden ze samen met het gewas van het veld geëxporteerd, wat dus een bodemverlies betekent voor het perceel waar het gewas werd geteeld. BRG is gedefinieerd als massa ovendroge bodem en wordt uitgedrukt in ton.(ton netto opbrengst)-1, ton.ha1 .oogst-1 en ton.ha-1.jaar-1. Deze laatste eenheid drukt een gemiddeld bodemverlies uit voor een bepaalde teeltrotatie. Het bodemmateriaal dat tijdens de oogst van de akker wordt geëxporteerd kan op verschillende plaatsen terechtkomen, zoals op een perceelsrand waar de oogst eventueel tijdelijk opgeslagen wordt, het landbouwbedrijf (vb. indien het gewas daar gereinigd wordt), wasbedrijven, gewasverwerkende bedrijven en de consument. Op de akkers leidt BRG tot een vermindering van de bodemkwaliteit door een verlies van de vruchtbare bodemtoplaag wat op zijn beurt kan leiden tot een vermindering van gewasopbrengsten. BRG heeft hiernaast nog een aantal andere gevolgen voor de economie en het milieu die te maken hebben met het transport van de bodem, het reinigen van het gewas, het laten bezinken van sediment in bekkens en het afzetten van de bodem. BRG is afhankelijk van tijdsafhankelijke factoren zoals rooitechnieken, het percentage akkerland dat voor wortelgewassen gebruikt wordt en de gewasopbrengst. Voornamelijk omwille van de mechanisatie stegen bodemverliezen door rooien in België van 0.4 ton.(ha.jaar)-1 in 1846 tot 2.4 ton.(ha.jaar)-1 in de jaren ’70 en begin de jaren ’80 van de vorige eeuw waarna de jaarlijkse bodemverliezen terug begonnen te dalen tot 1.8 ton.(ha.jaar)-1 in 2003 (Ruysschaert, 2005). 3.2 Begroten van bodemerosie en sedimentaanvoer De hoeveelheid watererosie kan relatief nauwkeurig gemeten worden door na iedere regenbui het volume van alle nieuw gevormde geulen en ravijnen te meten. Ook gesloten percelen waarbij onderaan (een vast gedeelte van) de totale hoeveelheid water en sediment worden opgevangen kunnen gebruikt worden om erosiesnelheden te schatten. Tracers zoals 137Cs laten toe om gemiddelde totale erosiesnelheden over langere termijn te begroten. Omwille van technische en financiële beperkingen is het echter onmogelijk om bodemerosie rechtstreeks te meten op een regionale of nationale schaal. De totale sedimentaanvoer uit stroomgebieden kan worden geschat door het meten van sedimentatievolumes in wachtbekkens of door het meten van suspensieladingen in rivieren. De eerste methode geeft enkel schattingen op lange termijn en is beperkt tot de plaatsen waar er wachtbekkens aanwezig zijn. Het meten van suspensieladingen op continue basis is mogelijk door middel van turbiditeitsmetingen. In Vlaanderen zijn de VMM en het Waterbouwkundig Laboratorium, beide van het Ministerie van de Vlaamse Gemeenschap, actief met dergelijke meetprogramma’s (Van Hoestenberghe et al., 2006). Omwille van de temporele variatie van sedimentaanvoer zijn de eerste meetresultaten nog niet representatief op langere termijn. Als alternatief voor metingen is de modellering van watererosie en sedimentaanvoer mogelijk. Bewerkingserosie kan slechts uitzonderlijk direct worden begroot, bv. door na te gaan hoeveel bodemmateriaal er accumuleert aan de bovenzijde van een talud op een locatie waar watererosie afwezig is. Proeven met tracers, waarbij zowel macro-tracers als gelabeld bodemmateriaal (labeling 134 met Cs) kunnen gebruikt worden laten echter toe om na te gaan hoe de netto bodemverplaatsing door een bepaald werktuig varieert i.f.v. snelheid en bewerkingsdiepte. Door experimenten uit te voeren op verschillende hellingsgraden kan vervolgens bepaald worden hoe de netto bodemverplaatsing varieert i.f.v. de hellingsgraad. Hieruit kan een zogenaamde bewerkingstransportcoefficiënt (Ktil) worden afgeleid die een maat is voor de erosiviteit voor het gebruikte werktuig. Deze kan vervolgens in een eenvoudig model geïmplementeerd worden om de bewerkingserosie voor een gegeven perceel of regio te schatten. 37 MIRA Achtergronddocument Bodem Bodemverlies door rooien kan op twee manieren worden begroot. Een eerste manier is met behulp van veldmetingen waarbij er oogststalen genomen worden op de rooimachine waar het gewas in de laadbak valt. Door het gewas te wegen voor en na reinigen en te corrigeren voor het bodemvochtgehalte kunnen de bodemverliezen dan berekend worden. Het voordeel van deze methode is dat de variabiliteit op veldschaal kan begroot worden. Deze manier is echter tijdrovend en is niet geschikt om bodemverlies door rooien te begroten op lange termijn en op regionale of nationale schaal. Deze nadelen kunnen vermeden worden door gebruik te maken van grondtarragegevens afkomstig van de verwerkende bedrijven zoals suikerfabrieken die de hoeveelheid aangeleverde bodem en andere onzuiverheden (bijvoorbeeld stengels of rotte knollen) in elke levering schatten aan de hand van enkele staalnames. Het nadeel van het gebruik van tarragegevens is dat er een aantal correcties moeten doorgevoerd worden om ze om te rekenen naar BRG-waarden. Tarragegevens bevatten bijvoorbeeld vaak niet alleen bodem maar ook andere onzuiverheden. Bovendien is de hoeveelheid bodem die aan de fabriek wordt geleverd een minimale schatting voor BRG aangezien er tussen de export van het veld en de tarrabepaling in de fabriek elders nog bodem kan afgezet worden omwille van naoogstbehandelingen zoals gedeeltelijke reiniging op het landbouwbedrijf. De mens heeft in Vlaanderen vooral via het bodemgebruik een grote invloed op het bodemerosieproces. Onder bos of weiland treedt er nagenoeg geen bodemerosie op, maar op akkerland kunnen de bodemverliezen dus aanzienlijk zijn. De impact van maatschappelijke activiteiten op bodemerosie en sedimentaanvoer vertaalt zich daarom uitsluitend in de evolutie van de erosiegevoeligheid van het agrarisch landgebruik. De sector landbouw heeft een aandeel van bijna 100 % in de erosiegevoeligheid van het totale landgebruik. Deze drukindicator wordt meer in detail besproken in het volgende deel. Afgezien van het feit dat landbouwactiviteiten vrijwel volledig voor het optreden van bodemerosie verantwoordelijk zijn, dient er ook op gewezen te worden dat beleidsmaatregelen m.b.t. landbouw en/of open ruimte dikwijls onverwachte positieve of negatieve gevolgen hebben m.b.t. bodemerosie. Zo werd de vervanging van boomgaarden door akkers in het Hageland gestimuleerd door de opening van de Europese markt, met een verhoging van het erosierisico tot gevolg. 3.3 Gevolgen van erosie 3.3.1 Verlies aan bodemkwaliteit Erosie draagt op verschillende wijzen bij tot een vermindering van de bodemkwaliteit. Vermits het hoofdzakelijk de toplaag is die wordt geërodeerd, treedt er verlies op van nutriënten en organische stof. Het verlies aan organische stof dient echter genuanceerd te worden: de schaarse gegevens die beschikbaar zijn tonen aan dat de begraving van organische stof in afzettingsgebieden (colluviale hellingen, riviervalleien) én de aanmaak van nieuwe organische stof op geërodeerde plaatsen het verlies aan organische stof door netto-export en mineralisatie meer dan compenseren (Van Oost et al., 2005). De totale hoeveelheid organische stof daalt dus niet noodzakelijk onder invloed van erosieprocessen: wel kunnen binnen landbouwpercelen zones ontstaand die duidelijk verarmd zijn aan organisch materiaal. Erosie leidt ook tot een verminderde diepte van het bewortelbare profiel en van het vermogen van de bodem om water op te slaan voor de planten. Deze effecten kunnen de gewasproductiviteit aantasten: in een moderne, intensieve landbouw op diepe bodems zijn deze effecten echter vrij beperkt en geen directe bedreiging voor de voedselproductie. Uit een meta-studie concludeerden Bakker et al. (2004) dat een bodemverlies van 0,1 m gemiddeld leidde tot een productiviteitsverlies van 4 %. -1 -1 Erosiewaarden in Vlaanderen bedragen op perceelsniveau maximaal ca. 10-30 ton ha jaar , wat -1 neerkomt op een verlies van 0,0007 tot 0,0022 m jaar . Op dergelijke percelen komt dit dus neer op een rendementsverlies van ca. 0,03 tot 0,09 % per jaar. Op de meeste percelen zal het direct verlies aan rendement echter veel kleiner zijn. De relevantie van deze ogenschijnlijk zeer kleine verliezen hangt af van de tijdsschaal die men beschouwt: bovenstaande berekeningen maken duidelijk dat op korte tot middellange termijn bodemverliezen weinig impact zullen hebben op landbouwrendementen. Er dient echter rekening gehouden worden met het feit dat het bodempatrimonium onvervangbaar is: op lange termijn kunnen relatief kleine rendementsverliezen toch een bedreiging vormen voor de landbouwproductiviteit. Zo leidt het geen twijfel dat de zeer lage productiviteit van vele landbouwgebieden in het Middellandse 38 MIRA Achtergronddocument Bodem Zeebekken mede veroorzaakt wordt door de schade aan het bodempatrimonium veroorzaakt door millenia van water- en bewerkingserosie. 3.3.2 Verlies aan archeologisch en landschappelijk patrimonium Erosie leidt tot het verdwijnen van de bovenste bodemhorizonten én dus ook van de archeologische resten die er eventueel in bewaard zijn. Verder is een bodem ook een archief van landschappelijke veranderingen, veroorzaakt door klimaat en/of menselijke activiteiten. Erosie kan er voor zorgen dat deze archieffunctie van de bodem in belangrijke mate aangetast wordt. De kosten hiervan kunnen onmogelijk begroot worden: zij hebben zowel betrekking op het vaste patrimonium (overblijfselen) dat verloren gaat als het verlies van middelen om inzicht te verwerven in de spreiding en leefwijze van pre- en protohistorische samenlevingen. 3.3.3 Sedimentaanvoer naar Vlaamse waterlopen De aanvoer van sediment naar de waterlopen leidt o.a. tot de dichtslibbing van wachtbekkens en slibvangen, vaak al in een termijn van enkele jaren, met frequente ruimingen tot gevolg die een belangrijke natuurverstoring inhouden. Het bergen van grote slibvolumes zorgt voor een bijkomende verstoring van het landschap. Op basis van gemeten sedimentvolumes in 20 wachtbekkens kan een gemiddelde jaarlijkse sedimentopslag in de 100 tot 150 wachtbekkens in heel Vlaanderen voorzichtig geschat worden op 100 000 tot 200 000 ton (Verstraeten, 2000). Niet alleen wachtbekkens maar ook rivieren slibben langzaam dicht in Vlaanderen. De totale aanvoer van slib naar rivieren en wachtbekkens wordt immers geschat op ca. 360 000 ton (Notebaert et al., 2006). Een gedeelte van het sediment dat naar de waterlopen wordt aangevoerd wordt er ook afgezet. Vlaanderen heeft door het niet tijdig ruimen van dit sediment een behoorlijke baggerachterstand opgelopen. In 1999 werd de e totale hoeveelheid te baggeren slib in de Vlaamse bevaarbare en onbevaarbare waterlopen 1 categorie geschat op 27,6 miljoen m³ wat een totale kostprijs vertegenwoordigde van 305 miljoen euro (Cauwenberghs, 2000). Aangezien het sediment in de waterlopen wordt gemengd met afvalwater van huishoudens en industrie, zal ook een aanzienlijk deel van het sediment worden vervuild. Dit maakt het ruimen en storten van dit sediment nog aanzienlijk duurder. 3.3.4 Belasting van oppervlaktewater met nutriënten en contaminanten Het door erosie afgevoerde sediment bevat ook nutriënten en contaminanten. Voor wat betreft nutriënten is fosfor waarschijnljk het belangrijkst omdat dit sterk op het sediment gefixeerd is. Experimentele metingen hebben aangetoond dat ongeveer 50 % van de totale fosfor-input in de Dijle stroomopwaarts van Leuven te wijten is aan erosie. Deze hoge nutriëntentoevoer kan bijdragen tot de eutrofiëring van zoetwater-ecosystemen. De voornaamste contaminanten die via het sediment in de waterlopen terechtkomen zijn metalen en residu’s van landbouwchemicaliën. De aanvoer van landbouwchemicaliën door erosie is bijzonder moeilijk te kwantificeren: het gaat immers om zeer lage concentraties die bovendien zeer sterk variëren in ruimte en tijd. 3.4 Beleid Het kan gesteld dat bodemerosie door water en bewerking één van de belangrijkste vormen van bodemaantasting in Vlaanderen is. Daarom vormt erosiebestrijding een pijler van het huidig bodembeschermingbeleid. Onder het motto 'Werk maken van erosiebestrijding' ondersteunt de dienst Land en bodembescherming een geïntegreerde aanpak van erosie en modderoverlast, waarbij zowel aan de bron als curatief wordt opgetreden. Het oplossen van erosieproblemen vraagt namelijk een combinatie van maatregelen. Momenteel zijn subsidies voor gemeenten beschikbaar voor het opstellen van een gemeentelijk erosiebestrijdingsplan, voor het uitvoeren van kleinschalige erosiebestrijdingswerken en voor het aanstellen van een erosiecoördinator. Een erosiecoördinator begeleidt en ondersteunt de gemeente bij de uitvoering van het gemeentelijk erosiebestrijdingsplan. Daarnaast kunnen landbouwers ook beheersovereenkomsten erosiebestrijding afsluiten met het Vlaams gewest. 39 MIRA Achtergronddocument Bodem 3.4.1. Erosiebesluit Sinds 2002 kunnen gemeenten die af te rekenen hebben met bodemerosie en modderoverlast, bij dienst Land en Bodembescherming van de Vlaamse overheid een subsidie aanvragen voor het opstellen van een gemeentelijk erosiebestrijdingsplan of voor het uitvoeren van kleinschalige erosiebestrijdingswerken. Tot 30 juni 2009 waren hiertoe de bepalingen van het Besluit van de Vlaamse Regering van 7 december 2001 houdende de subsidiëring van de kleinschalige erosiebestrijdingsmaatregelen die door de gemeenten worden uitgevoerd (kortweg Erosiebesluit) van kracht. Op 8 mei 2009 keurde de Vlaamse Regering een nieuw Besluit betreffende de erosiebestrijding goed, dat het Erosiebesluit van 7 december 2001 vervangt. Dit besluit werd gepubliceerd in het Staatsblad op 1 juli 2009. Met dit nieuw besluit werden de subsidiemogelijkheden uitgebreid: sinds 2010 worden niet alleen de opmaak van een erosiebestrijdingsplan en de uitvoering van kleinschalige erosiebestrijdingwerken gesubsidieerd, maar ook de aanstelling van een erosiecoördinator die gemeenten bijstaat bij de uitvoering van werken. Verder werden een aantal administratieve bepalingen vereenvoudigd of verduidelijkt. Op 26 februari 2010 keurde de Vlaamse Regering een belangrijke wijziging van het Erosiebesluit goed. Met ingang van 1 januari 2011 wordt de procedure voor het aanvragen van subsidies aanzienlijk vereenvoudigd en versneld. De opmaak van een investeringsprogramma op basis van principeaanvragen wordt geschrapt en er wordt overgeschakeld naar halfjaarlijkse subsidieprogramma’s op basis van (éénmalige) subsidieaanvragen. Zo wordt de termijn tussen de subsidieaanvraag en de toekenning van de subsidie veel korter. Alle bepalingen van het nieuwe Erosibesluit werden gebundeld in de praktische brochure ‘Wegwijzer doorheen het Erosiebesluit’ die u kan downloaden op http://www.lne.be/themas/bodem/erosie1/erosie-door-water-en-bewerking1/erosiebesluit-voor-gemeenten-1. De opmaak van een erosiebestrijdingsplan waarin de problemen en oplossingen in kaart gebracht worden, is dus een eerste belangrijke stap. De voorbije jaren hebben bijna alle erosiegevoelige gemeenten een erosiebestrijdingsplan opgemaakt. Begin 2011 beschikten 95 gemeenten over een goedgekeurd plan en zijn zes gemeenten bezig met de opmaak ervan. Begin 2011 hebben nog vier bijkomende gemeenten een subsidieaanvraag hiervoor ingediend. Er ontbreken nog zo’n acht erosiegevoelige gemeenten in dit rijtje. Na de goedkeuring van het erosiebestrijdingsplan kan de gemeente kleinschalige erosiebestrijdingswerken uitvoeren. Om de belangrijkste erosieproblemen in Vlaanderen op te lossen zijn ongeveer 750 erosiebestrijdingswerken verspreid over een 100-tal gemeenten nodig. Om de uitvoering van erosiebestrijdingswerken een stevige duw in de rug te geven, besliste de Vlaamse Regering dat een erosiecoördinator een gemeente inhoudelijk kan bijstaan. Hiervoor krijgt elke gemeente met een erosiebestrijdingsplan hetzelfde subsidiebedrag als ze heeft ontvangen voor de opmaak van haar plan. Dit is 12,50 euro per hectare erosiegevoelig gebied. Tot de uitputting van dit bedrag draagt het Vlaams Gewest volledig de kosten voor de aanstelling van een erosiecoördinator. Het succes van deze nieuwe subsidiemogelijkheid is groot. Eind 2010 hadden 51 gemeenten een erosiecoördinator aangesteld. In 2011 hebben bijkomend 6 gemeenten een subsidieaanvraag ingediend. 3.4.2. Beheersovereenkomsten voor landbouwers Erosiebestrijding is niet alleen een zaak van de gemeenten. Er wordt ook sterk gerekend op de landbouwers want de beste erosiebestrijding situeert zich zo dicht mogelijk bij de bron, op de akkers van de landbouwers. Met niet-kerende bodembewerking of directe inzaai kan de landbouwer het afstromen van water en modder aanzienlijk verminderen. Langs de perceelsranden kan hij grasbufferstroken aanleggen dwars op de helling om de water- en modderstroom aan de rand van het perceel tegen te houden. 40 MIRA Achtergronddocument Bodem De natuurlijke afstroomroute van het water – de zogenaamde droge vallei – kan ook met een grasgang die de helling volgt, beschermd worden tegen afspoeling. Voor al die ingrepen kunnen de landbouwers een vergoeding krijgen als ze een beheerovereenkomst afsluiten met de VLM. De bedrijfsplanners van de VLM geven hen hierbij ondersteuning. Het 'Decreet van 8 december 2000 houdende diverse bepalingen' legt de wettelijke basis voor beheersovereenkomsten tussen het Vlaams gewest en landbouwers om erosiebestrijdingsmaatregelen te treffen. De beheersovereenkomsten worden deels door Europa en deels door Vlaanderen gefinancierd, in het kader van het 'Plan voor plattelandsontwikkeling (PDPO II)'. Dit document werd op 13 november 2007 goedgekeurd door de Europese Commissie. De volledige tekst daarvan vindt u op deze website van het beleidsdomeinlandbouw en visserij (nieuw venster). Op 1 januari 2009 zijn de nieuwe beheersovereenkomsten Erosiebestrijding van start gegaan. Meer informatie over de beheersovereenkomsten Erosiebestrijding vindt u op de website van de Vlaamse Landmaatschappij (http://www.vlm.be/landtuinbouwers/beheerovereenkomsten). 3.4.3. Mid Term Review - Randvoorwaarden (Cross Compliance) Op 26 juni 2003 bereikten de Europese ministers van Landbouw een akkoord over de fundamentele hervorming van het Gemeenschappelijk Landbouwbeleid (GLB). Het doel van deze hervorming, ook Mid Term Review (MTR) genoemd, is: de landbouw in de EU concurrerend te maken; een duurzame marktgerichte landbouw te bevorderen; de plattelandsontwikkeling te versterken. Sinds januari 2005 is het Gemeenschappelijk Landbouwbeleid ook van toepassing in Vlaanderen. Een belangrijk nieuw element in dit hernieuwde landbouwbeleid zijn de randvoorwaarden. Landbouwers die rechtstreekse inkomenssteun wensen te ontvangen, moeten bepaalde randvoorwaarden naleven voor het ontvangen van die steun. De uitbetaalde steun is dus niet langer gekoppeld aan de omvang van de productie. Eén van die randvoorwaarden is dat de landbouwer op sterk erosiegevoelige gronden de erosie moet bestrijden. Concreet komt het erop neer dat hij minstens één maatregel moet toepassen uit een reeks van mogelijke maatregelen: Als het perceel permanent bedekt is, hoeft de landbouwer geen extra maatregelen toe te passen. Onder permanente bedekking hoort: grassen, grasklaver, klaver, vlinderbloemigen, faunabraak, bebossing, pitfruit en noten. Indien wintergranen geteeld worden mag de bodem niet langer dan drie maanden onbedekt zijn. Er moet ook ingezaaid worden volgens de richting die het best aansluit bij de hoogtelijnen als het perceel in deze richting langer is dan 100 meter. Indien zomergranen of vlas geteeld worden, moet een bodembedekking voorzien worden die niet meer dan 2 weken voor de zaaidatum wordt ondergewerkt. Er moet ook ingezaaid worden volgens de richting die het best aansluit bij de hoogtelijnen als het perceel in deze richting langer is dan 100 meter. De strengste regels gelden voor de erosiegevoelige teelten. Deze omvatten alle teelten met uitzondering van granen, vlas, grasklaver, klaver en luzerne. Maïs is ook een erosiegevoelige teelt. Voor deze teelten gelden allerlei specifieke regels. Op matig erosiegevoelige percelen wordt eveneens aanbevolen erosiemilderende maatregelen te treffen. Gedetailleerde informatie is beschikbaar op www.vlaanderen.be/landbouw/MTR. 41 MIRA Achtergronddocument Bodem Indicatoren 3.5 Erosiviteit van de neerslag Laatst bijgewerkt in december 2007 Methode Hoe meer en hoe intenser de neerslag, hoe meer bodemverlies door watererosie er zal optreden. Op wereldschaal kennen de tropische klimaten de meeste erosieve neerslag maar ook binnen Vlaanderen is er op lange termijn een duidelijk ruimtelijk patroon. De erosiviteit van de neerslag is afhankelijk van de kinetische energie en de maximale intensteit van de regenbuien. De erosiviteit van een regenbui wordt doorgaans uitgedrukt als een E.I30 waarde waarbij E: de totale kinetische energie van de regenbui (MJ/ha) en I30: de maximale intensiteit in 30 minuten (mm/h). Een neerslagperiode wordt als een afzonderlijke bui beschouwd van zodra ze gescheiden is van een andere neerslagperiode met een tussenperiode van minstens 6 uur zonder neerslag. Aangezien de buien vaak van korte duur kunnen zijn en variaties in neerslagintensiteit bovendien vrij groot kunnen zijn op korte termijn, is het noodzakelijk dat de berekening van de Rfactor gebeurt met voldoende gedetailleerde neerslaggegevens. De neerslagerosiviteitsfactor (R) is een lange termijnwaarde van de jaarlijkse erosiviteit van de neerslag. De R-factor is de som van de EI30-waarden van alle buien gedurende een bepaald jaar. Doorgaans wordt een gemiddelde van verschillende jaren genomen. Het is echter ook mogelijk om de neerslagerosiviteitsfactor te berekenen voor afzonderlijke jaren, dagen of zelfs regenbuien. Op basis van een neerslagreeks te Ukkel die ter beschikking werd gesteld door het KMI werd de gemiddelde neerslagerosiviteit voor de periode 1898-2004 geschat op 880 MJ.mm/ha.h. De jaarlijkse afwijkingen ten opzicht van dit gemiddelde wordt afgebeeld in Figuur 10. Verloop Bodemerosie door water treedt hoofdzakelijk op tijdens en vlak na intense regenbuien. Zowel de neerslagintensiteit als het neerslagvolume zijn daarbij bepalend. Omwille van de seizoenale verschillen in neerslagkarakteristieken in Vlaanderen – overwegend weinig intense regenbuien in de periode oktober-april, en hoog-intense regenbuien in de periode mei-september – zien we dan ook een sterke piek in de neerslagerosiviteit in de zomerperiode. Hoe meer intense regenbuien er jaarlijks optreden, hoe groter het jaarljks geërodeerd bodemvolume zal zijn. Klimaatveranderingen kunnen leiden tot een hogere frequentie van zulke hoog-intense regenbuien, met een hoger erosierisico tot gevolg. De jaarlijkse neerslagerosiviteit, berekend op basis van gedetailleerde neerslaggegevens is dan ook een goede indicator om het effect van een veranderend klimaat op het erosierisico weer te geven. Figuur 10 toont de evolutie van de jaarlijkse neerslagerosiviteit te Ukkel voor de periode 1898-2004. De jaarlijkse neerslagerosiviteit vertoont een cyclisch patroon met periodes van 10-20 jaar die gemiddeld een lagere neerslagerosiviteit kennen, afgewisseld met periodes met een gemiddeld hogere neerslagerosiviteit. Het laatste decennium wordt gekenmerkt door hogere waarden voor de neerslagerosiviteit: 7 van de laatste 10 jaar zijn gekenmerkt door waarden boven het langetermijngemiddelde. Bovendien hebben de twee hoogste waarden sinds 1898 zich voorgedaan tijdens 2002 en 2004. De gegevens suggereren dat het neerslagregime gedurende het laatste decennium duidelijk erosiever is geworden. Dit zou kunnen gerelateerd zijn aan de stijgende luchttemperatuur, die voor een grotere kans op convectieve, erosieve neerslag zorgt. Anderzijds is een cyclisch effect niet uit te sluiten. De rol van beide (cycliciteit vs. opwarming) kan enkel uitgemaakt worden via gedetailleerd meteorologisch onderzoek. 42 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 10: Evolutie van de neerslagerosiviteit en afwijking van het lange-termijngemiddelde (Ukkel, 1898-2004) R = gemiddelde jaarlijkse neerslagerosiviteit (MJ.mm/ha.h). Deze waarde is lineair gerelateerd aan het erosierisico. De zwarte curve geeft het 10-jarig glijdend gemiddelde weer van zowel de jaarlijkse neerslagerosiviteit als de afwijking op het gemiddelde voor de periode 1898-2004 = 880 MJ.mm/ha.h. De streepjeslijnen geven de standaardafwijking weer op het langetermijngemiddelde. Bron: KMI, KULeuven 3.6 Gewaserosiegevoeligheid of erosiegevoeligheid van het landgebruik Laatst bijgewerkt in december 2007 Methode Hoe groter de bedekkingsgraad van de vegetatie hoe minder bodemerosie er kan optreden. Bodems onder bos of weide zijn nagenoeg niet onderhevig aan erosie. Wanneer ze echter gebruikt worden om cultuurgewassen te telen, kennen ze gedurende bepaalde periodes van het jaar een zeer geringe bedekkingsgraad. Teelten die de bodem een goede bedekking bieden tijdens de meest erosiegevoelige periodes van het jaar (mei-september), zoals de wintergraangewassen, hebben een lagere erosiegevoeligheid dan gewassen die net vóór deze periode worden ingezaaid (o.a. zomergranen, bieten, maïs, aardappelen, groenten in openlucht). De gemiddelde jaarlijkse erosiegevoeligheid van een bepaald gewas wordt doorgaans weergegeven met behulp van een dimensieloze parameter die varieert tussen 0 (100 % bedekking) en 1 (onbedekte bodem). Landbouwgewassen hebben een verschillende gewaserosiegevoeligheid. Teelten die de bodem een goede bedekking bieden tijdens de meest erosiegevoelige periodes in het jaar (mei-september), zoals de wintergraangewassen, hebben een lagere erosiegevoeligheid dan gewassen die net vóór deze periode worden ingezaaid (o.a. zomergranen, bieten, maïs, aardappelen, groenten in openlucht). Het opvolgen van de erosiegevoeligheid van het agrarisch landgebruik laat toe om na te gaan in welke mate het bodemgebruik bijdraagt tot een verhoging of verlaging van het erosierisico. 43 MIRA Achtergronddocument Bodem Verloop Figuur 11 toont de evolutie van de oppervlakte cultuurgrond en de voornaamste teelten of teeltgroepen voor de periode 1990-2006. Het areaal van de meer erosiegevoelige gewassen is sinds 1990 beduidend toegenomen. Voornamelijk maïs (+ 73 % of + ca. 68 700 ha) en groenten in open lucht (+ 35% of + 7 200 ha) zijn relatief sterk toegenomen in oppervlakte, voornamelijk ten koste van de minder erosiegevoelige wintergewassen: (wintertarwe en wintergerst: - 20 % of – ca. 20 700 ha) en de zomerteelten exclusief maïs en groenten. Aangezien het areaal weiden en graslanden daalt met 12 % (- 29 000 ha) is de stijging van de oppervlakte met akkerbouwgewassen vrij aanzienlijk (+ 14 % of + 47 200 ha). Figuur 11: Evolutie van de totale oppervlakte cultuurgrond en het areaal van de voornaamste teelten of teeltgroepen (Vlaanderen, 1990-2006) index (1990=100) 180 oppervlakte cultuurgrond 160 wintergewassen 140 mais 120 groenten in open lucht 100 80 zomerteelten exclusief mais en groenten totaal gras- en weiland 60 akkerland 19 90 19 91 19 92 19 93 19 94 19 95 19 96 19 97 19 98 19 99 20 00 20 01 20 02 20 03 20 04 20 05 20 06 40 Bron: FOD Economie landbouwenquête Tijdens de periode 1990-2009 is de gewaserosiegevoeligheid omwille van veranderingen in teelten gemiddeld toegenomen met 26 %. Tijdens de maanden mei-juni, de periode met een hoog risico op lokale modderoverlast, is de gemiddelde gewaserosiegevoeligheid zelfs gestegen met 33 % (Figuur 12). 44 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 12: Evolutie van de gewaserosiegevoeligheid in Vlaanderen, 1990-2009 index (1990=100) 140 130 120 110 100 90 80 totale gewaserosiegevoeligheid 70 gewaserosiegevoeligheid mei-juni 19 90 19 91 19 92 19 93 19 94 19 95 19 96 19 97 19 98 19 99 20 00 20 01 20 02 20 03 20 04 20 05 20 06 20 07 20 08 20 09 60 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 totale gewaserosie gewaserosie gevoeligheid gevoeligheid mei-juni 100 100 101 102 103 105 107 110 109 112 110 114 114 119 116 122 116 120 119 129 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 totale gewaserosi gewaserosie egevoelighei gevoeligheid d mei-juni 118 123 123 132 122 129 124 131 123 130 123 129 122 128 123 129 127 133 126 133 Bron: KULeuven, FOD Economie landbouwenquête De gemiddelde gewaswatererosiegevoeligheid kan niet zo maar als indicator voor erosie gebruikt worden omdat deze indicator en andere erosiebepalende factoren verschillende ruimtelijke variaties kennen (Figuur 13). Aangezien maïs voornamelijk geteeld wordt in de Kempen en de Vlaamse Zandstreek, hebben deze regio’s een beduidend hogere gewaserosiegevoeligheid dan de Zandleemen Leemstreek. De andere belangrijke erosiebepalende factoren in Vlaanderen vertonen een complementair beeld: de topografie en en de bodemerosiegevoeligheid, zijn veel hoger in het zuidelijk deel van Vlaanderen (Leemen Zandleemstreek). Dit wil zeggen dat de gewaswatererosiegevoeligheid per perceel moet gecombineerd worden met de potentiële erosie per perceel (Figuur 18). Het is aan te raden om per erosieklasse de evolutie van de gewaserosiegevoeligheid te berekenen zodat op basis van de indicator een uitspraak kan gedaan worden over een mogelijke toename van erosie door een bepaalde evolutie van de gewaserosiegevoeligheid. Indien de gewaserosiegevoeligheid voor de lagere erosieklassen toeneemt is dit niet erg. Daarentegen, een toename van de gewaserosiegevoeligheid voor de klassen met hoge of zeer hoge potentiële erosie vraagt om specifieke beleidsmaatregelen. 45 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 13: Ruimtelijke spreiding van de gemiddelde gewaserosiegevoeligheid van het akkerland (Vlaanderen, 2000) Bron: KULeuven, VLM. Om de gemiddelde erosiegevoeligheid van het hele grondgebied van een gemeente te kennen, is het echter noodzakelijk om de oppervlakteaandelen van akkerland, bos en weidegebieden in rekening te brengen. Weide –en bosvegatie zorgen immers voor een zeer hoge bodembedekking en beschermen de bodems dus beter tegen erosie. De ruimtelijke spreiding van de gemiddelde gewaserosiegevoeligheid in Vlaamse gemeenten in 2002 is weergegeven in Figuur 14. Gemeenten met een relatief groot oppervlakte-percentage akkerland, zoals bijvoorbeeld in West-Vlaanderen en Haspengouw hebben een hoge gemiddelde gewaserosiegevoeligheid. Hoewel de gemiddelde gewaserosiegevoeligheid van het akkerland het hoogste is in de kempen is de gemiddelde gewaserosiegevoeligheid van het totale bodemgebruik relatief laag omwille van het grotere aandeel van bos –en weidegebieden in die gemeenten. 46 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 14: Ruimtelijke spreiding van de gemiddelde gewaserosiegevoeligheid, op basis van landbouw en bos (Vlaanderen, 2002) Bron: KULeuven, VLM Men mag echter niet uit het oog verliezen dat een hoge gewaserosiegevoeligheid niet noodzakelijk resulteert in grote bodemverliezen. Om de gemiddelde bodemerosie te schatten moet de gewaserosiegevoeligheid gecombineerd worden met de erosiegevoeligheid van de bodem en de hellingsgradiënt en hellingopwaartse oppervlakte. Daarom hebben enkel de bodemgebruiksveranderingen in zuidelijk Vlaanderen een belangrijke impact op de gemiddelde bodemerosie. Evaluatie De mens heeft in Vlaanderen vooral via het landgebruik een grote invloed op het bodemerosieproces. Onder bos of weiland treedt er nagenoeg geen bodemerosie op, maar op akkerland kunnen de bodemverliezen dus aanzienlijk zijn. De impact van maatschappelijke activiteiten op bodemerosie en sedimentaanvoer vertaalt zich daarom uitsluitend in de evolutie van de gewaserosiegevoeligheid. De sector landbouw heeft een aandeel van bijna 100 % in de erosiegevoeligheid van het landgebruik. Afgezien van het feit dat landbouwactiviteiten vrijwel volledig voor het optreden van bodemerosie verantwoordelijk zijn, dient er ook op gewezen te worden dat beleidsmaatregelen m.b.t. landbouw en/of open ruimte dikwijls onverwachte positieve of negatieve gevolgen hebben m.b.t. bodemerosie. Zo werd de vervanging van boomgaarden door akkers in het Hageland gestimuleerd door de opening van de Europese markt, met een verhoging van het erosierisico tot gevolg. Relatief belang van de drukindicatoren De gewaserosiegevoeligheid of de erosiegevoeligheid van het agrarisch landgebruik en de neerslagerosiviteit vertonen beide jaarlijkse schommelingen. De gewaserosiegevoeligheid varieert op jaarlijkse basis echter maximaal met enkele procenten. De erosiviteit van de neerslag daarentegen vertoont jaarlijkse variaties tot meer dan 40%. Deze vaststelling is belangrijk in het kader van de evaluatie van erosiebestrijdingsmaatregelen. Het effect van deze maatregelen kan slechts op lange termijn worden geëvalueerd. Op korte termijn zullen de schommelingen in neerslagerosiviteit immers een veel grotere impact hebben op bodemerosie dan het effect van bodembeheersmaatregelen. Dit kan ten dele ondervangen worden door modelberekeningen. Door het gebruik van een gestandardiseerde neerslagerosiviteit kan de verwachte hoeveelheid erosie gesimuleerd worden die te wijten zijn aan variaties in landgebruik. Hierbij is het mogelijk om zowel de impact van 47 MIRA Achtergronddocument Bodem veranderingen in landbouwteelt, oppervlakte en ligging van cultuurgrond als het effect van erosiebestrijdingsmaatregelen in rekening te brengen. 3.7 Gewaskeuze en bodemverlies door rooien (D) Laatst bijgewerkt in december 2007 Een van de belangrijkste factoren die de grootte van de jaarlijks gemiddelde bodemverliezen door rooien bepalen is de gewaskeuze. Het zijn immers enkel gewassen waarvan het opbrengstdeel (gedeeltelijk) onder de grond groeit die tot bodemverliezen door rooien (BRG) zullen leiden. Het belang van gewaskeuze voor bodemverliezen door rooien kan geschat worden door het percentage BRG-gewassen in het totale akkerlandareaal te berekenen, gebaseerd op de meitellingen van de Federale Overheidsdienst Economie. De gebruikte definitie van akkerland is bouwland verminderd met het areaal tijdelijke weiden, niet-doorlevende fruitteelt en sierteelt in openlucht. Het aandeel van BRG-gewassen in het totale akkerlandareaal is gedaald van 28 % in 1990 tot 23 % in 2006. Het totale areaal BRG-gewassen (93 957 ha in 1990) is slechts sinds 2002 lichtjes beginnen dalen tot 87 339 ha in 2006. De daling in het aandeel BRG-gewassen werd immers gecompenseerd door een toename in het akkerlandareaal (Figuur 15). Figuur 15: Evolutie van het BRG-areaal, akkerlandareaal en aandeel BRG-gewassen in het totale akkerlandareaal (Vlaanderen, 1990-2006) 1990=100 120 100 % BRG-gewassen in totale akkerareaal 100=28% BRG areaal (ha) 100=93 957 ha 80 60 40 Akkerlandareaal (ha) 100=334 015 ha 20 0 1990 1995 % BRGgewassen jaar 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 100 99,1 101,6 89,2 89,5 93,0 94,6 89,6 89,4 98,0 90,8 90,2 87,6 83,3 85,3 2000 2005 Akkerlandareaa BRG-areaal(ha) l 100 100 98,9 99,9 102,9 101,3 92,6 103,8 94,0 105,0 98,7 106,1 102,0 107,9 97,8 109,2 98,7 110,4 108,3 110,6 101,2 111,5 101,1 112,0 98,9 112,8 94,2 113,1 97,1 113,8 48 MIRA Achtergronddocument Bodem 2005 2006 82,5 81,9 93,8 93,0 113,8 113,6 Bron: KULeuven op basis van landbouwtellingen FOD Economie In de meitellingen (Federale Overheidsdienst Economie) kunnen volgende BRG-gewassen onderscheiden worden: aardappelen, suikerbieten, cichoreiwortelen (voor inuline en koffiecichorei), voederbieten, ‘andere wortel- en knolgewassen’ die worden gebruikt als voedergewassen, en de groenten penen, uien, sjalotten, knolselder, rapen, schorseneren, radijzen, witloofwortelen, asperges en prei. Suikerbieten en aardappelen zijn qua areaal veruit de belangrijkste BRG-gewassen in Vlaanderen. Tussen 1990 en 2006 beslaan zij gemiddeld 81 % van het BRG-areaal. Sinds 1995 is het relatief belang van suikerbieten licht afgenomen terwijl dat van aardappelen toegenomen is (Figuur 16). Figuur 16: Evolutie van het aandeel van verschillende gewassen in het totale BRG-areaal (Vlaanderen, 1990-2006) Aandeel in totaal BRG-areaal (%) 60 50 40 30 aardappelen suikerbieten 20 cichoreiwortelen 10 voederbieten 0 1990 jaar 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 BRG-groenten 1995 2000 2005 cichoreiwortelen aardappelen suikerbieten (koffie+inuline) 38,4 41,3 39,4 40,4 42,2 38,7 38,3 41,8 39,8 40,9 41,6 40,0 43,0 37,2 41,0 38,3 43,1 37,8 44,6 37,0 45,4 35,7 42,6 38,3 43,0 39,1 41,7 38,9 45,9 36,3 45,6 37,1 48,2 35,5 0,6 1,0 1,6 1,4 2,0 2,4 3,4 3,7 3,0 3,3 3,9 3,2 2,8 3,5 3,4 3,1 1,8 voederbiete BRGn groenten 9,7 9,6 9,6 9,4 8,8 8,4 9,2 9,1 8,1 8,9 7,3 8,4 7,3 8,4 7,2 9,0 6,4 9,1 5,6 9,0 5,5 9,1 4,8 10,3 4,2 10,8 4,0 11,7 3,5 10,8 3,4 10,7 3,1 11,4 Bron: Federale Overheidsdienst Economie 49 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 17 illustreert de ruimtelijke variatie van het aandeel BRG-gewassen in Vlaanderen. Aangezien de meitellingen op gemeentelijk niveau alleen het totale groenteareaal vermelden en geen onderscheid maken tussen de groentesoorten, werd het aandeel BRG-groenten in het totale groenteareaal voor de provincies gebruikt om het areaal BRG-groenten per gemeente te schatten. Dit aandeel is 31 % in West-Vlaanderen, 48 % in Oost-Vlaanderen, 42 % in Antwerpen, 28 % in Limburg en 69 % in Vlaams-Brabant. Vooral in de groentestreken zal deze schatting dus een fout met zich meebrengen. Figuur 17: Aandeel BRG-gewassen in het totale akkerlandareaal per gemeente (Vlaanderen, 2006) Bron: Federale Overheidsdienst Economie De drukindicator ‘gewaskeuze en BRG’ is een robuuste schatting van het potentieel risico op BRG, die evenwel geen rekening houdt met verbeteringen in oogst- en reinigingstechnieken. Deze zijn moeilijk in een indicator te vatten, maar kunnen wel in rekening gebracht worden in een toestandsindicator. Zie 3.9 Bodemverlies door rooien. 3.8 Potentieel bodemverlies door water- en bewerkingserosie (S) Laatst bijgewerkt in april 2011 Methode watererosie Bodemerosie door water is een proces waarbij bodemdeeltjes door de impact van regendruppels en afstromend water worden losgemaakt en getransporteerd, hetzij laagsgewijs over een grote oppervlakte, hetzij geconcentreerd in geulen of ravijnen. Dit leidt o.m. tot een afname van de bodemkwaliteit en -productiviteit, maar ook tot belangrijke schade door modderoverlast in stroomafwaarts gelegen (woon)gebieden. De indicator potentiële bodemverlies door watererosie geeft de gevoeligheidvoor bodemverlies door watererosie weer. De potentiële watererosie per perceel is berekend op basis van de geodataset met landbouwpercelen van het voorbije jaar. Zij wordt berekend met het WATEM/SEDEM-model (Desmet en Govers, 1996 ; Van Oost et al., 2000). De modelberekening en zijn gebaseerd op de universele vergelijking van Rusle. Het gemiddeld jaarlijks bodemverlies dat ten gevolge van watererosie optreedt op lange termijn, kan geschat worden via de vergelijking: A = R*K*LS*C*P met: A: het gemiddeld jaarlijks bodemverlies als gevolg van geul- en intergeulerosie (ton/ha.jaar) 50 MIRA Achtergronddocument Bodem R: de regenerosiviteitsfactor (MJ.mm/ha.jaar) K: de bodemerosiegevoeligheidsfactor (ton.h/MJ.mm) LS: de topografische hellings- en lengtefactor (dimensieloos) C: erosiegevoeligheid (dimensieloos) P: de erosiebeheersingsfactor (dimensieloos) van het agrarisch landgebruik of de gewaserosiegevoeligheid Een toepassing van de Universele Bodemverlies Vergelijking (RUSLE) vereist dus 6 invoerparameters. Bij dergelijke modeltoepassingen wordt gewerkt met rasterkaarten: het landschap wordt dan onderverdeeld in elementaire vierkante cellen of ‘pixels’. Voor elk van deze pixels worden dan de 6 noodzakelijke parameterwaarden bepaald. Vanaf 2006 wordt er gewerkt met een pixelgrootte van 5 m bij 5 m. Voor de berekeningen werd een R-factor van 880 MJ.mm/ha.jaar gebruikt, dit is de gemiddelde Rfactor voor Ukkel van de periode 1898-2004. Deze werd berekend aan de hand van tien-minuten neerslaggegevens voor Ukkel aan de hand van een formule opgesteld aan de onderzoeksgroep fysische en regionale geografie (Verstraeten 2005, pers. comm; Salles 2002, unpublished equation, pers. comm. to Poesen). De topografische factor geeft de ruimtelijke variabiliteit van het bodemerosierisico in functie van de topografie weer. De L-factor is een maat voor de hellingopwaartse oppervlakte van het toestroomgebied. Hoe groter de L-factor op een bepaald punt, hoe meer water er zich potentieel kan verzamelen en hoe groter het risico op erosie is (Verstraeten et al., 2001). De S-factor is afhankelijk van de lokale helling. Hoe steiler de helling, hoe meer bodemverlies er optreedt. Binnen deze studie werd voor de berekening van LS een aangepast algoritme gebruikt dat gebaseerd is op het WaTEM/SEDEM model Er werd één C-factor voor het volledige landbouwareaal gebruikt, namelijk 0,37. Zowel grasland, akkerland, permanente bedekking en niet-permanente bedekking hebben dezelfde C-factor. Daarnaast werd een C-factor van 0,001 gebruikt voor bos en 0 voor bebouwde oppervlakte. Verloop watererosie Figuur 18 geeft de ruimtelijke spreiding van het gemiddelde jaarlijkse potentiële bodemverlies door watererosie in Vlaanderen geaggregeerd per perceel (versie 2011). Omdat het ruimtelijk patroon van bodemverlies door watererosie in Vlaanderen hoofdzakelijk bepaald wordt door de topografie is er een zeer groot verschil tussen noordelijk en zuidelijk Vlaanderen. In zuidelijk Vlaanderen is de gemiddelde hellingsgradiënt immers veel hoger dan in noordelijk Vlaanderen. Ook zijn de leem – en zandleembodems in zuidelijk Vlaanderen veel gevoeliger voor bodemerosie door water dan de bodems op zand in noordelijk Vlaanderen. Het gemiddelde jaarlijkse bodemverlies door watererosie is zeer laag (< 0,5 ton per hectare per jaar) in de Polders, de Vlaamse Zandstreek en de Kempen. De hoogste erosiewaarden komen voor in de Leem- en Zandleemstreek. 51 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 18: Ruimtelijke spreiding van de potentiële gevoeligheid voor watererosie geaggregeerd per perceeel (Vlaanderen, 2011) Bron: LNE, ALBON In principe zou dit berekende bodemverlies een goede toestands-indicator zijn. Er dient echter rekening gehouden te worden met het feit dat het bodemverlies door watererosie gekenmerkt wordt door een zeer grote ruimtelijke en temporele variatie. Zo zal de jaarlijkse hoeveelheid bodemverlies door watererosie op een bepaalde plaats in Vlaanderen sterk fluctueren naargelang er dat jaar weinig of veel intense neerslagbuien waren. Gemeenten waar op lange termijn een vergelijkbare gemiddelde hoeveelheid bodemverlies door watererosie voorkomt, kunnen op jaarbasis grote verschillen in erosiehoeveelheden vertonen naargelang ze al dan niet getroffen zijn door intense neerslag: over deze variaties is echter geen gedetailleerde informatie beschikbaar. Het gebruik van de neerslaggegevens van Ukkel kan dan ook tot belangrijke over- of onderschattingen van de lokale erosiehoeveelheden leiden. In Tabel 5 wordt het jaarlijks bodemverlies in Vlaanderen weergegeven, waarbij enerzijds uitgegaan werd van een constante regenvalerosiviteit (880 MJ.mm/ha.jaar, zijnde de gemiddelde waarde voor Ukkel) en anderzijds van een variabele regenvalerosiviteit (afgeleid van de neerslagmetingen in Ukkel in dat specifieke jaar). De berekeningen zijn uitgevoerd voor een pixelgrootte van 20 m x 20 m. Er kan gemakkelijk worden vastgesteld dat de verschillen met een constante regenvalerosiviteit zeer beperkt zijn, terwijl verschillen in neerslagerosiviteit op jaarbasis zeer belangrijke variaties met zich meebrengen: van -23 % tot +130 % ten opzichte van een constant gehouden neerslageroviteit van het jaar 1999. 52 MIRA Achtergronddocument Bodem Tabel 5: Begroting van het jaarlijks bodemverlies door watererosie in in Vlaanderen voor de periode 1999-2005, enerzijds met een constante, gemiddelde regenvalerosiviteit, anderzijds met de gemeten regenvalerosiviteit te Ukkel. Als referentiewaarde geldt 1999 met een regenvalerosiviteit van 880 MJ.mm/ha.jaar Evolutie met constante R-waarde 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 Sediment export (ton) 401 829 396 765 399 371 398 635 401 230 406 322 % Erosie (ton) 100 1 802 421 98,7 1 777 953 99,4 1 814 047 99,2 1 799 639 99,9 1 819 830 101,1 1 824 080 1 839 276 Evolutie rekening houdend met variatie in R % 100 98,6 100,6 99,8 101,0 101,2 102,0 1999 2000 2001 2002 2003 2004 Sediment export (ton) 557 058 311 963 684 685 697 471 329 841 933 738 % Erosie (ton) 138,6 2 510 121 77,6 1 391 040 170,4 3 110 039 173,6 3 148 729 82,1 1 496 085 232,4 4 191 757 % 139,3 77,2 172,5 174,7 83,0 232,6 Bron: KULeuven op basis van VLM, ALT Naast de variatie in neerslag wordt de effectieve watererosie ook sterk bepaald door de jaarlijkse variatie in landbouwteelt op elk perceel. In de potentiële watererosie wordt geen rekening gehouden met de specifieke teelt van dat jaar. Methode bewerkingserosie Bewerkingserosie is het losmaken en verplaatsen van bodemdeeltjes ten gevolge van bodembewerking door landbouwmachines (ploegen). Dit leidt tot een netto afname van bodemmateriaal op concave delen van het landschap, en een netto accumulatie van bodemmateriaal in convexe delen van het landschap. Er is geen transport van bodemmateriaal buiten de perceelsgrenzen, maar door dit proces kan de bodem plaatselijk sterk verarmen, of kunnen minder vruchtbare bodemlagen, bijvoorbeeld tertiaire zand-, grind- of kleilagen aan de oppervlakte komen. De intensiteit van bewerkingserosie kan vrij eenvoudig geschat worden. De netto sedimentflux door bodembewerking kan gelijk gesteld worden aan (Van Oost et al., 2000): netto hellingafwaartse flux is door bewerkingserosie, ktil de waarbij Qs,t de bewerkingstransportcoëfficiënt, S de lokale hellingsgradiënt, h de hoogte op een gegeven punt van de helling en x de horizontale afstand. Om de bewerkingserosie in te schatten werd een model gemaakt op basis van het WaTEM/SEDEM model, dat gebruik maakt van een DTM en een perceelskaart. Voor het berekenen van de bewerkingserosie werd een Ktill van 600 kg/m gebruikt. Deze waarde is een realistische schatting voor een intensief bewerkt akkerperceel. Wil men erosiewaardes bekomen uitgaande van een andere Ktill factor, dan dient men de door het model berekende waardes eenvoudigweg lineair te herschalen. Wanneer men waardes wil bekomen voor een Ktill van 900 kg/m dienen de waardes dus met 1.5 vermenigvuldigd te worden. 53 MIRA Achtergronddocument Bodem Verloop bewerkingserosie Figuur 19: Ruimtelijke spreiding van de potentiële gevoeligheid voor bewerkingserosie geaggregeerd per perceeel (Vlaanderen, 2011) Bron: LNE, ALBON Figuur 19 geeft de ruimtelijke spreiding van het gemiddelde jaarlijkse potentiële bodemverlies door bewerkingserosie in Vlaanderen geaggregeerd per perceel (versie 2011). Zoals voor watererosie is het ruimtelijk patroon van bodemverlies door bewerkingserosie in Vlaanderen hoofdzakelijk bepaald wordt door de topografie en is er een zeer groot verschil tussen noordelijk en zuidelijk Vlaanderen. 54 MIRA Achtergronddocument Bodem Verloop water- en bewerkingserosie Figuur 20: Ruimtelijke spreiding van de gemiddelde potentiële erosiegevoeligheid (water- en bewerkingserosie) geaggregeerd per perceeel (Vlaanderen, 2011) Bron: LNE, ALBON De kaart met de potentiële bodemerosiekaart, geaggregeerd per perceel geeft aan de hand van een klasse-indeling de berekende totale potentiële erosie van een bepaald landbouwperceel weer (Figuur 20). De totale potentiële erosie houdt geen rekening met het huidige landgebruik (grasland of akkerland) en is de som van bewerkingserosie en watererosie. Deze kaart vormt de basis van het Vlaamse erosiebeleid. In Tabel 6 is weergegeven met welke erosiewaarden de klassen voor de potentiële erosiegevoeligheid overeenkomen. Op de verzamelaanvraag van de landbouwers wordt de ALV-klasse van de potentiële erosiegevoeligheid van elk perceel aangeduid. Tabel 6: Klasse-indeling potentiële erosiegevoeiligheid Klasse potentiële erosiegevoeligheid zeer hoog hoog medium laag zeer laag verwaarloosbaar bijzondere stroken Geen info Waarde potentiële erosiegevoeligheid >40 ton/ha/y >20 and <=40 >15 and <=20 >10 and <=15 >5 and <=10 >0 and <=5 bijzondere stroken 0 ALV-klasse Sterk erosiegevoelig Matig erosiegevoelig Matig erosiegevoelig Licht erosiegevoelig nvt - De toepassing of interpretatie van de geodata over potentiële bodemerosie per perceel moet met de nodige deskundigheid en voorzichtigheid gebeuren. De erosiewaarden werden toegekend door 55 MIRA Achtergronddocument Bodem middel van modellering. Het doel van de potentiële bodemerosiedata per perceel is het voorspellen van het gemiddelde potentiële erosierisico. Het is geen weergave van de jaarlijkse erosiehoeveelheid per perceel welke sterk afhankelijk is van o.a. de weersomstandigheden, de gewaskeuze, de teeltrotatie, het gebruik van groenbedekkers, de juiste bewerkingstechniek, ... De kaart met potentiële bodemerosie geaggregeerd per perceel wordt jaarlijks aangepast aan de nieuwe perceelsvormen. U kan deze kaart raadplegen op de Databank Ondergrond Vlaanderen (https://dov.vlaanderen.be). Respons en evaluatie Zoals hierboven is beschreven is het mogelijk om een veelheid van indicatoren te berekenen die allen toelaten om een specifiek aspect van erosie op te volgen. Hoewel dit voor bepaalde analyses aantrekkelijk is, biedt een meer synthetische benadering ook perspectieven. Men zou zich in eerste instantie bv. kunnen beperken tot de modelmatige berekening van erosie en sedimentexport in Vlaanderen (i) zonder rekening te houden met de impact van beleidsmaatregelen en (ii) indien men de effecten van de verschillende beleidsmaatregelen in rekening brengt. Deze berekeningen, die in principe met de huidige technologie mogelijk zijn, zouden toelaten om m.b.v. twee getallen (verhouding erosie zonder en met maatregelen en verhouding sedimentexport zonder en met maatregelen) de efficiënte van het Vlaamse beleid terzake te meten. 3.9 Bodemverlies door rooien (S) Laatst bijgewerkt: december 2007 Methode Deze indicator meet het bodemverlies door rooien van gewassen, uitgedrukt als totaal bodemverlies per jaar en per hectare landbouwgrond in Vlaanderen en uitgedrukt als het gemiddelde bodemverlies per ha en per jaar. Studies in België hebben uitgewezen dat bodemverlies door rooien van gewassen (BRG) varieert van enkele ton tot enkele tientallen ton.ha-1.oogst-1, zoals in Tabel 7 vermeld. Tabel 7: Overzicht van gemiddelde, minimum (min) en maximum (max) gemeten BRG-waarden (ton.ha-1.oogst-1) voor verschillende gewassen in België gewas suikerbiet suikerbiet suikerbiet aardappel meetmethode veldmetingen rassenproeven KBIVB fabrieksgegevens, jaargemiddelden fabrieksgegevens, individuele leveringen veldmetingen fabrieksgegevens, individuele leveringen cichorei fabrieksgegevens, voor inuline jaargemiddelden cichorei veldmetingen voor witloof fabrieksgegevens, peen individuele leveringen schorseneer fabrieksgegevens, aardappel gemiddelde meetperiode (min-max) 3,6 (0,7-30,1) 2002-2004 8,8 (4,4-19,5) 1968-2000 (1-100) 1968-1996 3,2 (0,2-21,4) 2,2 (0,0-45,2) 8,1 (3,2-12,7) 11,9 (1,7-70,5) 15,8 (0,5-65,5) 6,8 2002-2003 1999-2001 1990-1996 1996-1997 1995-1996 2001-2002 1995 n 611 bron Ruysschaert et al. (2007b) Ruysschaert et al. (2005), Poesen et al. (2001) Ruysschaert et al. 51 (2006) Ruysschaert et al. 1151 (2007a) Poesen et al. 7 (2001) Poesen et al. 43 (2001) Soenens (1997); 225 Van Esch (2003) 77 Soenens (1997) 33 56 MIRA Achtergronddocument Bodem individuele leveringen uit België en Nederland (3,6-19,0) 10,8 (1,4-28,4) 2001-2002 95 Ruysschaert (2005) n = aantal observaties KBIVB: Koninklijk Belgisch Instituut tot Verbetering van de Biet Het is echter vooralsnog onmogelijk om bodemverliezen door rooien te voorspellen a.d.h.v. een min of meer universeel, gecalibreerd model. Verliezen door BRG zijn immers sterk afhankelijk van de lokale omstandigheden en de lokaal gebruikte landbouwtechnieken. Om het jaarlijks gemiddeld bodemverlies door het rooien van gewassen te berekenen moet naast informatie over gewasverdeling ook het bodemverlies per hectare en per oogst van elk gewas gekend zijn. In wat volgt leggen we kort uit hoe dit voor elk gewas is berekend. Eerst wordt bodemverlies door rooien uitgedrukt in ton.(ton netto opbrengst)-1 bepaald. Door dit te vermenigvuldigen met de jaarlijks gemiddelde gewasopbrengst voor Vlaanderen (Federale Overheidsdienst Economie) worden de bodemverliezen in ton.ha-1.oogst-1 berekend. Uiteindelijk wordt met een 9-jarig gemiddelde 1 gewerkt omdat, behalve voor aardappelen, bodemverlies door rooien sterk schommelt van jaar tot jaar naargelang de weersomstandigheden van het rooiseizoen en deze schommelingen niet voor elk jaar gekend zijn. Aardappelen Bodemverlies door rooien van aardappelen stijgt exponentieel met het percentage bodempartikels <16 μm. Aan de hand van vergelijking (1) en het gemiddelde percentage bodempartikels <16 μm voor akkerland, afgeleid van de AARDEWERK databank (Van Orshoven and Vandenbroucke, 1993), werd een gemiddelde BRG-waarde per gemeente in Vlaanderen berekend. Vervolgens kwam een gewogen gemiddelde voor Vlaanderen (BRG = 0.044 ton.(ton netto opbrengst)-1) tot stand met behulp van het relatieve aandeel voor elke gemeente in het totale aardappelareaal in Vlaanderen. Door te vermenigvuldigen met de gemiddelde opbrengst 2 voor 1999-2001 (43 ton.ha-1.oogst-1; Federale Overheidsdienst Economie), de periode waarop vergelijking (1) gebaseerd is, werd een gemiddelde BRG-waarde voor Vlaanderen van 1.9 ton.ha-1.oogst-1 bekomen. Deze waarde wordt constant verondersteld in de tijd. Suikerbieten Jaarlijks gemiddelde BRG-waarden, uitgedrukt in ton.(ton netto opbrengst)-1 werden berekend uit jaarlijks gemiddelde grondtarragegevens voor suikerbieten in België (Confederatie van Belgische Bietplanters). De grondtarragegevens werden hiervoor gecorrigeerd voor een gravimetrisch vochtpercentage van 15 %. Aangezien er slechts gegevens voor handen waren voor de periode 19902000 werd BRG voor de periode 2001-2006 gelijkgesteld aan de gemiddelde waarde voor de periode 1996-2000. Voederbieten Voor voederbieten zijn er geen BRG-waarden beschikbaar, maar de waarden uitgedrukt in ton.(ton netto opbrengst)-1 zijn verondersteld één derde lager te zijn dan voor suikerbieten. Deze veronderstelling is gebaseerd op het feit dat een groter deel van voederbieten boven het bodemoppervlak groeit dan van suikerbieten en het feit dat nieuwe suikerbietvariëteiten met een gelijkaardige ronde vorm als voederbieten grondtarra kunnen reduceren. Cichoreiwortelen en andere BRG-gewassen Jaarlijks gemiddelde BRG-waarden voor cichorei voor inuline in België werden gepubliceerd door Poesen et al. (2001) (Tabel 7). Cichoreiwortelen zijn kleiner dan suikerbieten maar hebben een gelijkaardige morfologie, worden geteeld op gelijkaardige bodemtypes, geoogst met gelijkaardige machines en hebben dezelfde oogstperiode. Omdat er slechts gegevens zijn van 1990 tot 1996 is 1 Gebaseerd op de 4 voorgaande jaren, het jaar zelf en de 4 volgende jaren. De jaarlijkse opbrengst is een gemiddelde voor plantaardappelen, vroege aardappelen, bewaaraardappel Bintje en andere bewaaraardappelen gewogen met hun aandeel in het totale aardappelareaal in Vlaanderen. 2 57 MIRA Achtergronddocument Bodem verondersteld dat BRG voor cichoreiwortelen eenzelfde relatief temporeel verloop kent als BRG (ton.(ton netto opbrengst)-1) voor suikerbieten. De opbrengst voor cichoreiwortel in Vlaanderen is berekend als het gewogen gemiddelde voor koffiecichorei en cichorei voor inuline aan de hand van hun respectievelijke aandeel in het totale cichoreiareaal. Bodemverlies door rooien van andere BRG-gewassen wordt gelijk verondersteld aan bodemverlies door rooien van cichoreiwortelen omdat de morfologie van de meeste van deze gewassen (vb. penen, witloofwortelen, prei en schorseneer) het best op deze van cichoreiwortelen lijkt. Verloop Figuur 21 illustreert het verloop van BRG in Vlaanderen tussen 1990 en 2006. Gemiddeld bedragen de bodemverliezen 1,6 ton per hectare akkerland of 568 228 ton per jaar. Dit cijfer is dus van dezelfde grootte-orde als de sedimentaanvoer naar waterlopen in Vlaanderen (zie hoofdstuk 3.10). Figuur 21: Temporele evolutie van BRG per hectare akkerland en voor heel het grondgebied (Vlaanderen, 1990-2006) BRG (ton.jaar-1) BRG (ton.ha-1.jaar-1) 2 700000 1.8 1.6 600000 500000 1.4 1.2 400000 1 300000 0.8 0.6 200000 0.4 0.2 100000 0 1990 Jaar 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 0 1995 2000 2005 BRG (ton.ha-1.jaar-1) BRG (ton.jaar-1) BRG (ton.ha-1.jaar-1) BRG (ton.jaar-1) 1,74 579652 1,63 544748 1,59 538484 1,40 487007 1,52 533507 1,55 550720 1,60 575831 1,52 552852 1,47 542173 1,65 608241 1,61 598257 1,66 621288 1,66 627098 1,54 581915 1,55 587874 1,50 571336 1,47 558887 Bron: KULeuven 58 MIRA Achtergronddocument Bodem Het aandeel van suikerbieten in de totale bodemverliezen door rooien is met 59% in 2006 veruit het belangrijkste, gevolgd door de groenten (19 %)). Hoewel aardappelen in 2006 bijna 50 % van het BRG-areaal bezetten (Figuur 16) dragen ze slechts voor 14 % bij tot de totale bodemverliezen ten gevolge van gewasoogst. Respons Momenteel bestaat er geen overheidsbeleid dat bodemverlies door rooien rechtstreeks aanpakt. De gewasverwerkende sector is zich echter bewust van het probleem onder meer omwille van de kosten die met bodemverlies door rooien gepaard gaan (vb. wassen en opslag in bezinkingsbekkens). Het opleggen van grondtarraboetes bijvoorbeeld stimuleert landbouwers om de massa bodem die samen met het gewas aan de fabriek wordt geleverd zo klein mogelijk te houden. Dit leidt nog niet noozakelijk tot een vermindering van bodemexport van de akkers: naoogstbehandelingen reduceren immers de aanvoer van grondtarra naar de verwerker zonder de export van de akker te beperken. Er bestaat een verscheidenheid van reinigingselementen (vb. axiaalrollen, zeven, borstels) voor rooimachines die de bodemexort van de akker daadwerkelijk reduceren. Het zoveel mogelijk en optimaal inzetten van deze technologieën en het optimaliseren van het gebruik zou gestimuleerd moeten worden. 3.10 Sedimentexport naar waterlopen (I) Laatst bijgewerkt in december 2007 Een grote bron van sedimentaanvoer naar de waterlopen is bodemerosie op akkerland. In Vlaanderen wordt jaarlijks ongeveer 2 miljoen ton bodemmateriaal geërodeerd door watererosie. Zo’n 0,4 miljoen ton daarvan komt terecht in het oppervlaktewater. De resterende 1,6 miljoen ton wordt afgezet voordat het de waterlopen bereikt. Andere sedimentbronnen zijn overstorten, industriële lozingen, rechstreekse lozingen van huishoudelijk afvalwater en effluenten van vaterzuiveringsinstallaties. Verloop Tabel 8 toont de jaarlijkse sedimentaanvoer naar de Vlaamse waterlopen, op basis van modelberekeningen en uitgaande van een gestandardiseerde neerslagerosiviteit van 880 Mj mm/ha.jaar. De berekende sedimentaanvoer naar de Vlaamse waterlopen bedraagt ca. 475 448 ton waarvan 378 053 ton of 80 % naar het Scheldebekken (Leie, Boven-Schelde, Beneden-Schelde, Dender, Zenne, Dijle en Nete). Tabel 8: Referentiescenario sedimentaanvoor naar rivieren door watererosie in Vlaamse rivierbekkens (2005). Bekken Demer Dender Ijzer Leie Maas Noord Maas Oost Nete Polders2 Polders en Brugse kanalen Schelde tot Gent Zenne Zijbekkens Schelde 634 369 238 854 127 866 144 635 6 789 133 756 20 188 2 866 489 557 178 664 91 605 111 728 4 272 84 961 13 838 1 744 144 813 60 190 36 261 32 907 2 517 48 795 6 349 1 122 Totale export sediment door rivieren (ton) 107 824 51 705 30 085 27 682 1 706 14 024 4 536 587 23 258 263 185 167 820 75 690 14 558 195 138 121 031 56 732 8 700 68 047 46 789 18 958 4 490 63 092 31 228 15 964 Totale sedimentproductie (ton) Totale sedimentdepositie (ton) Totale sediment aanvoer naar rivieren (ton) 59 MIRA Achtergronddocument Bodem Vlaanderen 1 839 276 1 363 828 475 448 352 923 Bron: Eigen modelberekeningen (WaTEM/SEDEM) Aandeel doelgroepen in de sedimentaanvoer naar waterlopen Vanuit Wallonië (Dijle, Zenne en Dender) en Frankrijk (Leie en Schelde) is er echter ook een grote input van sediment. Verder is er, ondanks de grote inspanningen van de laatste jaren inzake waterzuivering, nog steeds een belangrijke input van industrieel en huishoudelijk slib. De sedimentaanvoer naar het Scheldebekken vanuit Wallonië en Frankrijk werd als volgt geschat: ▪ Het deel van het Scheldebekken in Vlaanderen bedraagt 9 074 km². De totale oppervlakte van het Scheldebekken bedraagt echter 19 600 km². De niet gemodelleerde oppervlakte (Wallonië en Frankrijk) bedraagt dus 10 526 km². ▪ Als we veronderstellen dat de gemiddelde sedimentaanvoer per oppervlakte-eenheid even groot is in Frankrijk en Wallonië, in vergelijking met Vlaanderen, dan bedraagt de sedimentcontributie vanuit Frankrijk en Wallonië ca. 313 000 ton (=10 526/9 074*300 000). In 1996 werd de aanvoer van huishoudelijk en industrieel slib vanuit Vlaanderen nog begroot op 100 000 ton. Voor Frankrijk en Wallonië hebben we hier geen indicaties omtrent maar rekening houdend met lagere bevolkingsdichtheden nemen we een waarde van 50 000 ton. Indien met deze extra sedimentbronnen rekening wordt gehouden, bedraagt een voorzichtige schatting van de totale slibaanvoer naar waterlopen in het Scheldebekken 800 000 ton. De sector landbouw heeft een aandeel van bijna 100 % in de sedimentaanvoer ten gevolge van watererosie. Afgaande op voorgaande berekeningen kan dus gesteld worden dat watererosie in Vlaanderen tot 60 % bijdraagt in de totale sedimentlading van rivieren in Vlaanderen. Effect maatregelen Deze indicator kan interessante bijkomende informatie leveren t.o.v. het gewoon berekenen van de sedimentproductie door watererosie, zoals in 2.8 Bodemverlies door watererosie. De sedimentaanvoer wordt immers ook bepaald door off-site maatregelen zoals bufferstroken en erosiepoelen op de sedimentdoorvoer. Anderzijds zal bij lagere sedimentproductie de sedimentaanvoer dikwijls relatief stijgen (i.e. een groter gedeelte van het geërodeerde sediment wordt effectief tot in de waterlopen getransporteerd). Dit komt doordat, als de sedimentproductie lager is, de maximale transportcapaciteit niet zo snel wordt bereikt. Dit wordt geïllustreerd door de resultaten van een scenariostudie door Beel et al. (2006). Tabel 9 maakt duidelijk dat de verschillende reductiescenario’s in een relatief grotere reductie in sedimentproductie dan in sedimentaanvoer resulteren, omwille van het niet of later bereiken van de transportcapaciteit: er wordt dus relatief minder sediment afgezet vooraleer het de waterloop bereikt. In een reeks scenario’s werd het effect gesimuleerd van uitbreiding van de randvoorwaarde ‘goede landbouw- en milieuconditie’ (Tabel 9). In scenario’s 1 tot 5 werd enkel het landbouwareaal beschouwd dat de landbouwers opnemen in hun aanvraag voor het verkrijgen van een Europese bedrijfstoeslag. Het totale landbouwareaal is beduidend groter. Op basis van geclassificeerde satellietbeelden (bodembedekkingsbestand, OC GIS Vlaanderen) kan worden gesteld dat slechts 65 % van de akkeropppervlakte daadwerkelijk is meegenomen in de berekeningen. In scenario 6 werd het volledige akkerareaal in rekening gebracht. In scenario’s 1 en 2 is de huidige randvoorwaarde ‘goede landbouw- en milieuconditie’ van toepassing: erosiebestrijdingsmaatregelen worden toegepast op de sterk erosiegevoelige percelen. In die scenario’s daalt de sedimentaanvoer naar de waterlopen met 3 tot 4 % t.o.v. de situatie in 2005. Bij een uitbreiding van de randvoorwaarde naar matig erosiegevoelige percelen daalt de sedimentaanvoer naar de waterlopen met 8 tot 15 % (scenario’s 3 en 4). Algemeen gesproken zorgen brongerichte maatregelen voor een grotere reductie dan een combinatie van brongerichte en symptoomgerichte maatregelen (scenario 3 versus 4). Dat komt doordat de gesimuleerde symptoomgerichte maatregelen niet 100 % efficiënt zijn, zodat er toch nog een deel van het sediment de waterloop bereikt. De in scenario 2 gesimuleerde erosiepoelen 60 MIRA Achtergronddocument Bodem zijn daarentegen wel zeer effectief omdat wordt verondersteld dat al het geproduceerde sediment wordt opgevangen. Door brongerichte maatregelen toe te passen op alle percelen die zijn opgenomen in de verzamelaanvraag voor het verkrijgen van de Europese bedrijfstoeslag vermindert de sedimentaanvoer naar de waterlopen met 38 % (scenario 5). De resultaten van de scenario’s lijken op het eerste gezicht enigszins teleurstellend. Het effect van de maatregelen is relatief beperkt omdat ze doorgerekend werden op een beperkte oppervlakte. Indien brongerichte maatregelen worden toegepast op het volledige landbouwareaal, daalt de aan erosie gekoppelde sedimentaanvoer naar de waterlopen met 65 % (scenario 6). Symptoomgerichte maatregelen (erosiepoelen, dammetjes) in het kader van het Erosiebesluit, toegepast op goed gekozen locaties, zullen de sedimentaanvoer nog verder reduceren. Deze maatregeleen zijn niet meegenomen in de scenario’s van tabel 8. Die ingrepen verminderen de sedimentaanvoer naar de waterlopen en beschermen tegen modderstromen in afwachting van de toepassing van brongerichte maatregelen op een groter areaal, en zullen ook daarna een extra beveiliging vormen bij uitzonderlijk zware regenval (symptoomgerichte maatregelen in het kader van het Erosiebesluit werden niet meegenomen in de scenariostudie). Een gericht sensibiliserings- en stimuleringsbeleid vanuit de gemeenten is mee bepalend voor het succes van de aanpak van het erosieprobleem. Tabel 9: Reductiescenario’s voor bodemerosie en sedimentaanvoer naar waterlopen voor Vlaanderen Scenario Betrokken percelen Opp (ha) referentie 2005 sterk erosiegevoelig 2 672 scenario 2 sterk erosiegevoelig 2 672 scenario 3 sterk erosiegevoelig, matig erosiegevoelig sterk erosiegevoelig, matig erosiegevoelig 48 371 scenario 5 scenario 6 Reductie in sedimentaanvoer (%) Reductie in totale erosie (%) geen ingrepen scenario 1 scenario 4 Toegepaste maatregelen alle percelen opgenomen in verzamelaanvraag Europese bedrijfstoeslag totaal akkerareaal* 48 371 391 531 589 037 gereduceerde bodembewerking gereduceerde bodembewerking (50 % van areaal) erosiepoel (50 % van areaal) gereduceerde bodembewerking gereduceerde bodembewerking (50 % van areaal) grasbufferstrook (40 % van areaal) erosiepoel (10 % van areaal) gereduceerde bodembewerking gereduceerde bodembewerking 3 3 3 4 20 15 11 8 52 38 78 65 * Alle percelen die volgens het bodembedekkingsbesteand van OC GIS Vlaanderen akkerpecelen zijn. Sterk erosiegevoelig = zeer hoog op Figuur 22, matig erosiegevoelig = hoog en medium op Figuur 22, licht erosiegevoelig = laag op Figuur 22. Bron: Beel et al. (2006) Naast de totale sedimentexport kan in principe ook de hoeveelheid metalen en nutriënten die worden geëxporteerd naar de waterlopen berekend worden en in principe als indicator gebruikt worden. Hiervoor dienen dan wel voldoende gegevens beschikbaar te zijn, met name met betrekking tot de hoeveelheid metalen en nutriënten die gemiddeld in de bodem aanwezig zijn. Deze randvoorwaarden maken het vooralsnog moeilijk om deze export op een gestandardiseerde wijze te gebruiken. 61 MIRA Achtergronddocument Bodem 3.11 Erosiebeleidsindicator (R) Laatst bijgewerkt in december 2010 In de strijd tegen bodemerosie beschikt de Vlaamse overheid over verschillende, complementaire instrumenten. Er is het Erosiebesluit dat subsidies voorziet voor het uitvoeren van kleinschalige erosiebestrijdingswerken beschreven in een goedgekeurd gemeentelijk erosiebestrijdingsplan. En er zijn de beheerovereenkomsten erosiebestrijding in het kader van plattelandsontwikkeling. Ter evaluatie van de effectiviteit van de bovenvermelde instrumenten (kleinschalige erosiebestrijdingswerken & beheerovereenkomsten erosiebestrijding) werd door de administratie een erosiebeleidsindicator samengesteld. Deze indicator meet het effect van beide instrumenten op gelijke voet en dit ten opzichte van de voor elke gemeente gedefinieerde doelstelling. Methode De kleinschalige erosiebestrijdingswerken zijn er op gericht om specifieke knelpunten aan te pakken. De problematiek in deze knelpunten is nijpend en slechts met infrastructuurwerken kan een bevredigende oplossing bekomen worden. Het is echter niet realistisch noch wenselijk om alle gekende knelpunten op deze manier aan te pakken. Beheerovereenkomsten zijn dan weer interessant in knelpunten waar erosieproblemen minder nijpend zijn, maar waar toch afspoeling van bodem wordt vastgesteld. De doorlooptijd om een beheerovereenkomst te realiseren is korter in vergelijking met die van kleinschalige erosiebestrijdingswerken. Beide maatregelen tellen daarom mee voor 50% in de omvattende erosie-indicator. Kleinschalige erosiebestrijdingswerken (50 %) Er wordt gebruik gemaakt van de relatieve erosiegevoeligheid van de Vlaamse gemeenten. Gemeenten werden ingedeeld op basis van de erosiegevoeligheid. De kaart 'Erosiegevoeligheid geaggregeerd per gemeente' (Figuur 22) geeft per gemeente in Vlaanderen de gemiddelde gevoeligheid voor bodemerosie en weerspiegelt dus op niveau van Vlaanderen een eerste indicatie van erosiegevoelige gebieden. De erosiegevoeligheid is uitgedrukt in één van de gevoeligheidsklassen. De dataset is gebaseerd op de geodataset 'potentiële bodemerosie per perceel (2006)'. Hiervoor werd de totale erosie in een gemeente berekend op de locatie van vijf ordinale geaggregeerd percelen die minimaal 5 ton/(ha.j) theoretische erosie kennen, gecorrigeerd voor de oppervlakte van de gemeente. Die correctie is nodig om te vermijden dat gemeenten die een grote oppervlakte en dus een zeer hoge absolute erosie hebben, erosiegevoeliger zouden blijken dan middelgrote of kleine gemeenten waar erosie veel intenser is. (Vgl. Ieper, 13 000 ha licht heuvelachtig en Horebeke, 1 000 ha sterk ingesneden). De kaart 'Erosiegevoeligheid geaggregeerd per gemeente' is beschikbaar op de Databank Ondergrond Vlaanderen (https://dov.vlaanderen.be). Het aantal nuttig geachte erosiebestrijdingsprojecten te realiseren met subsidies via het erosiebesluit bestaat uit een vaste en een variabele component en wordt uitgedrukt in punten. De vaste component is een functie van de erosiegevoeligheidskleur van de gemeenten, en is weergegeven in onderstaande tabel. Tabel 10: Puntenverdeling erosiebeleidsindicator volgens erosiegevoeligheid gemeente Erosiegevoeligheid Aantal punten Rood 8 Oranje 4 Geel 2 Lichtgroen * 1 (0) Donkergroen * 1 (0) * Lichtgroene en donkergroene gemeenten krijgen slechts een punt toebedeeld voor zover ze een plan opmaakten. Uitgangspunt is dat deze gemeenten geen erosieprobleem hebben, tenzij ze het initiatief namen voor de opmaak van een plan. 62 MIRA Achtergronddocument Bodem Voor de variabele component wordt een onderscheid gemaakt tussen de erosiegevoelige gemeenten (rood, oranje en geel) en de weinig erosiegevoelige gemeenten (lichtgroen, groen) (Figuur 22). Voor de erosiegevoelige gemeenten komt er één punt bij per 2 500 ha oppervlakte van de gemeente (afronden naar boven). Bij de gemeenten in deze groep die een erosiebestrijdingsplan hebben of aan het opmaken zijn is het plangbied steeds het overgrote deel van de gemeente. We maken hier dus geen onderscheid. Voor de weinig erosiegevoelige gemeenten, waar steeds slechts een klein deel van de gemeente erosiegevoelig is, en dus waar het plangebied beperkt is, wordt rekening gehouden met het plangebied voor de bepaling van de variabele component. Weinig erosiegevoelige gemeenten zonder plan (en dus zonder plangebied) hebben per veronderstelling geen erosieprobleem. Het resultaat is één getal. Een gemeente scoort een punt voor elk knelpunt dat via een dossier werken wordt aangepakt, echter met een maximum gelijk aan het noodzakelijk geachte aantal erosiebestrijdingsprojecten. Een gemeente die meer doet dan het noodzakelijk geachte aantal erosiebestrijdingsprojecten zal de indicator niet meer doen stijgen. De reden hiervoor is dat de erosiebeleidsindicator een indicator wil zijn over alle gemeentes heen en het doel is om alle gemeentes het noodzakelik geachte aantal erosiebestrijdingspojrecten te laten uitvoeren. De scores van alle gemeenten worden bij elkaar geteld. Figuur 22: Erosiegevoeligheid van het landbouwgebied geaggregeerd per gemeente Bron: LNE, ALBON Beheerovereenkomst Grasbufferstroken en grasgangen. De praktijk leert dat enkele procenten van het areaal moeten opgeofferd worden aan grasbufferstroken of grasgangen om in een stroomgebied erosieproblemen significant te verminderen. Rekening houdend met dit gegeven, en rekening houdend met de erosiegevoeligheid van de gemeente, worden volgende doelstellingen vooropgesteld: 63 MIRA Achtergronddocument Bodem Tabel 11: Verlies teeltareaal bij aanleg grasgang en grasbufferstrook Erosiegevoeligheid Rood Oranje Geel Lichtgroen Donkergroen Oppervlakte % in grasgang of grasbufferstrook 2% 1% 0,5% 0,5% (0%) 0,5% (0%) Opnieuw wordt er voor de erosiegevoelige gemeenten uitgegaan van de totale oppervlakte van de gemeente, en voor de weinig erosiegevoelige gemeenten van de oppervlakte van het plangebied (indien de weinig erosiegevoelige gemeente een plan heeft, zoniet worden er geen erosieproblemen verondersteld). Het percentage gerealiseerd in elke gemeente wordt afgewogen tegen het doelpercentage uit de tabel. De gemeente krijgt dan pro rata punten met als maximum de helft van het aantal punten dat ze kan halen met erosiebestrijdingswerken. De scores van alle gemeenten worden bij elkaar geteld. Beheerovereenkomst niet-kerende bodembewerking en directe inzaai Deze pakketten zijn roterend, wat wil zeggen dat ze niet elk jaar op hetzelfde perceel moeten worden toegepast. Een landbouwer sluit een contract voor een bepaalde oppervlakte en beslist zelf hoe de oppervlakte wordt verdeeld over de erosiegevoelige percelen in het landbouwbedrijf. Bijgevolg is een indicator per gemeente voor deze maatregel niet zinvol. Omdat deze maatregel op plaatsen waar die wordt toegepast zeer brongericht afstroming voorkomt en dus een erosiemilderend effect heeft, wordt een streefwaarde voor Vlaanderen vooropgesteld gelijk aan 10% van de som van de oppervlakten van erosiegevoelige gemeenten en de oppervlakte van de plangebieden van weinig erosiegevoelige gemeenten. De reële oppervlakte onder contract wordt afgezet tegen de doeloppervlakte en pro rata wordt de totaalscore van het Gewest voor niet-kerende bodembewerking en directe inzaai berekend met als maximum de helft van het maximum dat alle gemeenten samen kunnen halen met erosiebestrijdingswerken. Eindberekening De deelscores worden opgeteld in Tabel 12. Tabel 12: Wegingspercentages van componentent van de erosiebeleidsindicator Maatregel Kleinschalige erosiebestrijdingswerken Beheerovereenkomsten (grasbufferstrook en grasgang) Beheerovereenkomsten (niet-kerende bodembewerking en directe inzaai) Weging 50% 25% 25% De score wordt tenslotte herleid naar 100. Verloop Bij een indicatorwaarde gelijk aan 100 % zijn de grootste bodemerosieproblemen in Vlaanderen opgelost. In het ontwerp MINA-plan 4 (2011-2015) is een doel van 14 % voorpgesteld voor 2014. Dit is een verdubbeling van de erosiebeleidsindicator ten opzichte van 2008. 64 MIRA Achtergronddocument Bodem In 2008 bedroeg de waarde van de indicator 7,9 %. Eind 2009 stond de erosiebeleidsindicator op 9,2 %. Dit geeft aan dat 9,2 % van de meest nuttige erosiebestrijdingsmaatregelen zijn gerealiseerd. Tot en met het jaar 2004 werden geen beheerovereenkomsten erosiebestrijding afgesloten. De knik in de grafiek van 2004 tot 2006 is dan ook het gevolg van een sterke toename van het areaal aan beheerovereenkomsten erosiebestrijding in 2005 en 2006. In 2007 werden geen nieuwe beheerovereenkomsten afgesloten, in 2008 slechts in beperkte mate. De toename van het deel van de indicator van kleinschalige erosiebestrijdingswerken verloopt bijna lineair. Vanaf 2011 zou de erosiebeleidsindicator opmerkelijk moeten stijgen door het gecombineerde effect van het werk van de nieuwe erosiecoördinatoren en de vereenvoudigde procedure voor gemeentelijke erosiebestrijdingswerken. Belangrijk is dat in 2010 de eerste vijfjarige beheerovereenkomsten erosiebestrijding verstrijken. De betrokken landbouwers moeten gestimuleerd worden om de overeenkomsten in 2011 voor vijf jaar te verlengen. Aan het concrete erosieprobleem hangt ook een belangrijke maatschappelijke kost vast voor baggeren ruimingswerken. De vraag rijst of de optimalisering en intensivering van op vrijwilligheid gebaseerde instrumenten voldoende is om het erosieprobleem doeltreffend aan te pakken. Figuur 23: Indicator erosiebeleid index erosiebeleid (%) 16 14 12 10 8 doel 2014 6 4 2 0 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 Jaartal Indicator Erosiemaatregelen [%] doel 2014 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 0,4 0,8 1,6 3,5 6,1 6,6 7,9 9,2 14 14 14 14 14 14 14 14 Bron: Vlaamse Overheid, ALBON 65 MIRA Achtergronddocument Bodem 4. Bodemverdichting Laatst bijgewerkt in december 2010 Beschrijving van de verstoring 4.1 Mechanisme van bodemverdichting Enkele begrippen De bodemstructuur is de onderlinge rangschikking en samenhang van vaste bodemdeeltjes. Samenhangende bodemdeeltjes die met organische stof (OS) een stabiele structuur vormen, worden ook aggregaten genoemd. Deze liggen min of meer los van elkaar. Tussen en in de aggregaten zitten poriën, die lucht en water kunnen bevatten. De microporiën zijn in staat water vast te houden en de macroporiën zijn meestal gevuld met lucht. Bij een goede bodemstructuur wordt in natte perioden overtollig water snel afgevoerd en blijft er voor droge perioden voldoende water achter. De bodemstructuur is zeer belangrijk voor een goede plantengroei. De ideale bodem is niet te vast, zodat de wortels er goed in kunnen doordringen, het overtollige water kan afgevoerd worden en er voldoende zuurstof is voor wortelgroei en voor de opname van water en nutriënten door de wortels, terwijl de door de plantenwortels geproduceerde kooldioxide kan worden afgevoerd. De ideale bodem is niet te los, zodat hij voldoende water kan vasthouden en de nutriënten niet te snel uitspoelen (Vandergeten & Roisin, 2004 en Shepherd et al., 2008). Bij verdichting wordt de bodem samengedrukt en vervormd, waardoor de totale en luchtgevulde hoeveelheid poriën dalen (Figuur 24). Allereerst worden de macroporiën dichtgedrukt en in tweede instantie de kleinere microporiën. Dit resulteert zowel in een afname van het volume aan macroporiën als een onderbreking van de continuïteit ervan. Verdichting kan zich vormen door natuurlijke omstandigheden maar ontstaat echter vaak onder menselijke invloed. De gevoeligheid van een bodem voor verdichting hangt af van de textuur, schijnbare dichtheid en weersomstandigheden: hoe natter de bodem, hoe fijner de textuur en hoe lager de dichtheid, hoe meer vatbaar een bodem is voor verdichting. Versmering kan een belangrijke aanleiding vormen voor latere verdichting. Ook de impact van verdichting op gewasgroei en omgeving is zeer weersafhankelijk, met de grootste gevolgen gedurende opvallend droge of natte jaren (Poesen et al., 1996; Esteve et al., 2004; Jones et al., 2004 en Reubens et al., 2010). 66 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 24: Beperking van de wortellengte en toename aan erosie door diepe verdichting van de bodem (naar Jones et al., 2004) Niet verdichte bodem Verdichte bodem runoff erosie, vervuilin infiltratie naar oppervlaktewater Diepte (cm) 0 0 25 50 wegstromen filtering buffering 75 25 50 Verdichte laag 75 100 100 125 125 naar grondwater Een onderscheid wordt gemaakt tussen oppervlakkige bodemverdichting en diepe bodemverdichting of ondergrondverdichting. De eerste vorm heeft op korte termijn een grotere impact, maar naar duurzaam bodemgebruik toe, wordt vooral ondergrondverdichting als problematisch beschouwd. Zelfs bij een eenmalige verstoring kan de verdichting voor tientallen jaren aanwezig blijven en voor opbrengstderving zorgen (Ide, 1985; Jones et al., 2004 en Reubens et al., 2010). Bodemverdichting en vooral ondergrondverdichting worden in de Europese Bodemstrategie (EC, 2006) beschouwd als een belangrijke bedreiging voor de bodem. Ze betekent vaak een vermindering of verlies van meerdere bodemfuncties (Mulier et al., 2005 en Reubens et al., 2010): Bodemverdichting verhoogt de schijnbare dichtheid van de bodem en de penetratieweerstand van de bodem; De hydrologische eigenschappen worden gewijzigd. Dit resulteert o.m. in een slechte nutriëntenopname en verminderde wateropslagcapaciteit en infiltratie. Door de opbouw van water boven de verdichte laag wordt ook de drainage beperkt en ontstaan te natte bodems in het voorjaar, een hoger risico op erosie en daarmee geassocieerde P-verliezen, en een toenemende laterale watertransfer en dus verontreiniging van oppervlaktewater; Ook de beschikbaarheid van water uit diepere lagen wordt verhinderd, en zo treedt in de zomer verdroging op. Dit kan resulteren in een gebrekkige vochtvoorziening voor de plant; Het volume bodem dat als buffer tegen verontreiniging kan fungeren, daalt; De wortelgroei (o.a. door een afname van poriënbeschikbaarheid) wordt beperkt en het bodemleven wordt verstoord. Wat zijn de oorzaken van de verstoring? De voornaamste oorzaken van bodemverdichting zijn het frequent betreden van percelen met zware landbouwvoertuigen, intensieve bodembewerkingen, een tekort aan organische stof in de bodem en eenzijdige teeltrotaties (Jones et al., 2004; Vandergeten & Roisin, 2004; Koopmans et al., 2006 en Reubens et al., 2010). De voornaamste bedreiging voor bodemverdichting van landbouwgrond ontstaat door het inzetten van allerhande machines. De mate van verdichting is daarbij ondermeer afhankelijk van het aantal werkgangen, het type machine en de toegepaste belasting, waarbij de wiellast en de grootte van het contactoppervlak tussen band en bodem de belangrijkste machinekarakteristieken zijn. Op een akkerperceel zou machinegeïnduceerde verdichting zich manifesteren tussen de 10 en 60 cm diepte, 67 MIRA Achtergronddocument Bodem met de meest duidelijke effecten in de toplaag (rond 10 cm) (Esteve et al., 2004; Jones et al., 2004 en Reubens et al., 2010). Eén van de redenen voor bodembewerkingen, is het opheffen van verdichte lagen. Hoewel dit op korte termijn een efficiënte oplossing kan bieden, maken bodembewerkingen vaak zelf een deel uit van het probleem. Bij ploegen wordt met één rij wielen ‘in de voor’ gereden, waardoor de druk lokaal sterk toeneemt en het risico op verdichting dus sterk stijgt. Naast de invloed van de tractorwielen heeft ook het zoolijzer van de ploeg zelf een versmerend en daardoor verdichtend effect. Wanneer jaar na jaar op dezelfde diepte geploegd wordt, kan een ploegzool ontstaan waardoor de wortelgroei en watertransport verhinderd wordt. Daarnaast geldt dat hoe losser een bodem is, hoe dieper deze verdicht kan worden. Vandaar ook dat een bodem na een intensieve bewerking vaak erg gevoelig is voor nieuwe verdichting. Naast de intensiteit en frequentie van bodembewerking, is ook het tijdstip van de bodembewerking erg belangrijk. Een bodem die te nat bewerkt wordt, versmeert en verdicht (Paauw, 2006; Meuffels, 2010 en Reubens et al., 2010). De daling van het organische stof-gehalte van de Vlaamse landbouwbodems, resulteerde mogelijk in een verdichting. Het organische stof-gehalte heeft immers een positief effect op de bodemstructuur. Door het lage soortelijk gewicht van organische stof, betekent een toename in organische stof een afname van de bodemdichtheid. De bodem is door de aanwezigheid van organische stof vaak beter doordringbaar voor wortels, de drainage verloopt vlotter en het risico op verdichting daalt. Een hoger organische stof-gehalte stimuleert ook het bodemleven, dat zelf sterk bijdraagt tot opbouw en onderhoud van een goede bodemstructuur. Regenwormen creëren nieuwe poriën. Omgekeerd heeft de bodemstructuur ook een belangrijke impact op organische stof-dynamiek (Robert et al., 2004; LNE, 2009a en Reubens et al., 2010). 4.2 Meting van de verstoring Landbouwers zijn zich vaak heel bewust van de fysische kwaliteit van hun bodems door een gedetailleerde kennis van hun percelen en het gebruik van hun zintuigen. Kwalitatieve veldmethoden vb. ‘soil health cards’ (Romig et al., 1996) en ‘visual soil assessment’ (VSA) methode (Shepherd, 2000) - werden ontwikkeld zodat de landbouwers zonder opleiding hun bodems kwalitatief kunnen beoordelen door de bodem te bekijken, voelen en/of ruiken. Daarnaast zijn er nog semi-kwantitatieve veldtestkits – vb. ‘soil quality test kit’ (NCRS, 1999) en testkit bodemkwaliteit (Koopmans & Brandt, 2001) – ontwikkeld om op de percelen metingen te doen. De schijnbare dichtheid kan zowel in het labo als met veldmethoden gemeten worden en is een directe maat van bodemverdichting (Koopmans & Brandts, 2001; Danckaert & Delanote, 2007; Koopmans et al., 2007 en van den Akker & de Groot, 2008). Schijnbare dichtheid is de droge massa per eenheidsvolume bodem in zijn onverstoorde natuurlijke toestand en hangt naast de textuur hoofdzakelijk af van het organische stof-gehalte in de bodem: hoe hoger dit gehalte, hoe lager de schijnbare dichtheid. Voor leem- en kleibodems varieert de schijnbare dichtheid van 1,1 – 1,6 g cm-3, voor zandige texturen van 1,3 – 1,7 g cm-3 en voor compacte lagen van 1,7 - 2 g cm-3 (Coorevits, 2009). Voor akker- en tuinbouwbodems met een organische stof-gehalte lager dan 4 % zijn er grenswaarden voor wortelgroei opgesteld. Bij zandbodems treedt de belemmering van de wortelgroei pas bij 1,6 g cm-3 op, terwijl de groei bij leem- en kleibodems al bij 1,5 g cm-3 bemoeilijkt wordt. Opdat de bodem nog voldoende draagkracht zou hebben, is de minimumwaarde voor zandbodems 1,4 g cm-3. Voor leem- en kleibodems ligt dit minimum op 1,1 g cm-3 (Koopmans & Brands, 2001). Uit de schijnbare dichtheid en dichtheid (i.e. de verhouding tussen de massa en het volume van de vaste bestanddelen en wordt bij minerale bodems 2,65 g/cm³ genomen) van de bodem, kan het totaal poriënvolume berekend worden. Het totaal poriënvolume geeft een indicatie van de verhouding tussen vast materiaal, lucht en water in de bodem. Een te lage totaal poriënvolume is een indicatie voor bodemverdichting. Het poriënvolume moet minimum 40 % zijn. Bij een laag poriënpercentage kan het zuurstofgehalte te laag en de penetratieweerstand te hoog zijn. Een te laag totaal poriënvolume komt vaak voor in kleibodems en is vooral bij teelten met dikkere wortels (vb. maïs, ui of prei) een probleem (van den Akker & de Groot, 2008). 68 MIRA Achtergronddocument Bodem De verkruimelbaarheid geeft het gemak aan waarmee de bodem zich laat verkruimelen en kan door de landbouwer in het veld bekeken worden (Figuur 25). Door de verkruimelbaarheid van de bodem te bepalen, krijg je een idee van de dichtheid en zodoende de doorwortelbaarheid, de bewerkbaarheid en de toegankelijkheid van de bodem voor het bodemleven. Bij heel droge kleiige gronden kan de verkruimeling zo slecht worden dat de grond wel beton lijkt. Een natte grond kan zo plastisch worden dat versmering optreedt. Een bodem met een goede structuur heeft minimum 25 % kruimels (aggregaatjes < 1 cm), met een optimum van 100 %. Scherpblokkige structuurelementen zijn afwezig. De meeste structuurelementen zijn afgerond (Koopmans & Brands, 2001). Figuur 25: Visuele voorstelling van structuurelementen voor een klei-, leem- en zandtextuur: bovenaan: “goede” structuur: afgerond blokkige elementen - onderaan: “slechte” structuur: scherpblokkige elementen Bron: Danckaert & Delanote, 2007 De penetratieweerstand geeft de drukweerstand van de bodem voor wortelpenetratie. Vaak wordt aangenomen dat de gemiddelde weerstand die wortels nog kunnen weerstaan tussen 25 en 30 bar ligt. Toch is deze maximale grenswaarde gewas- en perceelsafhankelijk en vaak is een weerstand van 30 tot 40 bar ook nog goed doorwortelbaar. Wormgangen en andere macroporiën kunnen door de wortels gebruikt worden, zodat in dergelijke situaties een groeiremming van de wortels pas bij 40 tot 50 bar plaatsvindt (Ide et al., 1987; van Geel et al., 2007 en Coorevits, 2009). Het gebruiken van een prikstok diep geeft een snel idee over de aanwezigheid van een verharde laag in het bodemprofiel (Shepherd et al., 2008). Indicatoren 4.3 Gevoeligheid voor bodemverdichting in Vlaanderen Gevoeligheids- en risicokaarten In een verkennende studie rond bodemverdichting werden gebiedsdekkende gevoeligheids- en risicokaarten voor Vlaanderen gemaakt. De ‘precompressiestress’ (PCS) werd als maat voor de structurele sterkte van een bodem en als indicator voor de gevoeligheid van een bodem voor verdichting genomen. De mate waarin de bodem reageert op mechanische stress, d.w.z. de gevoeligheid van de bodem voor verdichting, is afhankelijk van de sterkte van de bodem. Sommige bodems zijn voldoende sterk om te kunnen weerstaan aan alle te verwachten belastingen, terwijl andere bodems zo zwak zijn dat ze zelfs onder een lichte belasting reeds verdicht worden. Zolang de verticale spanningen in de bodem -resulterend uit de op de bodem uitgeoefende mechanische drukken- de PCS-waarde niet overschrijden, reageert de bodem elastisch. Een overschrijding van deze waarde impliceert echter een blijvende en dus plastische vervorming. De PCS wordt dan ook beschouwd als die druk waarbij de vervorming van de bodem overgaat van “klein, elastisch en 69 MIRA Achtergronddocument Bodem omkeerbaar” naar “plastisch en bijgevolg onomkeerbaar”. Bodemverdichting treedt op wanneer de druk op zekere diepte groter is dan de PCS. Onder dezelfde klimaatcondities en bij hetzelfde landgebruik zullen de PCS-waarden variëren onder invloed van bodemtextuur, de mate van aggregaatvorming en de matrixpotentiaal. Bij een toename van het vochtgehalte daalt de sterkte van de ondergrond, en dus ook de PCS (Van de Vreken et al., 2009). Er zijn verschillende klasses van PCS (Van de Vreken et al., 2009): Zeer lage gevoeligheid voor verdichting: >150 kPa Lage gevoeligheid voor verdichting: 120-150 kPa Matige gevoeligheid voor verdichting: 90-120 kPa Hoge gevoeligheid voor verdichting: 60-90 kPa Zeer hoge gevoeligheid voor verdichting: 30-60 kPa Extreem hoge gevoeligheid voor verdichting: < 30 kPa Voor de gevoeligheidskaarten (voorbeeld in Figuur 26) werd telkens het Vlaanderen-dekkende deel van de bodemkaart van België gebruikt als ruimtelijke basis en werd de PCS op 41 cm diepte gehanteerd als indicator voor gevoeligheid. In gebieden met de laagste grenswaarde (<30 kPa) is de kans op verdichting heel groot. Die gebieden staan dan ook op de risicokaart (Figuur 27) als verdicht aangeduid. De risicokaarten geven de grensbelasting aan die mag uitgeoefend worden op een bodemkaarteenheid (gekarakteriseerd voor een gegeven diepte met een welbepaald horizont) om een bepaalde structurele sterkte (uit de gevoeligheidskaart) niet te overschrijden. De grensbelasting is daarbij berekend voor een aantal combinaties van wiellasten en bandenspanningen (Van de Vreken et al., 2009). Figuur 26: Gevoeligheidskaart voor bodemverdichting in Vlaanderen uitgedrukt als de berekende waarde van de structurele sterkte bij pF 2,5 (drogere grond) van het meest waarschijnlijke horizont per kaarteenheid waardoorheen het 41 cm-dieptevlak loopt. Bron: Van de Vreken et al., 2009 70 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 27: Risicokaart voor bodemverdichting in Vlaanderen, uitgedrukt als de maximale wiellast (in kg) bij de door de bandenfabrikant aangeraden optimale bandenspanning (in bar) voor een typische tractorband (480/80R42), die de structurele sterkte uit de gevoeligheidskaart, berekend bij pF 2,5 (drogere grond) op een diepte van 41 cm, niet overschrijdt. Bron: Van de Vreken et al., 2009 Aangezien de PCS-waarden gebaseerd zijn op historische data (nl. databank Aardewerk), kunnen de gevoeligheidskaarten als geldig beschouwd worden voor bodems die nog geen of weinig verdichting hebben ondergaan. Deze kaarten kunnen zodoende een basis vormen voor het afbakenen van risicogebieden, wetende dat op een aanzienlijk aantal percelen binnen deze gebieden verdichting intussen is opgetreden. In realiteit is de oppervlakte van donkerbruin gekleurde percelen groter dan aangegeven in Figuur 27. Het risico op verdere verdichting is er afgenomen, maar schade ten gevolge van de opgetreden verdichting is reeds aan de orde (Van de Vreken et al., 2009 en Reubens et al., 2010). De gevoeligheid voor verdere verdichting is op vele plaatsen vermoedelijk laag tot zeer laag, gezien de reeds vastgestelde verdichting onder de bouwvoor. Veldmetingen tonen aan dat de perceelsranden doorgaans meer verdicht is dan de rest van het perceel, aangezien daar gekeerd wordt en ze meer bereden worden dan het midden van het perceel (Van de Vreken et al., 2009 en van den Akker & de Groot, 2008). Aangezien bodemdichtheid de belangrijkste predictor is in de gebruikte functies voor de PCS-waarde, lijkt de kennis van de actuele bodemdichtheid een belangrijke sleutel te zijn om gevoeligheids- en risicokaarten te maken die beter rekening houden met de compactie die reeds is opgetreden. Aanvullende metingen (bv. ook van bodemsterkte) zijn noodzakelijk. Onderzoek naar een aantal belangrijke aspecten, zoals het zelfherstellende vermogen van een bodem door krimp of beworteling, is op heden ontoereikend (Van de Vreken et al., 2009 en Reubens et al., 2010). Hoe kan de verstoring hersteld worden? Het losmaken van de bodem dient om het poriënvolume te verhogen en zodoende de lucht- en waterhuishouding te verbeteren. Een intensieve en frequente verstoring kan echter nefast zijn voor een stabiele bodemstructuur (Paauw, 2006 en Meuffels, 2010). Decompactors hebben vaak tot doel een verharde, storende laag los te maken. Bij extreme verdichtingen worden diepwoelers ingezet, die tot dieptes van 50 cm en meer reiken (Van Ormelingen, 2007). In onze West-Europese landbouw neemt de druk op de bodem steeds verder toe door de inzet van alsmaar zwaardere machines. Een grotere insporingsdiepte betekent niet alleen meer verdichting, maar ook een groter energieverbruik. De keuze voor een juiste band, juiste breedte en aangepaste 71 MIRA Achtergronddocument Bodem bandenspanning, kan echter een groot verschil betekenen, zowel naar bodemverdichting als naar trekkracht-efficiëntie toe. Een lage druk betekent een groter contactoppervlak en daardoor minder insporing. Brede banden vergroten het contactoppervlak en reduceren dus insporing en verdichting (Koopmans et al., 2007; Anonymus, 2010 en Reubens et al., 2010). Ook de teeltrotatie heeft een sterke invloed op de fysische bodemkwaliteit. Het afwisselen van teelten met een verschillende groeikarakteristiek en een verschillend zaai- en oogsttijdstip verdient daarbij doorgaans de voorkeur ten opzichte van monocultuur. Algemeen kan gesteld worden dat de kwaliteit en hoeveelheid geleverde organisch materiaal (OM), de bewortelingsintensiteit en –diepte, en de teeltduur belangrijk zijn (Benjamin et al., 2007; Bussink et al., 2009 en Reubens et al., 2010): Teeltrotaties die het organische stof-gehalte verhogen doet het totaal poriënvolume toenemen en de schijnbare dichtheid dalen; Ook een intensief wortelend gewas met een uitgebreid netwerk van fijne wortels verlaagt de schijnbare dichtheid; Het afwisselen van ondiep met diep wortelende gewassen (vb. granen, maïs) verbetert de gasuitwisseling en drainage. Vooral gewassen met diepgaande, dikkere penwortels maken een snelle waterinfiltratie mogelijk; Vooral meerjarige gewassen blijken zeer effectief te zijn in het verbeteren van de bodemfysische eigenschappen. De afwezigheid van werkzaamheden in het voorjaar (bv. ploegen, zaaien) en in het najaar (oogsten) verlaagt het risico op verdichting. Bovendien zorgt het uitgebreid wortelstelsel voor een stabiel poriënnetwerk waardoor volggewassen vlotter kunnen wortelen en minder onderhevig zijn aan droogtestress. De wortelontwikkeling van groenbedekkers kan bijdragen tot het behoud en de verbetering van de bodemstructuur, via de vele kleine kanaaltjes die op die manier gevormd worden. Hierdoor neemt ook het poriënvolume toe. Verder resulteren ze in een positieve impact op het organische stof-gehalte in de bodem en het bodemleven. Groenbedekkers hebben niet enkel een preventieve functie op vlak van verdichting: diepwortelende groenbedekkers (zoals gele mosterd) kunnen ook ingezet worden om een bestaande verdichting op natuurlijke wijze terug op te heffen (Thorup-Kristensen et al., 2003; van Geel et al., 2007 en Van de Vreken et al., 2009). Ook organische bemesting kan een positief effect op de bodemdichtheid hebben. Deze effecten kunnen echter niet steeds aangetoond worden. Wellicht minstens even belangrijk als het type mest is de wijze waarop deze bemesting wordt aangebracht. Zeker bij drijfmest, waarbij zware machines worden gebruikt, is er een risico op verdichting onder de rijsporen. Dit risico is het grootst in de vroege lente wanneer de bodem relatief nat is (van Eekeren & de Boer, 2008a en Reubens et al., 2010). 72 MIRA Achtergronddocument Bodem 5. Biodiversiteit in de bodem Laatst bijgewerkt in december 2010 Beschrijving van de verstoring 5.1 Beschrijving van de bodembiodiverstiteit Samen met de lucht en het water vormt de bodem de belangrijkste basis voor het bestaan van leven op onze planeet. De bodem regelt de natuurlijke cycli van materie en energie en is uiterst gevoelig voor de effecten van klimaatverandering en antropogene en historische activiteiten. Het geheel van alle levende organismen in de bodem vormt samen het bodemleven. Het wordt opgebouwd uit verschillende organismen die kunnen worden ingedeeld naar soort, grootte of levenswijze. Een veelgebruikte classificatie is deze op basis van afmetingen: microflora en –fauna (bv. bacteriën, schimmels, nematoden, protozoa) mesofauna (bv. mijten, springstaarten, potwormen, nematoden) macrofauna (bv. regenwormen) Levende micro-organismen in de bodem verzorgen allerlei processen zoals mineralisatie en humificatie. Hoewel het bodemleven minder dan 10 % van de totale organische stof in de bodem bedraagt, kan een landbouwbodem een levende biomassa bevatten van ongeveer 3 ton/ha (Van Camp et al., 2004) en vervult het bodemleven heel wat belangrijke functies. Dit bodemleven vormt een voedselweb (Figuur 28), waarin elke groep van organismen zijn eigen specifieke taak heeft. In de bodem is er een continu biologisch proces aan de gang van opbouw en afbraak van organische stof. Bacteriën nemen de gemakkelijk afbreekbare organische stof voor hun rekening, terwijl schimmels eerder verantwoordelijk zijn voor de afbraak van de moeilijk afbreekbare fractie. Deze twee groepen bodemorganismen worden op hun beurt weer “gegeten” door andere bodemorganismen zoals protozoa, nematoden, springstaarten en mijten. Regenwormen zorgen voor het incorporeren van aan de oppervlakte aanwezige oogstresten in de bodem waardoor ze beter beschikbaar worden voor microbiële activiteit. Het bodemvoedselweb vormt de bron en de motor van alle transformaties van organische koolstof en nutriënten in de bodem. Het goed functioneren van het volledige bodemvoedselweb is dus van zeer groot belang voor de bodemkwaliteit (De Visser en Hanegraaf; 2003). Sommige van de bodemorganismen leven van dode planten- of dierenresten, maar een belangrijk deel leeft van andere levende organismen. Zo zijn de nematoden in te delen in plantenetende, schimmeletende, bacterie-etende, carnivore (eten bv. springstaarten, mijten en andere nematoden) en omnivore (eten niet alleen andere organismen maar ook plantaardig materiaal) soorten. Het geheel van onderlinge relaties en energietransfers tussen de verschillende levende organismen in de bodem vormt een ingewikkeld patroon dat men het “bodemvoedselweb” noemt. Elke soort heeft daarin zijn eigen plaats (Figuur 28). 73 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 28: Visualisatie van het bodemvoedselweb Bron: Ron de Goede, Wageningen Universiteit Een goed functionerend voedselweb vervult verschillende functies. Voor de landbouw zijn de belangrijkste van die functies (van Eekeren et al., 2003 & 2008b en Reubens et al., 2010): Reguleren van de nutriëntenstroom: Het bodemleven speelt een grote rol bij het beschikbaar maken van nutriënten uit organische stof. Zo kan deze organische stof verkleind worden door de hogere organismen in het bodemvoedselweb (bv. regenwormen, potwormen, springstaarten). Belangrijker nog is de rechtstreeks consumptie door micro-organismen (bacteriën en schimmels), die het deels gebruiken voor eigen groei. Bovendien kunnen bacteriën en schimmels door hun lage C/N verhouding grote hoeveelheden N opnemen en zo uitspoeling voorkomen. De graasactiviteit van protozoa, mijten en nematoden zorgt dan voor een geleidelijke vrijstelling van de nutriënten in de microbiële biomassa. Op die manier maakt het bodemleven complexe, organische nutriëntenverbindingen beter beschikbaar voor de plant. Ook de symbiotische relaties tussen plantenwortels en nuttige schimmels en bacteriën verhogen de nutriëntenbeschikbaarheid. Zo zijn mycorrhizae verantwoordelijk voor een toename van de opnameoppervlakte van het wortelstelsel. Nitrificerende bacteriën zetten ammonium om naar nitriet en vervolgens nitraat, dat makkelijker opneembaar is voor de plant Opbouw en onderhoud van een goede bodemstructuur: • Bacteriën en schimmels kitten door respectievelijk slijmvorming en schimmeldraden individuele bodemdeeltjes aan elkaar tot micro- en macroaggregaten; • Regenwormen staan door hun graaf- en mengactiviteiten in voor een intensieve menging van organische en minerale bodembestanddelen waardoor organo-minerale complexen (stabiele humuscomponenten) gevormd worden. Deze stabiele aggregaten beschermen de organische stof tegen afbraak; • Daarnaast zijn regenwormen belangrijk voor de vorming en het onderhoud van een goede bodemstructuur door hun intense bodemwoelende activiteit en het graven van gangen. Ziekte- en plaagwering: Het bodemvoedselweb beschikt over een aantal mechanismen om ziekten en plagen te reguleren: • Competitie om voedsel, water en ruimte, waardoor pathogene organismen onderdrukt kunnen worden; • Predatie van de ziekteverwekkers en plagen door andere organismen; • Productie van groeiremmende stoffen (antibiotica). 74 MIRA Achtergronddocument Bodem Naast nuttige organismen omvat het bodemleven ook ziekteverwekkende en plaagvormende organismen, die potentieel grote economische schade kunnen veroorzaken. Plantparasiterende nematoden zijn wijd verspreid en veroorzaken aanzienlijke schade aan een brede waaier van belangrijke land- en tuinbouwgewassen (bv. aardappelcystenaaltje, bietencystenaaltje). Ook bepaalde bacteriën en schimmels zijn belangrijke pathogenen. Fusarium (verwelkingsziekte) en Rhizoctonia zijn maar enkele voorbeelden van schimmels die productieverliezen kunnen veroorzaken. Streptomyces scabies is dan weer een voorbeeld van een bacteriële plantenbeschadiger, die gewone schurft bij aardappel veroorzaakt. Een goed functionerend bodemvoedselweb wordt echter in staat geacht om via de eerder vermelde mechanismen ziekten en plagen te onderdrukken en zo de schadelijke invloed van deze pathogenen te reduceren (ter Berg et al., 2006 en Reubens et al., 2010). 5.2 Meting van de verstoring Regenwormen kunnen gemakkelijk met het blote oog gedetecteerd worden. Op basis van hun gedrag en morfologische kenmerken worden drie grote groepen onderscheiden: de strooiselwormen, de bodemwoelers en de diepgravers. Omwille van het positieve effect van regenwormen moeten er minimum 15 tot 20 regenwormen per m² aanwezig zijn. Afhankelijk van de textuur en teelt kan het aantal regenwormen van 150 tot 1.000 per m² oplopen. Aangezien de verschillende groepen regenwormen andere functies in de bodem vervullen, is niet enkel het totale aantal regenwormen van belang, maar evenzeer de verhouding tussen de groepen. Het belang van de diepgravers is daarbij relatief het grootst, maar bodems bevatten bij voorkeur wormen uit de drie groepen. In sommige kwalitatieve methoden worden naast of in plaats van de regenwormen zelf, de regenwormgangen geteld (Romig et al., 1996; Shepherd, 2000; Koopmans & Brands, 2001; Tugel et al., 2001 en Valckx et al., 2009a & b). Nematoden staan vooral bekend als ziekteverwekkers, hoewel vele functionele groepen ook nuttig zijn. Ze beïnvloeden de beschikbaarheid van nutriënten en zijn zeer gevoelig voor bodemverstoring. Gemiddeld vindt men 10 tot 50 nematoden per g grond. Het integreren van trofische niveaus en levensstrategieën in de functionele groepen kan aanleiding geven tot het definiëren van verschillende indices die een beeld geven van de structuur, functie en status van het bodemvoedselweb ten opzichte van veranderingen in de bodem (verstoringen en stress) (Bloem et al., 2003): De aanrijkingsindex (EI) is een maat voor de beschikbaarheid aan voedsel; De structuurindex (SI) is een maatstaf voor het aantal trofische niveaus en de ontwikkeling van het bodemvoedselweb; De channelindex (CI) is een parameter voor het voorspellen van de wijze van afbraak van de organische stof. Deze index geeft ook een indicatie of de decompositie eerder bacterie-dominant dan wel schimmel-dominant is. In eén gram grond zijn er gemiddeld 600 000 bacteriën en 400 000 schimmels aanwezig, samen goed voor een gewicht tot 15 à 16 000 kg per ha. De microbiële biomassa heeft een korte omzettijd (turnover) (0,2 – 6 jaar), en geeft zo een snelle indicatie van een toekomstige toename of afname van het organische stofgehalte en de beschikbare nutriënten. Een nadeel van deze parameter is dat hij sterk afhankelijk is van verschillende abiotische factoren (vochtgehalte, temperatuur, recente toediening meststoffen of andere verstoringen), waardoor de bekomen waarden moeilijk interpreteerbaar zijn (Bloem et al., 2003 en Moolenaar & Hanegraaf, 2008). 5.3 Wat zijn de oorzaken van de verstoring? Minder organische stof in de bodem betekent minder voedsel voor het bodemleven. Zodoende heeft de daling van het organische stofgehalte in de Vlaamse landbouwbodems waarschijnlijk in een daling van het bodemleven geresulteerd. Veranderingen in bodembewerking veroorzaken een belangrijke verschuiving in aantal en samenstelling van de bodemfauna en –flora. Dit is vaak het gevolg van een respons op gewijzigde fysische en/of chemische bodemomstandigheden. Algemeen kan gesteld worden dat een vermindering van de intensiteit of frequentie van bodembewerking een positieve bijdrage levert aan de 75 MIRA Achtergronddocument Bodem bodembiodiversiteit. Iedere vorm van mechanische verstoring heeft immers een directe impact op de bodemfauna door het fysiek doden, verwonden en blootstellen aan predatie en een indirecte impact door het vernietigen van hun habitat. De invloed is het grootst voor grotere of langgerekte soorten die zich minder gemakkelijk verplaatsen, of die in diepere bodemlagen niet kunnen overleven. Sterke verstoring stimuleert bodembiota met een hoge reproductiesnelheid en snelle kolonisatiecapaciteit. Op die manier worden mesofauna en bacteriën bevoordeeld ten opzichte van macrofauna en schimmels. Toch dient hier ook het risico aan toegevoegd te worden dat naast functionele organismen ook ziekte- en plaagverwekkende soorten positief beïnvloed kunnen worden (Wardle, 1995; Valckx et al., 2009a & b; Anonymus, 2010 en Reubens et al., 2010). Samen met grondontsmetting heeft bodembewerking het grootste effect op de bodembiodiversiteit. De intensiteit van de behandelingen is daarbij belangrijker dan de frequentie, want de zwaarste behandeling is de meest bepalende. Hoe minder intensief deze maatregelen (bv. geen grondontsmetting en een lichtere/minder diepe vorm van bodembewerking), hoe groter ook de invloed van andere maatregelen, zoals de aanwending van organische stof, potentieel kan worden (Anonymus, 2010). Daarnaast heeft ook de teeltrotatie een belangrijke impact op de bodembiodiversiteit. 5.4 Hoe kan de verstoring hersteld worden? Doorgaans stijgt de microbiële biomassa met hogere organische stofgehaltes van de bodem. Toediening van organische bemesting kan de microbiële biomassa dus verhogen. Ook regenwormen hebben nood aan een voldoende aanvoer van organische stof (Peacock et al., 2001; Mäder et al., 2002; Marschner et al., 2003; Leroy, 2008 en Valckx et al., 2009a & b). Er wordt verwacht dat het type van bemesting een impact zal hebben op de nematodengemeenschap omdat die gevoelig is aan verstoringen. Zo wordt een relatief hoog aandeel van schimmeletende nematoden aangetroffen in compost (Steel et al., 2010) en wordt verwacht dat drijfmest bacterieetende nematoden stimuleert (Koopmans et al., 2006 en Leroy, 2008). Plantenwortels spelen een belangrijke rol in de vorming van de microbiële bodemgemeenschap en selectie van bepaalde bacteriële groepen, ondermeer door de excretie van gewasspecifieke stoffen en de invloed op bodemfysische omstandigheden. Doorgaans is het aandeel schimmels hoger onder permanente/meerjarige teelten, terwijl bij eenjarige gewassen de bacteriën dominant zijn. Zodoende zou een afwisseling van beide kunnen resulteren in een meer diverse microbiële gemeenschap dan een monocultuur (Lupwayi et al., 1998; Moore et al., 2000 en van Eekeren et al., 2008b). Sommige planten scheiden chemische stoffen af als wortelexudaten of tijdens de afbraak van plantenresten. Deze stoffen kunnen de micro- en macrofauna in de wortelzone sterk beïnvloeden (Bailey & Lazarovits, 2003). Regenwormen gedijen het best onder grasland, dat een stabiele omgeving en een relatief constant aanbod aan organische stof als voedselbron biedt. Onder akkerland liggen de aantallen gevoelig lager. Naast de rechtstreekse impact door bewerking zorgt het afwezig zijn van een permanente bodembedekking onder akkerland voor een grotere variabiliteit in bodemtemperatuur en vochtregime. Ook het gebrek aan voldoende voedsel vormt een serieuze dreiging, vooral bij gewassen die weinig tot geen oogstresten achterlaten (bv. wortel- en knolgewassen). Het inpassen van tijdelijk grasland in een rotatie, of de toepassing van groenbedekkers zorgt voor een substantiële stijging in de regenwormenaantallen (van Eekeren et al., 2008b en Valckx et al., 2009a & b). In permanente systemen (grasland of akkerland) zijn hogere aantallen carnivore en omnivore nematoden aanwezig, wat wijst op een stabielere nematodengemeenschap. Verder blijkt dat de totale nematodenaantallen doorgaans hoger liggen onder permanent grasland. Dit komt voornamelijk door het hoger aantal plantparasitaire nematoden in respons op het uitgebreide wortelstelsel onder grasland. Het akkerland wordt dan weer gedomineerd door bacterievore nematoden. De teeltrotatie neemt een tussenpositie in. Het is dan ook een vaak voorkomende misvatting dat extensivering steeds en per definitie zal leiden tot een verlaging van de ziektedruk. Het aandeel plantparasitaire nematoden kan gereduceerd worden door een meer gevarieerde teeltrotatie. De hoeveelheid vrijlevende nematoden ligt hoger in een teeltrotatie terwijl de plantparasitaire nematoden de bovenhand namen in een monocultuur (Rahman et al., 2007 en van Eekeren et al., 2008b). 76 MIRA Achtergronddocument Bodem Het roteren van verschillende teelten helpt ziekten en plagen in functie van hun mobiliteit en specificiteit te beheersen. Teeltrotatie blijkt erg effectief te zijn als men te maken heeft met bodemgebonden, gewasspecifieke plagen (bv. aardappelcystenaaltje), die met andere woorden enkel kunnen leven en schade veroorzaken bij één gewas. Lang wachten om hier met hetzelfde gewas opnieuw te komen, kan voldoende zijn om de plantenbeschadigers te verminderen in aantal of helemaal te doen verdwijnen, wegens gebrek aan een waardplant (Kurle et al., 2001). Ook de toepassing van variëteiten op verschillende percelen of in verschillende jaren kan hier een interessante optie zijn (Meul et al., 2004). Het effect van gevarieerde teeltrotaties is echter minimaal wanneer men te maken heeft met mobiele, niet-gewasspecifieke plantenbeschadigers (bv. polyfage bladluissoorten). Ook tegen bodempathogenen die een lange tijd in de bodem kunnen overleven zonder waardplant (bv. Fusarium) is de effectiviteit van teeltrotatie beperkt. Een rotatie met de verkeerde gewassen kan de ziektedruk van veel polyfage pathogenen verergeren (Reubens et al., 2010). De ingewerkte organische stof van groenbedekkers vormt een bron van voedsel en stimuleert zo het bodemleven. Ook de plantenwortels van de nog levende groenbedekkers spelen hier een belangrijke rol. Voor een actief en goed ontwikkeld microbieel bodemleven is een continue aanvoer van deze stoffen belangrijk, wat de cruciale rol van een tussenteelt met groenbedekkers aantoont. Ook op meso- en macrofauna hebben groenbedekkers een doorgaans stimulerend effect (Thorup-Kristensen et al., 2003; Koopmans et al., 2007 en Valckx et al., 2009a & b). De keuze van de groenbedekker kan een belangrijke impact hebben op de nematodenpopulatie. Enerzijds kunnen groenbedekkers waardplanten zijn van bepaalde aaltjes, anderzijds kan de teelt van aaltjesresistente groenbedekkers leiden tot een afname van de aaltjespopulatie. Een groenbedekker die de ene aaltjesgroep bestrijdt, kan het probleem met een andere groep net verergeren. Bij de keuze van een groenbedekker zal men daarom rekening dienen te houden met de eigenschappen van de gewassen in het teeltplan, en wordt afgeraden een groenbedekker uit te zaaien die tot dezelfde familie behoort als de volgteelt. Voor een efficiënt aaltjesreducerend effect is niet alleen de soortkeuze belangrijk, maar moet ook de groeiperiode van de groenbedekker voldoende lang zijn en is een tijdige inzaai dus van groot belang (Thorup-Kristensen et al., 2003; Chaves et al., 2010; Hermans et al., 2010 en Reubens et al., 2010). 77 MIRA Achtergronddocument Bodem 6. Bodemafdichting Laatst bijgewerkt in februari 2011. Beschrijving van de verstoring 6.1 Inleiding Bodemafdichting is een fenomeen van verandering in de ruimte waarbij het bodemoppervlak wordt toegedekt met een of andere constructie van antropogene oorsprong, zoals gebouwen en wegen. De moeilijk omkeerbare afdichting van bodems heeft verschillende ongunstige gevolgen en dit niet alleen voor de locatie zelf, maar ook voor het omliggende terrein. Mogelijke gevolgen zijn overstromingen, watergebrek in diepere grondlagen, verlies van bodemfuncties en toenemende fragmentatie van het landareaal. Beperking van verdere afdichting zou dus een belangrijke plaats moeten innemen binnen de ruimtelijke ordening. In het Ruimtelijk Structuurplan Vlaanderen (RSV) zijn hiervoor reeds een aantal intenties in het beleid opgenomen zoals het principe van de gedeconcentreerde bundeling en de 60- 40-verdeling. 6.2 Terminologie De verscheidene termen die courant gebruikt worden binnen het thema ‘Versnippering’ (bv. verstedelijking, verharding, verstening, afdichting, afdekking, ...) hebben allemaal bepaalde eigenschappen gemeen, maar verschillen van elkaar door kleine nuances in de definitie. De definities geven allen informatie over de aard van bodembedekking en/of bodemgebruik, behandelen allen bodembedekking van menselijke oorsprong (antropogeen) dat bestaat uit harde en/of stenige materialen zoals beton, asfalt, (bak)steen of kunststoffen. Verschillen tussen de begrippen zijn hoofdzakelijk terug te brengen tot de benadering van de definitie die ofwel gericht is op de functie van de bodembedekking ofwel op de aard van bodembedekking ofwel op de impact van de bedekking. Belangrijke tekortkomingen in de bestaande terminologie is: de niet gekwantificeerde schaalafhankelijkheid van de bestaande begrippen waardoor ze geen minimale kaarteenheden of resolutie definiëren; de lage resolutie waarop de begrippen anticiperen waardoor op het gewenste schaalniveau (hoge resolutie) vaak nog veel onduidelijkheden zijn. (Meeus et al., 2004) Op basis van deze eigenschappen en tekortkomingen worden in onderstaande tabel (Tabel 13) de termen toegelicht welke sinds 1996 gehanteerd zijn in het achtergronddocument thema ‘Versnippering’ (Gulinck et al. 1997). De definities zijn afgeleid van voorgaande achtergronddocument en waar nodig aangepast aan de huidige perceptie. 78 MIRA Achtergronddocument Bodem Tabel 13: Terminologie rond het thema ‘Bodemafdichting’ Term Versnippering Verstedelijkin g Bebouwing Verharding Verstening Verdichting Afdichting Definitie De versnijding van landschappen door infrastructuur en bebouwing en het verscherpen van contrasten tussen naburige eenheden van bodemgebruik. De uitbreiding van het geheel van bouwsels van menselijke oorsprong dat volledig of gedeeltelijk bestaat uit stenig, hard materiaal (beton, baksteen, natuursteen, asfalt of andere nietnatuurlijke harde materialen) én met de functie wonen, industrie, transport, diensten, recreatie en handel. De omzetting van niet-bebouwde in bebouwde ruimte. Het wijzigen van de aard en/of toestand van het bodemoppervlak door compactie of door het aanbrengen van artificiële, (semi-) ondoorlaatbare materialen ‘met de bedoeling de draagkracht te verhogen’. Het aanbrengen van stenige verharding op het oppervlak, door urbanisatie en meer algemeen bebouwing en verkeersinfrastructuur en allerlei kleine artificiële objecten. Het samendrukken van de bodem door externe mechanische krachten met het verlies van de bodemstructuur en afname van waterdoorlaatbaarheid als gevolg. Het aanbrengen van een artificieel, waterondoorlatend oppervlak op het bodemoppervlak (vb. gebouwen, wegen en andere constructies van antropogene oorsprong) zodanig dat het water niet meer kan infiltreren, maar afstroomt via het verharde oppervlak. Opmerking Kwalitatief Geografisch of planologisch, ruim begrip Kadastraal niveau Combinatie van verstening én verdichting Kwalitatief (versteend of niet) Hoge resolutie (m²-niveau) Zie hoofdstuk 4 Bodemverdichting Kwantitatief Fractie die versteend én ondoorlatend is (0 – 100 %) Sinds 2005 is de problematiek opgenomen in het achtergronddocument ‘Bodem’ onder het thema ‘Bodemafdichting’. Door in de MIRA-T rapporten gebruik te maken van de term ‘Afdichting’ richt het rapport de kijker op de kern van de problematiek en staat de impact van bebouwing, infrastructuur en andere constructies op de hydrologische cyclus en waterkwaliteit centraal. Het eindverslag ‘Verstening als milieuvariabele’ (Meeus et al., 2004) toont aan dat ‘verstedelijking’ te grof is om de ‘periurbane-zones’ (met zowel verstedelijking als open ruimte) in Vlaanderen te beschrijven. Het begrip ‘verstedelijking’ omvat immers bebouwing, infrastructuurnetwerken, enz. en heeft bovendien een socio-culturele en socio-economische connotatie. Indien het schaalniveau nauwkeuriger wordt, bereikt men via ‘bebouwing’ de term ‘verstening’ of de versteende oppervlakken (Figuur 29) (Meeus et al. 2004). 79 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 29: Conceptuele overgang van ‘verstedelijking’ tot ‘afdichting’ (naar Meeus et al., 2004) Verstedelijking Graad van detail (schaal) Bebouwing Verstening Afdichting Hierbij is verstening het type bodembedekking dat van antropogene oorsprong is en bestaat uit stenig materiaal gebruikt voor eender welke vorm van constructie. Op het fijnste niveau beschouwd, kan dit materiaal gedeeltelijk waterdoorlatend zijn (bv. steenslag, doorgroeistenen etc.). Gedurende opeenvolgende jaren is ‘verstening’ gehanteerd als fysieke detaillering voor het begrip ‘verstedelijking’. Thans gaat echter veel aandacht naar de impact van verstening op de hydrologische cyclus (o.a. toename afvoercoëfficiënt en versnelling van runoff) en de waterkwaliteit. Aangezien hierin de aard van het versteningsmateriaal een belangrijke rol speelt (o.a. afstroomcoëfficiënt, doorlaatbaarheid, etc.), zal het begrip ‘verstening’ binnen deze context niet meer specifiek genoeg zijn. Het begrip ‘afdichting’ speelt in deze context een belangrijke rol aangezien in de definitie ondubbelzinnig de hydrologische impact van het oppervlak vervat zit. Dit maakt het mogelijk te spreken van een ‘mate van afdichting’. In deze context kan ‘afdichting’ gezien worden als endmember van ‘verstedelijking’ (Figuur 29). Uit Tabel 13 en Figuur 29 blijkt dat doorheen de termen een schaal-gradiënt loopt. ‘Schaal’ bestaat in deze context uit 3 componenten die met elkaar interageren (Figuur 30): Ruimtelijke uitgestrektheid: vb. niveau van perceel of niveau van Vlaanderen. Ruimtelijke resolutie: vb. op het niveau van Vlaanderen wordt hoofdzakelijk gewerkt op kleine schaal of lage resolutie. Op het niveau van percelen wordt meestal op grote schaal of hoge resolutie gewerkt. Attribuut resolutie: Op hoge resolutie worden andere attributen onderscheiden? (vb. aard van het stenige materiaal) dan op lage resolutie (vb. algemeen onderscheid bebouwing of infrastructuur). 80 MIRA Achtergronddocument Bodem De mate van ruimtelijke uitgestrektheid, ruimtelijke resolutie en attribuut resolutie is afhankelijk van term tot term. Bijvoorbeeld: De term ‘verstedelijking’ wordt gekenmerkt door een grote ruimtelijke uitgestrektheid (i.e. een groot gebied), een lage ruimtelijke resolutie (i.e. kleine schaal) en een lage attribuutresolutie (vb. onderscheid maken tussen bebouwing en infrastructuur); De term ‘verstening’ wordt gekenmerkt door een kleine ruimtelijke uitgestrektheid (i.e. slechts een klein gebied wordt in rekening gebracht), een hoge ruimtelijke resolutie (i.e. grote schaal) en een hoge attribuutresolutie (vb. classificatie op basis van de aard van het stenig materiaal). De verschillende termen uit Figuur 29 en Tabel 13 kunnen binnen dit diagram gesitueerd worden, zoals voor enkele termen weergegeven in Figuur 30. Figuur 30: De 3 componenten van ‘schaal’ Attribuutresolutie verstening bebouwing verstedelijking Ruimtelijke uitgestrektheid Ruimtelijke resolutie 6.3 Mechanismen van bodemafdichting In Vlaanderen, maar ook in vele regio’s elders in de wereld, maken meerdere maatschappelijke sectoren aanspraak op de onbebouwde ruimte om te voldoen aan de groeiende noden voor infrastructuren gericht op wonen, werken, verplaatsen en recreëren. Inname van ruimte die momenteel gebruikt of beheerd wordt door en voor landbouw, bosbouw of natuur, leidt tot afdichting en veelal tot vernietiging van de bodem. Toename van bebouwing is een van de de belangrijkste oorzaken van bodemafdichting in Vlaanderen. Door de grote toegankelijkheid neemt de bebouwing het meest toe in de buurt van grote wegen, zoals in de stadsranden en in de bebouwde kernen van het buitengebied. Naast bebouwing, levert in Vlaanderen de transportinfrastructuur een belangrijke bijdrage aan de afdichting van de bodem. De totale lengte van het Vlaamse wegennet bedraagt immers 73 701 ha (administratie voor wegen en verkeer, gegevens van 2006). Dit komt neer op circa 5,5 % van de totale oppervlakte van Vlaanderen. 81 MIRA Achtergronddocument Bodem 6.4 Gevolgen van bodemafdichting Bodemafdichting leidt vaak tot de vernietiging van de bodem, met als gevolg dat meerdere van de oorspronkelijke bodemfuncties te loor gaan. Het gaat om: het verlies van productiecapaciteit voor biomassa, zoals een verlies van voedsel-, vezel-, hout- en energieproductie. vermindering van wateropslag in de bodem. Door de toename van de verharde oppervlakte en de gereduceerde infiltratiecapaciteit wordt het regenwater versneld afgevoerd via het verharde oppervlak. Het afstromende water krijgt niet de kans om langzaam in de grond te trekken, met een vergrote kans op overstromingen tot gevolg. In tegenstelling tot deze overstromingen leidt de gereduceerde infiltratiecapaciteit ook tot verdroging. Door de beperkte infiltratie en insijpeling daalt immers het grondwaterpeil. verlies van reactorfunctionaliteit nodig voor transformatie, filtering en opslag van chemicaliën (koolstof, stikstof, fosfor, organische en anorganische polluenten, etc). verlies van functionaliteit als biologische habitat en genetische opslagruimte. Het verspreid voorkomen van deze waterondoorlaatbare elementen fragmenteert immers de open ruimte. Wegen vormen dodelijke vallen voor vele dieren, dammen onoverbrugbare barrières voor vissen en de alsmaar grotere afstand tussen natuurgebieden leidt tot isolatie van soorten. De belangrijkste effecten van habitatfragmentatie zijn enerzijds de reductie van de oppervlakte van habitatfragmenten en anderzijds de toename van ruimtelijke isolatie (Verbeylen et al., 2003; Imre, 2004; Merckx et al., 2003). De negatieve effecten van habitatversnippering op zoogdier-, vogel- en insectenpopulaties worden, op basis van empirisch onderzoek, in de literatuur grotendeels bevestigd (bijv. Pimm et al., 1988). verlies aan cultureel erfgoed. Door bodemafdichting wordt het lokale archeologische, biologische en geologische bodemarchief afgesloten. 6.5 Beleid in Vlaanderen De beheersing van verdere afdichting is in grote mate een zaak van een goede ruimtelijke ordening. Met het Ruimtelijk Structuurplan Vlaanderen (RSV) zijn een aantal trendbreuken in het beleid ingezet. De belangrijkste zijn: het principe van de gedeconcentreerde bundeling. Hierbij wordt gestreefd naar een selectieve concentratie van de groei van het wonen, het werken en de andere maatschappelijke functies in de stedelijke gebieden en in de kernen van het buitengebied. Men spreekt van gedeconcentreerde bundeling omdat er rekening wordt gehouden met het bestaande spreidingspatroon van functies in Vlaanderen (i.e. de bestaande deconcentratie) en met de dynamiek van de functies in Vlaanderen (RSV, 2004); de afbakening van het buitengebied; de 60- 40-verdeling. Die verdeling betekent dat bijkomende woongelegenheid voor 60 % moet worden geplaatst over de geheel of gedeeltelijk tot het stedelijke gebied behorende gemeenten en de overige 40 % in de kernen van de gemeenten van het buitengebied. Zodoende resulteren al die principes van het RSV in theorie enerzijds in een relatieve vrijwaring van het buitengebied, maar anderzijds in een mogelijke verdere afdichting van de reeds bebouwde gebieden. Die verdere afdichting kan negatieve effecten hebben op het vlak van waterhuishouding en microklimaat. Om dat op te vangen is er de stedenbouwkundige verordening hemelwaterputten (1 oktober 2004), waarin minimale voorschriften zijn opgenomen voor lozing van niet-verontreinigd hemelwater van verharde oppervlakken. De toepassing van die verordening is niet voldoende om de problemen als gevolg van afdichting op te vangen. Het is eveneens van belang door allerlei maatregelen van voorzorg, herinrichting en aangepast beheer de niet-afgedichte oppervlakte van Vlaanderen te vrijwaren. Diverse beleidsvelden spelen daarin een rol: landbouw, platteland, milieu, natuur enz. Bovendien moet er meer directe beleidsaandacht gaan naar het verlies van waardevol bodempatrimonium als gevolg van afdichting, een aspect dat onvoldoende in rekening wordt gebracht. 82 MIRA Achtergronddocument Bodem Indicatoren Om de milieudruk, veroorzaakt door afdichting van de bodem, te duiden zijn drie indicatoren beschreven. De eerste indicator geeft de evolutie van de bebouwing weer zoals bepaald op basis van de gegevens van de administratie van het Kadaster en FOD Economie (ADSEI). De bebouwde oppervlakte is afgeleid op basis van de kadastrale percelen en geeft het bebouwingspercentage weer voor het hele Vlaamse grondgebied. Door de Spatial Applications Division van K.U. Leuven (SADL) werd eveneens de evolutie van de bebouwing bepaald. De tijdsreeks in deze indicator is gebaseerd op steekproeven en geeft de toename van de bebouwing weer voor 21 gebieden, samen 12 % van de totale oppervlakte van Vlaanderen. Deze methode biedt het voordeel dat de evolutie van bebouwing in een specifiek gebied nauwgezet kan geobserveerd worden op basis van de recentste orthofoto’s en dat een onderscheid kan gemaakt worden tussen de evolutie van bebouwing binnen de verschillende types gebieden (vb. landelijk, stedelijk, etc.). Aan de hand van de topografische kaart van het NGI aangevuld met gegevens van terreinmetingen en orthofoto’s creëerde de K.U. Leuven ook een indicator voor de bodemafdichting in Vlaanderen. Naast een ‘ruwe’ en een ‘verfijnde’ bodemafdichtingskaart voor Vlaanderen, is ook de bodemafdichting per bodemtype beschreven. Naast bebouwing zijn ook steriele gronden, het wegennet en het spoorwegennet gedefinieerd als afdichtende structuren. Een samenvatting en vergelijking van de resultaten is weergegeven in Tabel 14. Alle cijfergegevens met bijhorende tabellen en een uitgebreide beschrijving van de gehanteerde methodologieën zijn terug te vinden in het onderzoeksrapport Actualisatie MIRA Achtergronddocument Bodem, Thema Bodemafdichting (De Meyer et al., 2011). Tabel 14: Indicatoren bodemafdichting: samenvatting en vergelijking resultaten Methode Schaal Databron Categorie Niveau Resultaat Kadaster Kadastrale percelen Kadaster & FOD Economie Bebouwing Vlaanderen 26 % bebouwd 1,14 % toename Bruto-bebouwing Hectareho k Orthofoto 2009 Bebouwing 21 kaartbladen 36,9 % bebouwd 1,10 % toename Bodemafdichting m² NGI 2007 – 2009 Bebouwing, infrastructuur, steriele gronden Vlaanderen 12,9 % afgedicht 6.6 Evolutie van bebouwde oppervlakte op basis van kadaster De evolutie van de bebouwde oppervlakte in Vlaanderen kan worden afgeleid uit de statistieken van het kadaster. Het kadaster zorgt voor een gedetailleerde registratie van de onbebouwde en bebouwde eigendommen van het grondgebied. De gegevens worden gebruikt voor de inning van de belastingen. De Algemene Directie Statistiek van de Federale Overheidsdienst Economie (ADSEI) verwerkt deze gegevens verder tot bruikbare statistieken. Het gaat om de oppervlaktes van de kadasterpercelen. Een ‘bebouwd’ perceel (km2) is een perceel met een gebouw op: een gedeelte van het perceel kan dus onbebouwd zijn. De tuin van een woning bijvoorbeeld behoort tot de bebouwde oppervlakte. Belangrijk is ook dat parkings en vliegvelden tot de onbebouwde oppervlakte gerekend worden. De evolutie van de bebouwing in Vlaanderen zoals bepaald op basis van de gegevens van de administratie van het Kadaster en ADSEI is weergegeven in Figuur 31. De tijdsreeks toont hoe de oppervlakte van de bebouwde percelen (in km²) in Vlaanderen gestaag toeneemt. Sinds 2003 is een jaarlijkse bebouwingstoename vastgesteld, met in 2009 circa 26 % (3 546 km²) van de Vlaamse kadastrale oppervlakte bebouwd. 83 MIRA Achtergronddocument Bodem Aangezien deze methode er geen rekening mee houdt dat een bebouwd perceel niet noodzakelijk voor 100 % volgebouwd of afgedicht is, geeft deze indicator een eerder grove indicatie van de bebouwing in Vlaanderen. De werkelijke bodemafdichting door bebouwing is lager dan het bebouwingspercentage dat hier is weergegeven. Niettemin geeft de kadastrale bebouwingsgraad een goede indicatie van de evolutie van de afdichting in Vlaanderen. Figuur 31: Evolutie van de bebouwde oppervlakte (km²) in Vlaanderen op basis van de gegevens van de administratie van het Kadaster en FOD Economie (Vlaanderen, 2002-2009) bebouwde oppervlakte in Vlaanderen (km2) 3 600 3 550 3 500 3 450 3 400 3 350 3 300 3 250 Bebouwde oppervlakte (km2) 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 3 362 3 392 3 416 3 439 3 464 3 494 3 519 3 546 Bron: ADSEI op basis van Kadaster 6.7 Evolutie van de bruto bebouwing in Vlaanderen 6.7.1 Methode Om de evolutie van bebouwing in Vlaanderen na te gaan is voor 21 achtste-kaartbladen (Figuur 32 en Tabel 15) de bruto bebouwing bepaald op 5 tijdstippen (1990-1995-2000-2003-2009). Deze tijdsreeks geeft een idee van de opmars van bebouwing in Vlaanderen. De bruto bebouwing wordt hier gedefinieerd als het aantal oppervlakte-eenheden per kaartblad met minstens één element van bebouwing, met een huis als praktische eenheid van bebouwing. Dit betekent dat bebouwing en bebouwde structuren met de minimale oppervlakte van een huis (vb. huis, handels- en industriegebouwen, appartementen, ziekenhuizen, etc.) opgenomen zijn als bebouwde oppervlakte. Transportinfrastructuur is niet meegerekend aangezien het enkel gaat om de evolutie van bebouwing. De kaartbladen zijn zodanig gekozen dat alle provincies van Vlaanderen voorkomen én een goede steekproefverdeling wordt bekomen. Elk kaartblad is een achtste kaartblad van de topografische kaart zoals uitgegeven door het Nationaal Geografisch Instituut (NGI) en beslaat een oppervlakte van 80 km² (10 km noord-zuid en 8 km west-oost), wat overeenkomt met 8000 ‘hectarehokken’. De 21 achtste kaartbladen maken samen 12 % uit van de oppervlakte van Vlaanderen. 84 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 32: De 21 geselecteerde achtste kaartbladen Tabel 15: De 21 geselecteerde achtste kaartbladen kaartblad* 08/2 12/3 14/1 15/1 16/1 17/1 18/1 20/1 21/1 21/4 23/1 naam Hoogstraten Bredene Bassevelde St.-Gillis-Waas Schilde Mol Hamont-Achel Zoutenaaie Wingene Nevele Baasrode kaartblad* 24/1 25/1 26/1 28/1 29/1 30/1 31/1 32/1 33/1 34/1 naam Putte Tessenderlo Helchteren Poperinge Lendelede Zwalm Ternat Bertem Zoutleeuw Bilzen * Dit zijn de standaardcodes van het NGI: de eerste code is het kaartblad, de tweede code (1-8) verwijst naar de achtsteonderdelen van een kaartblad Bron: NGI-orthofotobestanden De bruto bebouwing is bepaald op basis van orthofoto’s van Vlaanderen. Hierbij is het hectarehok gehanteerd als oppervlakte-eenheid. Op basis van de orthofoto’s van Vlaanderen wordt voor ieder hectarehok de aan- of afwezigheid van bebouwing vastgesteld (Figuur 33 A). Vervolgens wordt voor ieder kilometerhok de bruto bebouwing berekend zijnde de som van het aantal hectarehokken met bebouwing binnen het kilometerhok (Figuur 33 B). Tot slot wordt de bruto bebouwing van het kaartblad bepaald zijnde de som van het aantal hectarehokken met bebouwing binnen het achtstekaartblad (Figuur 33 C). 85 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 33: Analyseschema. A: Voorbeeld van het hectarehok met ijle bebouwing uit een orthofoto (NGI, 1995), B: kilometerhok waarvoor de indicator wordt berekend, C: achtste-kaartblad met 80 kilometerhokken Op basis van de orthofoto’s is een tijdsreeks van de bruto bebouwing bepaald voor 1990, 1995, 2000, 2003 en 2009. Op deze manier is het mogelijk een evolutie van de (bruto) bebouwing in Vlaanderen te benaderen. Hierbij wordt wel opgemerkt dat voor de orthofoto’s van 2009 enkel die hectarehokken zijn geëvalueerd die in 2003 als onbebouwd zijn aangeduid. Er wordt dus vanuit gegaan dat er enkel bebouwing bijkomt en geen bebouwing verdwijnt. De opname- en publicatiegegevens van de gebruikte orthofoto’s (2009) zijn weergegeven in Tabel 16. Tabel 16: Opname- en publicatiegegevens van de gebruikte orthofoto’s (2009) Provincie Opname Publicatie Oost-Vlaanderen 13 en 14 maart 2006 17 september 2007 Vlaams-Brabant 6, 8 en 16 april 2007 10 oktober 2008 Antwerpen 10 en 12 maart en 4 en 8 april 2007 7 november 2008 Limburg 10, 27 en 28 maart en 8 april 2007 16 oktober 2008 West-Vlaanderen 29 en 30 december 2008 24 juni 2009 6.7.2 Evolutie van de bruto bebouwing per kaartblad Figuur 34 toont de evolutie van de bruto bebouwing in Vlaanderen over de periode 1990 – 2009. Voor elk van de kaartbladen kan een gestage toename van de bruto bebouwing vastgesteld worden ten opzichte van 1990 (gemiddeld 3,2 %). Ten opzichte van de voorgaande inventarisatie in 2003 is de bruto bebouwing gemiddeld 1,1 % toegenomen, hetzij 0,22 % per jaar. Op basis van de orthofoto’s van 2009 is gebleken dat 36,9 % van de 21 kaartbladen (bruto ) bebouwd is. 86 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 34: Verloop van de bruto bebouwing (1990 – 2009) in geselecteerde achtste kaartbladen 5000 Hoogstraten Bredene 4500 Bassevelde St.-Gillis-Waas 4000 Schilde Mol brutobebouwing (ha) 3500 Hamont-Achel Zoutenaaie 3000 Wingene Nevele 2500 Baasrode Putte 2000 Tessenderlo Helchteren 1500 Poperinge Lendele 1000 Zwalm Ternat 500 Bertem Zoutleeuw 0 Bilzen 1990 1995 2000 2003 2009 jaar Bron: NGI orthofotobestanden, eigen terreininventarisatie K.U. Leuven (1990 – 2003) en orthofoto’s (2009) Het percentage bebouwing bepaald in deze tijdsreeks (36,9 %) ligt hoger dan het bebouwingspercentage bepaald op basis van de gegevens van de administratie van het Kadaster en ADSEI (i.e. circa 26 %) (Figuur 31). Dit kan verklaard worden door verschillen in de methodes. In deze tijdsreeks is de bebouwde oppervlakte bepaald op basis van de bruto bebouwing, i.e. op basis van de aan- of afwezigheid van bebouwing in een hectarehok. De bebouwde oppervlakte afgeleid door de administratie van het Kadaster en ADSEI is bepaald op basis van de kadastrale percelen (km2). Tevens is het bebouwingspercentage bepaald door de administratie van het Kadaster en ADSEI afgeleid voor het hele Vlaamse grondgebied, terwijl het bebouwingspercentage uit de tijdsreeks is gebaseerd op 21 steekproeven. Het voordeel van de tijdsreeks uit dit rapport is dat een de evolutie van bebouwing in een specifiek gebied nauwgezet kan geobserveerd worden op basis van de recentste orthofoto’s en dat een onderscheid kan gemaakt worden tussen de evolutie van bebouwing binnen de verschillende types gebieden (vb. landelijk, stedelijk, etc.). De toename van bebouwing sinds 2003 bepaald op basis van de tijdsreeks (1,10 %) verschilt niet significant van de toename van bebouwing sinds 2003 bepaald op basis van de gegevens van de administratie van het Kadaster en ADSEI (1,14 %). Deze gelijkenis bevestigt tevens dat de evolutie zoals beschreven in de tijdsreeks betrouwbaar is en representatief is voor Vlaanderen. 87 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 33 geeft de toename in bruto bebouwing per kaartblad weer gedurende de verschillende tijdsintervallen. Figuur 35: Toename bruto bebouwing (%) per kaartblad gedurende de verschillende tijdsintervallen Toename bruto-bebouwing (%) 6.0 5.0 4.0 03-09 00-03 95-00 90-95 3.0 2.0 1.0 Bilzen Zoutleeuw Bertem Ternat Zwalm Lendele Poperinge Helchteren Tessenderlo Putte Baasrode Nevele Wingene Zoutenaaie Hamont-Achel Mol Schilde St.-Gillis-Waas Bassevelde Bredene Hoogstraten 0.0 08/2 12/3 14/1 15/1 16/1 17/1 18/1 20/1 21/1 21/4 23/1 24/1 25/1 26/1 28/1 29/1 30/1 31/1 32/1 33/1 34/1 Bron: NGI orthofotobestanden, eigen terreininventarisatie K.U. Leuven (1990 – 2003) en orthofoto’s (2009) Uit Figuur 34 en Figuur 35 blijkt dat de kaartbladen Hamont-Achel (1,6 ha/km2), Zwalm (0,9 ha/km2), Zoutenaaie (1,5 ha/km2) en Poperinge (1,2 ha/km2), als typische landelijke gebieden, een lage absolute groei kennen (sinds 1990). Ondanks de ligging tussen Brussel en Leuven vertoont het kaartblad Bertem een vrij lage bebouwingsgroei (2,7 ha/km2). Mol en Hoogstraten, gebieden met een lage uitgangssituatie qua bewoningsdichtheid zijn de sterkste groeiers in absolute cijfers (respectievelijk 5,0 ha/km2 en 4,9 ha/km2) ten opzichte van 1990. De overige kaartbladen kennen een absolute groei van circa 3 à 4 ha/km². Ten opzichte van 2003 is er is geringe afname van de groeisnelheid in 2 van de kaartbladen (8/2 – Hoogstraten en 12/3 – Bredene). In beide gebieden is sinds de start van de tijdsreeks (1990) een dalende trend in de groeisnelheid te onderscheiden. In de overige gebieden is de groeisnelheid licht toegenomen ten opzichte van 2003. De kaartbladen met de kleinste aangroei van bebouwing (sinds 2003) zijn Helchteren (26/1), Zoutleeuw (33/1) en Zwalm (30/1). Nevele (21/4), Tessenderlo (25/1) en Mol (17/1) kenden de sterkste toename sinds 2003. De totale toename in bruto bebouwing is vergelijkbaar met de totale toename in de voorgaande periodes 1990 – 1995, 1995 – 2000 en 2000 – 2003. 6.7.3 Evolutie van de bruto bebouwing per bodemtype Deze toename van de bruto bebouwing neemt bepaalde bodemtypes in die afgedicht worden en hun oorspronkelijke functie verliezen. Figuur 36 geeft een overzicht van het aantal hectaren van een bepaald bodemtype die ingepalmd worden door de toenemende (bruto ) bebouwing en dit voor de steekproef van 21 achtste kaartbladen. 88 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 36: Bruto toename bebouwing (in hectare) in de verschillende bodemtypes (2003 – 2009)* 400 toename bruto-bebouwing (ha) 350 300 250 200 150 100 50 Overdekt Pleistoceen Kreekrug Dekklei polders Schorpolders Poelgrond polders Kustduingrond Landduin Veen Vochtige Zware Klei Natte Zware Klei Droge klei Vochtige klei Natte klei Droge leem Vochtige leem Natte leem Droge zandleem Vochtig zandleem Nat zandleem Droog zand antr Vochtig zand ant Nat zand antr Droog zand Vochtig zand Nat zand Kunstmatig 0 bodemtype * “antropogene” bodemtypes (antr) komen in deze analyse overeen met de historische plaggengronden Bron: K.U. Leuven op basis van NGI - topografische kaart en digitale bodemkaart Vlaanderen (versie 2001) Uit Figuur 36 blijkt dat net als in 2003 de vochtige zandgronden het sterkst ingepalmd worden, gevolgd door vochtig zandleem en vochtig zand antropogeen. De toename van bruto bebouwing, zoals weergegeven in bovenstaande grafiek, houdt echter geen rekening met het feit dat bepaalde bodemtypes niet ingepalmd worden omdat ze praktisch niet voorkomen. Daarom is in Figuur 37 de verhouding van de bruto toename bebouwing in een bepaald bodemtype en de totale oppervlakte van dat bodemtype in de steekproef bepaald. 3 2.5 2 1.5 1 0.5 Overdekt Pleistoceen Kreekrug Dekklei polders Schorpolders Poelgrond polders Kustduingrond Landduin Veen Vochtige Zware Klei Natte Zware Klei Droge klei Vochtige klei Natte klei Droge leem Vochtige leem Natte leem Droge zandleem Vochtig zandleem Nat zandleem Droog zand antr Vochtig zand ant Nat zand antr Droog zand Nat zand Vochtig zand 0 Kunstmatig toename bruo-bebouwing/totale oppervlakte bodemtype (%) Figuur 37: Verhouding van de bruto toename bebouwing in een bepaald bodemtype tot de totale oppervlakte van dat bodemtype (2003-2009) bodemtype Bron: K.U. Leuven op basis van NGI - topografische kaart en digitale bodemkaart Vlaanderen (versie 2001) 89 MIRA Achtergronddocument Bodem In dit geval staan vooral de kleigronden (droge klei en vochtige zware klei) en landduinen onder druk. Dit is met name te verklaren door de beperkte oppervlakte die deze bodemtypes innemen binnen de achtste kaartbladen waardoor de minste toename van verharding meteen zal leiden tot hoge percentages van bodemafdichting. Ook naar de droge zandgronden en plaggenbodems gaat hoofdzakelijk de voorkeur om te bebouwen. Door hun ligging rond traditionele nederzettingen, worden deze gronden immers meestal het eerste ingepalmd bij uitbreiding van het woongebied. Opvallend is dat hoofdzakelijk de droge gronden worden ingenomen door bebouwing. De kans op wateroverlast is op deze droge gronden immers kleiner omdat ze doorgaans wat hoger gelegen zijn dan de natte bodems. 6.8 Bodemafdichting 6.8.1 Inleiding Een belangrijke fractie van de bebouwde oppervlakte in Vlaanderen is hermetisch afgedicht. Om deze oppervlakte in te schatten is in 2004 een bodemafdichtingskaart (toen versteningskaart genoemd) opgemaakt op basis van de digitale rasterversie van de 1/10.000 topografische kaart van het NGI (Top10vGIS). Een eerste versie van de bodemafdichtingskaart van Vlaanderen is voorgesteld in het rapport MIRA-T 2005. Deze toonde de zgn. ‘ruwe’ bodemafdichting. Sindsdien is de versie in 2005 en 2007 uitgebreid en verfijnd aan de hand van gedetailleerde veldopnames van de verharding (gebouwen, opritten, etc.). Dit liet toe de (netto) bodemafdichting correct in te schatten. Deze ‘verfijnde’ bodemafdichtingskaart geeft de netto bodemafdichting (als oppervlaktepercentage) weer per km² en dit voor het hele Vlaamse grondgebied met uitzondering van 8 ontbrekende kaartbladen, ondermeer in het noord-oosten van de provincie Antwerpen en in het zuiden van de provincie Limburg. Deze kaart werd voorgesteld in MIRA-T 2007. In MIRA AG Bodem 2010 wordt de verfijnde bodemafdichting vervolledigd voor heel Vlaanderen. Een overzicht van de gehanteerde datasets in de onderzoeksperiode 2005-2010 wordt weergegeven in Tabel 17. Tabel 17: Overzicht gehanteerde datasets in de onderzoeksperiode 2005 - 2010 Onderzoek 2005 2007 2010 (ontbrekende kaartbladen) Versie Top10vGIS 2005 2005 2009 Veldopname / orthofoto Veldopname 2004 Veldopname 2007 Orthofoto’s 2009 (Tabel 16) 6.8.2 Ruwe bodemafdichting Voor de ontwikkeling van de (ruwe) bodemafdichtingskaart van Vlaanderen wordt gewerkt met de 1/10.000 topografische kaart van het NGI (Top10vGIS) die de meest recente kartografische informatie van bodemafdichting bevat (diverse klassen als wegen en gebouwen). De digitale rasterversie van de landgebruikslaag (pixelgrootte 0,6 m bij 0,6 m) is herschaald naar een raster met pixelgrootte 1 m bij 1 m. Dit raster is geherclassificeerd waarbij de gebieden uit de klassen ‘gebouw’, ‘steriele grond’ (harde topografie zoals bruggen, viaducten, hoogspanningslijnen, etc.), ‘wegennet’ en ‘spoorwegennet’ worden beschouwd als gebieden met een afgedichte bodem en de overige klassen gebieden met een niet-afgedichte bodem. Deze herclassificatie geeft als resultaat een raster met een celgrootte van 1 m x 1 m waarin de cellen met afgedichte bodem een attribuutwaarde 1 en de cellen met niet-afgedichte bodem een attribuutwaarde 0 hebben. Deze cellen zijn vervolgens geaggregeerd naar kilometerhokken (1 km x 1 km) waarbij de hoeveelheid bodemafdichting van deze kilometerhokken gelijk is aan het aantal m² afgedichte bodem in het kilometerhok. Na omzetting naar ‘oppervlaktepercentage bodemafdichting’ wordt de ‘ruwe’ bodemafdichtingskaart bekomen (Figuur 38). 90 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 38: Ruwe bodemafdichtingskaart (oppervlaktepercentage per km²) van Vlaanderen en het Brussels Hoofdstedelijk Gewest Bron: K.U. Leuven De hoge resolutie basisgegevens (herschaling Top10vGIS tot pixelgrootte van 1 m²) maken het mogelijk een vrij nauwkeurig beeld te vormen van de bodemafdichting in Vlaanderen. Wel moet er steeds mee rekening gehouden worden dat op de topografische landgebruikskaart van het NGI geen kleine verhardende structuren zoals tuinhuisjes, opritten, etc. zijn opgenomen. Dit leidt tot een onderschatting. Er wordt hier dan ook gesproken van een ‘ruwe’ bodemafdichtingskaart. Op basis van veldmetingen en orthofoto’s (zie Tabel 17) is een lineaire regressie afgeleid die is gehanteerd om de ‘werkelijke’ bodemafdichting te bepalen (i.e. verfijnde bodemafdichtingskaart). 6.8.3 Verfijnde bodemafdichting Om met de onderschatting in de ‘ruwe’ bodemafdichtingskaart rekening te houden en deze kaart te verfijnen, zijn in 2005 en 2007 op basis van terreininformatie lineaire verbanden bepaald tussen de geherclassificeerde topografische kaart en de werkelijke bodemafdichting die op het terrein is waargenomen. Voor de 8 topokaartbladen in de provincies Antwerpen en Limburg die in 2007 nog ontbraken, is voor 2 proefgebieden de verharding gedigitaliseerd op basis van de orthofoto’s van 2009. De uitgebreide methodologie is beschreven in De Meyer et al., 2011. Uit deze lineaire verbanden blijkt dat naarmate de verstedelijking toeneemt de onderschatting op basis van de topografische kaart over het algemeen absoluut groter wordt. Dit is onder meer te verklaren doordat in stedelijke gebieden meer opritten, parkeerterrein, e.a. voorkomen dan in landelijke gebieden. De volledige, verfijnde bodemafdichtingskaart, met de ‘werkelijke’ bodemafdichting zoals afgeleid uit de lineaire regeressie, is weergegeven in Figuur 39. Deze verfijnde bodemafdichtingskaart is enerzijds gebaseerd op digitale gerasteriseerde versie van landgebruikslaag van Top10vGIS uit 2005 aangevuld met de kaartbladen uit 2009. Volgens deze nieuwe versie van de bodemafdichtingskaart (2005 – 2009) is 175 967 ha of 12,9 % van de Vlaamse bodem afgedicht (13,5 % incl. Brussel). Dit is lager dan het afdichtingspercentage bekomen in 2007 aangezien de afdichting binnen de ontbrekende kaartbladen (aangevuld in dit onderzoek) relatief beperkt is. Op de verfijnde bodemafdichtingskaart kunnen duidelijk de steden Antwerpen, Brussel en Gent onderscheiden worden. Ook de snelwegen E313 (Antwerpen – Hasselt), E314 (Brussel – Hasselt), E34 (Antwerpen – Eindhoven), E17 (Kortrijk, Deerlijk, Waregem) zijn 91 MIRA Achtergronddocument Bodem opvallend aanwezig. Ook op de as Brussel – Antwerpen is de hoge graad van afdichting duidelijk. Vlaamse regio’s met een relatief laag afdichtingspercentage zijn de Westhoek, Zuid-Limburg en het Meetjesland. Figuur 39: Verfijnde bodemafdichtingskaart van Vlaanderen en het Brussels Hoofdstedelijk Gewest per km² Bron: K.U. Leuven Figuur 40 geeft de gemiddelde bodemafdichting weer per gemeente. De meeste gemeenten gelegen in de Vlaamse Ruit (Gent, Antwerpen, Leuven, Brussel) zijn meer dan 20 % afgedicht. Ook de compacte agglomeraties van Antwerpen en Gent vallen op. Langs de transportassen E17 (Kortrijk, Deerlijk, Waregem), de verbindingsweg N36 (Ingelmunster, Izegem, Roeselare) en de as BrusselAntwerpen is een hoge graad van afdichting te vinden. Ook langs de kustlijn vinden we relatief hoge percentages bodemafdichting terug, zeker in vergelijking met de nabijgelegen Westhoek waar vooral het Heuvelland en de Ijzervlakte worden gekenmerkt door lage percentages aan bodemafdichting. Het volbouwen van de kustlijn heeft hier vooral te maken met toeristische en recreatieve ontwikkelingen. In Limburg zijn de bodems van de gemeenten gelegen langs het Albertkanaal, de E313 en de E314 sterker afgedicht dan de overige gemeenten. 92 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 40: Verfijnde bodemafdichtingskaart van Vlaanderen per gemeente Bron: K.U. Leuven 6.8.4 Bodemafdichting per bodemtype Om een idee te krijgen welke type bodems het meest getroffen worden door waterondoorlatende constructies is de verfijnde bodemafdichtingskaart gecombineerd met de bodemkaart van België (vectorformaat, 1/20 000) (Figuur 41). Deze analyse kan ook een rol spelen binnen hydrologische modellen of erosiemodellen. De bodems zijn naar textuur en vochttrap (droog, vochtig en nat) geaggregeerd tot verschillende types (Tabel 18). Zo wordt per klasse, zowel volgens bodemtype als volgens vochttrap, een gemiddeld percentage bodemafdichting bekomen. De bodems die niet bij een bepaald bodemtype geplaatst konden worden, zijn ondergeplaatst in de restcategorie. 93 MIRA Achtergronddocument Bodem Tabel 18: Bodemtype en vochttrap per bodemzone Bodemzone Bodemtype Vochttrap Kunstmatig Nat zand Vochtig zand Droog zand Zand-complex Nat zand antr Vochtig zand ant Droog zand antr Nat zandleem Vochtig zandleem Droge zandleem Droge leem Natte leem Vochtige leem Leem-complexen Natte klei Vochtige klei Droge klei Klei-complexen Natte Zware Klei Vochtige Zware Klei ZwKlei-complex Veen Landduin Hoge kustduin Kustduingrond Moeren Geulpolders Poelgrond polders Schorpolders Dekklei polders Kreekrug Overdekt Pleistoceen Mergel Bronnen kunstmatig zand zand zand zand plaggen plaggen plaggen zandleem zandleem zandleem leem leem leem leem klei klei klei klei klei klei klei rest duin duin duin polder polder polder polder polder polder polder rest rest geen nat vochtig droog droog nat vochtig droog nat vochtig droog droog nat vochtig niet gekend nat vochtig Droog niet gekend nat vochtig niet gekend nat droog droog droog nat nat nat nat nat nat nat niet gekend nat 94 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 41: Percentage bodemafdichting per bodemtype in Vlaanderen en het Brussels Hoofdstedelijk Gewest met de oppervlakte van het bodemtype (label) in km²* 30 2038 20 859 3884 3448 1975 10 429 133 204 693 86 rest 15 polders bodemafdichting (%) 25 5 duin zware klei klei leem zandleem zand zand antropogeen kunstmatig 0 bodemtype * “antropogene” gronden komen in deze analyse overeen met de historische plaggengronden Bron: K.U. Leuven op basis van NGI – topografische kaart en digitale bodemkaart van Vlaanderen en Brussels Hoofdstedelijk Gewest (versie 2001) De kunstmatige gronden zijn deze die ten tijde van de bodemkaart overwegend bebouwd waren, afgegraven, opgehoogd of op een andere manier zwaar verstoord. Dit bodemtype is uiteraard het meest versteend (24 %), maar globaal voor toch net niet meer dan een vierde van hun oppervlakte. De bodemafdichting van de antropogene zandgronden (droog, vochtig en nat), beter gekend als de plaggenbodems (i.e. voornamelijk zandgronden met verhoogd gehalte aan organische stof na eeuwenlange intensieve aanvoer van organisch materiaal), is groot (13 %). Door hun ligging rond de traditionele nederzettingen werden ze het eerst ingepalmd door uitbreiding van het woongebied. De sterke bodemafdichting van de kustduinen is te duiden door het volbouwen van de kustlijn. Opvallend is ook dat leem- en kleibodems relatief minder afgedicht zijn dan zand en zandleem bodems. Dit hebben ze vooral te danken aan hun hogere vruchtbaarheid, waardoor ze langer bewaard bleven onder landbouwgebruik. Figuur 42 geeft het percentage bodemafdichting weer per type vochtgehalte. In deze analyse zijn de antropogene (i.e. kunstmatige) bodemtypes en de leem- en kleicomplexen niet opgenomen aangezien voor deze bodemtypes het vochtgehalte niet expliciet uitgesproken is of niet gekend is. De analyse van de sequentie nat – vochtig – droog toont dat de droge (10,3 %) en vochtige (10,1 %) bodems gemiddeld sterker afgedicht zijn dan de natte bodems (9,2 %) (Figuur 15). De kans op wateroverlast is op de natte bodems immers aanzienlijk groter omdat ze doorgaans in lagere gebieden gelegen zijn. Het verschil in bodemafdichting tussen de droge en de vochtige bodems is verwaarloosbaar. Natuurlijk zijn in de evolutie van bodemafdichting niet enkel het bodemtype en het vochtgehalte bepalende factoren. Ook sociale, economische, geschiedkundige, milieukundige, ... factoren kunnen immers een belangrijke rol spelen. 95 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 42: Percentage bodemafdichting per vochttype met de oppervlakte van de bodems in Vlaanderen en het Brussels Hoofdstedelijk gewest (label) in km² van de niet-kunstmatige bodemtypes 12 bodemafdichting (%) 10 5927 2652 vochtig droog 2888 8 6 4 2 0 nat Bron: K.U. Leuven op basis van NGI - topografische kaart en digitale bodemkaart Vlaanderen en Brussels Hoofdstedelijk Gewest (versie 2001) 6.9 Internationale vergelijking Het Europees Milieuagentschap produceerde, op basis van hoge resolutie satellietbeelden gebruikt voor de CORINE landgebruiksdata, een bodemafdichtingslaag voor gans Europa voor het jaar 2006. Het bodemafdichtingspercentage per land is weergegeven in Figuur 43. Over de totale oppervlakte van de 38 landen in de studie bedraagt het percentage bodemafdichting 1,8 %. Slechts in vijf landen is het percentage bodemafdichting hoger dan 5 %: Malta op kop (13,3 %), gevolgd door België en Nederland (7,4 % en 7,3 %), Liechtenstein (5,8 %) en Duitsland (5,1 %). Met een afdichtingspercentage in Vlaanderen en Brussel van 12,9 % (op basis van de verfijnde bodemafdichtingskaart beschreven in 6.8.3 Verfijnde Bodemafdichting) scoort Vlaanderen ver boven het gemiddelde in Europa, en ook hoger dan België en Nederland. Samen met de hoge bevolkingsdichtheid leidt de hoge bebouwingsgraad in Vlaanderen dus tot een aanzienlijk percentage bodemafdichting. 96 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 43: Bodemafdichting in Europese landen, als percentage van de totale oppervlakte (2006) Malta België Nederland Liechtenstein Duitsland Luxemburg Cyprus Denemarken Verenigd Koninkrijk Tsjechië Hongarije Portugal Italië Frankrijk Zwitserland Polen Slovakije Kroatië Lithouwen Oostenrijk Slovenië Bulgarije Servië Totaal alle landen Roemenië Ierland Spanje Griekenland Letland Bosnië-Herzegovina Macedonië Estland Turkije Montenegro Albanië Finland Zweden Noorwegen Ijsland 13,3 7,4 7,3 5,8 5,1 4,9 3,6 3,5 3,3 3,2 3,2 3,1 2,8 2,8 2,7 2,4 2,4 2,1 2,0 1,9 1,8 1,8 1,8 1,8 1,6 1,6 1,4 1,4 1,1 1,1 0,9 0,9 0,8 0,8 0,6 0,5 0,4 0,2 0,2 0 2 4 6 8 10 12 14 % bodemafdichting Bron: Europees Milieuagentschap, 2010. Resultaten van GMES Fast Track Service Soil sealing enhancement project. 97 MIRA Achtergronddocument Bodem 7. Bodemverontreiniging Laatst bijgewerkt in december 2010 Beschrijving van de verstoring Voor een goed begrip van dit hoofdstuk, is het nodig eerst een aantal termen te verduidelijken. In het Decreet van 27 oktober 2006 betreffende de bodemsanering en bodembescherming, kortweg het Bodemdecreet, wordt bodem gedefinieerd als het vaste deel van de aarde met inbegrip van het grondwater en de andere bestanddelen en organismen die er zich in bevinden. Bodemverontreiniging wordt omschreven als de aanwezigheid van stoffen of organismen, veroorzaakt door menselijke activiteiten, op of in de bodem of opstallen, die de kwaliteit van de bodem op rechtstreekse of onrechtstreekse wijze nadelig beïnvloeden of kunnen beïnvloeden. Of eenvoudiger: bodemverontreiniging heeft betrekking op situaties waarbij door menselijke activiteiten milieugevaarlijke stoffen in de bodem terechtkomen zodat de kwaliteit ervan op (on)rechtstreekse wijze nadelig kan worden beïnvloed. In het Bodemdecreet wordt gesproken over nieuwe bodemverontreiniging, als de verontreiniging tot stand gekomen is ná 28 oktober 1995, de inwerkingtreding van het Bodemsaneringsdecreet, en historische bodemverontreiniging, als deze tot stand is gekomen vóór 29 oktober 1995. Dit onderscheid heeft belangrijke gevolgen: saneringswerken bij nieuwe bodemverontreiniging zijn namelijk verplicht van zodra de verontreiniging de bodemsaneringsnormen overschrijdt, terwijl saneringswerken bij historische bodemverontreiniging pas verplicht zijn wanneer de verontreiniging een ernstige bedreiging vormt. Dit wordt in het beschrijvend bodemonderzoek berekend met de hulp van risico-evaluatiemodellen of door rechtsreekse meting van de blootstelling van mens of milieu aan de verontreiniging. Ook moet voor nieuwe bodemverontreiniging een bodemsanering onmiddellijk worden uitgevoerd, terwijl voor historische verontreiniging gewacht kan worden op een aanmaning van OVAM. Indien voor een verontreinigende stof nog geen bodemsaneringsnormen gedefinieerd zijn, worden saneringswerken uitgevoerd indien na de uitvoering van een risico-evaluatie blijkt dat de verontreiniging een ernstige bedreiging vormt. Verder is het belangrijk om te weten welke onderzoeksfasen we onderscheiden bij de aanpak van een bodemverontreiniging. Het oriënterend bodemonderzoek (OBO) is de eerste stap. Het geeft een beeld van de toestand van de bodem op een volledig perceel. Het houdt een beperkt historisch onderzoek en een beperkte monsterneming in. In een beschrijvend bodemonderzoek (BBO) wordt nagegaan tot waar de verontreiniging zich heeft verspreid (de verontreiniging wordt afgeperkt) en wordt de ernst van de bodemverontreiniging vastgesteld. Het onderzoek beschrijft de aard, de hoeveelheid, de concentratie en de oorsprong van de verontreinigde stoffen of organismen, de mogelijkheid op verspreiding daarvan, het gevaar op blootstelling voor mensen, planten, dieren en grond- en oppervlaktewater. Het onderzoek maakt ook een prognose van de spontane evolutie van de verontreinigde bodem. Het bodemsaneringsproject (BSP) is een studie waarin wordt vastgelegd op welke de wijze de bodemsanering zal worden uitgevoerd. Hierbij wordt rekening gehouden met de best beschikbare technische oplossingen die met succes in de praktijk zijn toegepast en waarvan de kostprijs niet onredelijk is in verhouding tot het te bereiken resultaat op het vlak van bescherming van de mens en het milieu (BATNEEC). Deze keuze is onafhankelijk van de financiële draagkracht van diegene op wie de saneringsverplichting rust. De bodemsaneringswerken (BSW) tenslotte zijn de werken ter uitvoering van een bodemsaneringsproject. We maken eveneens een onderscheid tussen diffuse bodemverontreiniging (niet gelokaliseerde bron, sterke verspreiding van de verontreiniging) en puntverontreiniging (duidelijk lokaliseerbare bron, beperkte of sterke verspreiding van de verontreiniging). 98 MIRA Achtergronddocument Bodem 7.1. Maatschappelijke activiteiten Niet alleen toename in bebouwing en bevolking of wijzigingen in het landgebruik, beïnvloeden de bodemkwaliteit. De bodem in Vlaanderen wordt immers door allerlei antropogene invloeden verontreinigd met milieugevaarlijke stoffen zoals zware metalen, organische stoffen en bestrijdingsmiddelen. Een vervuilde bodem verliest zelf aan kwaliteit én kan de kwaliteit van het leven bedreigen: mensen, dieren en planten kunnen in contact komen met schadelijke stoffen of het grondwater kan erdoor aangetast worden. Verontreinigingen zijn voornamelijk het gevolg van bepaalde activiteiten van de sectoren industrie, energie, handel & diensten, maar ze worden ook veroorzaakt door de landbouw (nitraten in het grondwater) en de gezinnen. In onze consumptiemaatschappij stijgt immers de vraag naar levensmiddelen, elektriciteit, gas, water, luxegoederen en bewoning met een versnelling van de productie en het verbruik van energie en natuurlijke hulpbronnen tot gevolg. Ook de hieraan gekoppelde afvalproductie is mee verantwoordelijk voor bodemverontreiniging. 7.2. Milieudruk 7.2.1 Bodemverontreiniging door puntbronnen Op diverse plaatsen waar een risico-inrichting wordt of werd geëxploiteerd, is de bodem verontreinigd met schadelijke stoffen. De oorzaken zijn uiteenlopend: de belastende industriële activiteiten zelf, maar ook ongevallen of productiefouten, lekkende tanks en pijpleidingen, onzorgvuldige opslag van grondstoffen, eindproducten of afvalstoffen. Ook het morsen bij vervoer of bij op- of overslag van producten kan aanleiding geven tot bodemverontreiniging. Ook gezinnen kunnen de bodem verontreinigen. Het meest gekende voorbeeld zijn de stookolietanks. Overvulling en corrosie van (ondergrondse) stookolietanks zijn de oorzaak van talrijke calamiteiten met nieuwe bodemverontreiniging tot gevolg. Bodemverontreiniging heeft vaak slechts lokaal een effect op de grond waar de verontreiniging tot stand kwam. Een immobiele verontreiniging in de onverzadigde zone heeft zelden een grote impact op de omgeving. Ingeval een verontreiniging zich heeft verspreid naar het grondwater is de kans zeer reëel dat ze zich verspreidt naar belendende gronden. Meestal blijft deze verspreiding beperkt tot de nabije omgeving; in sommige gevallen is echter dermate veel verontreiniging in of op de bodem terechtgekomen, is de bodem dermate doorlatend en de verontreiniging dermate mobiel, dat ze zich in de wijdere omgeving verspreid heeft. Hierdoor is sprake van bodemverontreiniging die ontstaan is in een puntbron maar zich via het grondwater in de wijde omgeving heeft verspreid en dus over zeer grote oppervlaktes voorkomt. Zeker in een dichtbebouwde regio als Vlaanderen zijn de gevolgen hiervan vaak niet te onderschatten. Vele relatief oude industrieterreinen en KMO-vestigingen bevinden zich aan de rand van of midden in een woonzone. Indien de grondwaterverontreiniging zich verspreidt tot onder de woningen, indien het grondwater zich ondiep bevindt en de verontreinigende stoffen relatief vluchtig zijn, kunnen de verontreinigende stoffen migreren en de luchtkwaliteit in de woningen aantasten. In relatief landelijke gebieden speelt mogelijk ook het feit dat niet alle woningen zijn aangesloten op het openbaar drinkwaternet en dat de verontreiniging mee opgepompt wordt als consumptiewater. Of er worden, al dan niet vergunde, ondiepe grondwaterwinningsputten geplaatst die moeten voorzien in drinkwater voor vee of sproeiwater voor groenten. Gelijkaardige problemen kunnen zich echter ook voordoen op industrieterreinen waar een bedrijf het grondwater oppompt als proceswater. Indien dit grondwater verontreinigd is en de verontreinigende stoffen relatief vluchtig zijn, kunnen gezondheidsrisico’s ontstaan voor de werknemers van het bedrijf in kwestie die werken in de buurt van installaties die gebruik maken van dat water. Anderzijds is de kans zeer reëel dat de verontreiniging ontoelaatbaar is in het productieproces zoals bijvoorbeeld in de voedingssector. De schade aan een productieproces kan dan aanzienlijk zijn. Indien een risicolocatie gelegen is in de buurt van een waterwinningsgebied (of zelfs in de beschermingszone) spreekt het voor zich dat een grondwaterverontreiniging op zeer korte termijn nefaste effecten kan hebben op de waterwinning. De kwaliteitseisen voor drinkwater zijn dermate streng dat zelfs een relatief geringe verontreiniging kan betekenen dat een pompput moet gesloten worden. 99 MIRA Achtergronddocument Bodem In een beperkt aantal gevallen kan de grondwaterverontreiniging dermate ernstig zijn, dat het grondwater in een grote regio wordt aangetast en dat kwel van verontreinigd grondwater optreedt naar het oppervlaktewater. Een niet te onderschatten vorm van bodemverontreiniging over grote oppervlaktes is de waterbodemverontreiniging. Lozing van verontreinigd water (eventueel via riool, puntbron) in oppervlaktewater leidt per definitie tot verontreiniging van de bodem van de waterloop door sedimentatie. Het jarenlang ongecontroleerd ruimen van de waterloop, waarbij ruimingsspecie aangebracht werd op de oever zonder enige kwaliteitscontrole, heeft vaak geleid tot verontreiniging van de oeverstrook. Ook het ontgraven en hergebruik van potentieel verontreinigde bodem kan een verontreiniging veroorzaken. Deze ontgraven grond kan afkomstig zijn van kleinschalige projecten zoals de onderkeldering van een nieuwbouwwoning of van grote werken zoals (her)aanleg van wegen of de bouw van een ondergrondse parkeergarage. Als deze uitgegraven bodem verontreinigd is, kan hij een nieuwe bron van bodemverontreiniging vormen op de locatie waar hij wordt aangewend. Hierbij denken we bijvoorbeeld aan een particulier die zijn oprit aanlegt, een natuurbeheerder die bermen aanlegt of een bedrijf dat een fabrieksterrein nivelleert. Pas sinds het Bodemsaneringsdecreet van kracht werd, blijken diverse actoren zich van de risico’s bewust: als een grond wordt opgehoogd met verontreinigde bodem en daar de bodemsaneringsnorm wordt overschreden, ontstaat namelijk een zelfstandige saneringsplicht. De regeling grondverzet in het Bodemdecreet zorgt ervoor dat verontreiniging door uitgegraven bodem wordt voorkomen. 7.2.2 Diffuse bodemverontreiniging Diffuse bodemverontreiniging is bodemverontreiniging die over zeer grote oppervlaktes voorkomt en die tot stand gekomen is in zeer talrijke, moeilijk te onderscheiden bronnen. In principe kunnen we ook een grootschalige grondwaterverontreiniging die ontstond in een puntbron beschouwen als een diffuse bodemverontreiniging, maar dit wordt courant niet gedaan. Zeker bij oude industrieterreinen treffen we echter af en toe een zeer uitgestrekte grondwaterverontreiniging aan waarvan met zekerheid gesteld kan worden dat diverse bronnen aan de oorsprong liggen van de verontreiniging. Vaak gaat het over zeer grote terreinen die gedurende vele tientallen jaren in gebruik zijn of geweest zijn als industrieterrein en waarvan het gebruik en/of het eigendom in de loop der jaren vaak is gewijzigd. Enkele bekende voorbeelden hiervan zijn Petroleuminstelling Zuid in Antwerpen en de oude industriezone Vilvoorde-Machelen. Diverse industriële activiteiten hebben op deze gronden geleid tot een verontreiniging van de bodem; via de bodem is ook het grondwater in sterke mate verontreinigd. Hoewel het vaak met zekerheid is te zeggen dat bodemverontreiniging is tot stand gekomen op diverse percelen die deel uitmaken van het industrieterrein, is het in deze gevallen totaal niet duidelijk wat het aandeel is van de diverse terreinen in de verspreide grondwaterverontreiniging. De Openbare Vlaamse Afvalstoffenmaatschappij (OVAM) spreekt in dit geval over complexe verontreinigingen. Juridisch wordt de aanpak van deze verontreinigingen bijkomend bemoeilijkt doordat vaak ook niet met zekerheid gesteld kan worden in welke periode een bepaalde verontreiniging is ontstaan, waardoor het moeilijk is om te bepalen wie saneringsplichtig of aansprakelijk is voor welk deel van de verontreiniging. Ook emissies van verontreinigende stoffen in de lucht kunnen aanleiding geven tot bodemverontreiniging die over zeer grote oppervlaktes voorkomt. Een bekend voorbeeld hiervan is de verontreiniging met zware metalen door atmosferische depositie afkomstig van de vroegere pyrometallurgische processen (zoals in Hoboken, Lommel, Overpelt, Beerse, Balen, Dilsen, Bocholt,…). De verontreinigende stoffen werden gedurende tientallen jaren geëmitteerd in de lucht via schouwen, via verwaaiing van grootschalige opslag in open lucht van ertsen en via lekken in installaties; waar de stofdeeltjes neervielen, veroorzaakten ze bodemverontreiniging in een wijde omgeving rond de bedrijven. Sommige zware metalen zijn relatief goed uitloogbaar en veroorzaken zo bijkomend een diffuse grondwaterverontreiniging (zie voor meer informatie het MIRA achtergronddocument ‘Verspreiding van zware metalen’). Ook burgers en bedrijven hebben in min of meer belangrijke mate bijgedragen aan diffuse bodemverontreiniging via het diffuus gebruik van verontreinigende stoffen. Het onoordeelkundig gebruik van bestrijdingsmiddelen (pesticiden, insecticiden, herbiciden, enz.) is waarschijnlijk wel de 100 MIRA Achtergronddocument Bodem meest verbreide vorm. Maar ook onvolledige verbrandingsprocessen (bijvoorbeeld in motoren, verwarmingsinstallaties, afvalverbranding in open lucht,…) zijn niet te onderschatten emissies van PAK. Zowel in oude woonkernen als langs belangrijke verkeersassen worden dan ook verhoogde concentraties aan deze polluenten teruggevonden. Ook treffen we in oude woonkernen vaak verhoogde concentraties aan PAK aan die veroorzaakt werden door het ledigen van de aslade van de kachel aan de achterdeur, op het tuinpad, … . Hierdoor bleven de paden vorstvrij en goed begaanbaar, ook bij streng winterweer. De assen bevatten nog behoorlijk wat materiaal dat niet volledig verbrand was en dus ook hoge concentraties aan PAK. In de omgeving van bedrijven die restfracties met een hoge mechanische stabiliteit produceerden, werden deze fracties vaak gebruikt als weg- of erfverharding. Diverse wegen, particuliere opritten en erven in de buurt van de oude nonferro bedrijven werden bijvoorbeeld verhard met lood- en zinkslakken (zie MIRA achtergronddocument ‘Verspreiding van zware metalen’); in de omgeving van (vroegere) asbestverwerkende bedrijven werden ze vaak verhard met asbesthoudende materialen en rond kolengestookte elektriciteitscentrales werden vaak de assen gebruikt. Op het eerste zicht waren deze materialen perfect geschikt als verhardingsmateriaal; ze waren in grote hoeveelheden beschikbaar, (vrijwel) gratis, hadden een goed waterafvoerend vermogen en een grote mechanische stabiliteit. Vaak vormt het verhardend materiaal op zich een verontreiniging en heeft het de grond nabij of onder de verharding verontreinigd. Indien het materiaal uitloogbaar is, vormt het niet zelden ook een min of meer belangrijke bron van diffuse grondwaterverontreiniging. 7.3. Toestand van de bodemkwaliteit 7.3.1 Grondeninformatieregister De OVAM beschikt, sinds de inwerkingtreding grondeninformatieregister (GIR). In het GIR zitten : van het Bodemdecreet, de gronden waarvan de OVAM over een bodemonderzoek beschikt; de gronden waarop risco-inrichtingen aanwezig zijn of waren; gronden waarvan de OVAM over relevante bodeminformatie beschikt. over een De OVAM kan het GIR aanvullen door nauw samen te werken met de lokale overheden. Bovendien kunnen ook bodemsaneringsdeskundigen en andere bevoegde instanties informatie omtrent gronden met de OVAM delen en deze relevante informatie laten opnemen in het GIR. 7.3.2 Verontreiniging door puntbronnen Om in Vlaanderen een inschatting te kunnen maken van de toestand van de bodem met betrekking tot verontreiniging door puntbronnen, moeten we rekening houden met twee factoren. De eerste factor betreft het aantal gronden waarop een risico-inrichting aanwezig is of was (risicogrond) en die bijgevolg potentieel een gevaar voor bodemverontreiniging met zich meebrengen. Aangezien voor vele risicogronden slechts een onderzoeksplicht wordt voorzien bij overdracht of bij stopzetting van de risico-inrichting, zijn veel van deze gronden nog niet onderzocht en kan er bijgevolg nog geen uitspraak worden gedaan over de toestand van de bodem op deze locaties. Een tweede factor betreft het effectief aantal tot op heden onderzochte gronden. Dit aantal ligt lager dan het ingeschatte aantal risicogronden. Over deze gronden zijn wel gegevens beschikbaar met betrekking tot het al dan niet aanwezig zijn van een bodemverontreiniging. 7.3.3 Inventarisatie risicogronden Bodemverontreiniging door puntbronnen wordt veelal veroorzaakt door risico-inrichtingenbij verschillende economische sectoren (industrie, energie en handel & diensten). De lijst van risicoinrichtingen is opgenomen in bijlage 1 bij het Vlaams Reglement betreffende Milieuvergunning, kortweg het VLAREM I. Een grond waarop dergelijke risico-inrichtingaanwezig is of was, wordt geklasseerd als risicogrond. Als indicator voor de risico-inrichtingen weerhouden we daarom het aantal risicogronden. Voor Vlaanderen kan nog geen volledig beeld van deze indicator worden gegeven. Drie verschillende bronnen geven een indicatie: 101 MIRA Achtergronddocument Bodem de inventaris van de voormalige stortplaatsen en bedrijfsterreinen Deze inventaris, ook wel inventaris van potentieel verontreinigde gronden genoemd, bevat vooral risicogronden die bij overdracht dienen onderzocht te worden. Begin jaren '90 werden in opdracht van OVAM in de vijf Vlaamse provincies zogenaamde ‘inventarisatieprojecten’ uitgevoerd. Heel wat oude stortplaatsen en voormalige bedrijfsterreinen werden tijdens deze projecten opgespoord. Ook gemeenten hebben informatie bezorgd voor deze inventaris. Deze inventaris maakt deel uit van het grondeninformatieregister. Het gaat om een verzameling van administratieve gegevens en kaartmateriaal. de gemeentelijke inventarissen Het Bodemdecreet voorziet dat elke gemeente een lijst moet aanleggen van gronden binnen haar grondgebied waar potentieel bodembedreigende inrichtingen zijn of waren gevestigd en economische risicoactiviteiten worden of werden uitgeoefend. Omdat de gemeente niet altijd over alle informatie beschikt, en de vergunningen klasse I door de provincies worden uitgereikt, is voorzien dat de provincie deze informatie op eerste verzoek aan de gemeente bezorgt. De inventaris is ter inzage en op verzoek geeft de gemeente binnen de maand een uittreksel aan elke geïnteresseerde. Sinds 12 december 2005 is een uitwisselingsformaat voorhanden waardoor deze gegevens op een gestandaardiseerde en geïnformatiseerde wijze kunnen uitgewisseld worden met de OVAM. Indien deze uitwisseling reeds tot stand werd gebracht, worden de gronden opgenomen in het grondeninformatieregister. de databank van de OVAM Deze databank wordt aangevuld op basis van vaststellingen, meldingen of oriënterende bodemonderzoeken die meestal bij OVAM worden ingediend naar aanleiding van een geplande overdracht, stopzetting van de activiteiten of periodieke onderzoeksplicht. Daarnaast worden ook diverse oriënterende bodemonderzoeken vrijwillig uitgevoerd en aan OVAM bezorgd, en laat OVAM jaarlijks zelf ook diverse bodemonderzoeken ambtshalve uitvoeren. De in de databank ingevoerde gegevens hebben betrekking op administratieve kenmerken van het terrein en gegevens betreffende de verontreinigingstoestand. De databank bevat sinds 1 januari 2003 ook ruimtelijk gepositioneerde staalgegevens van elk onderzoek. Sinds maart 2004 worden door de bodemsaneringsdeskundigen de verontreinigingscontouren en de infrastructuurplannen digitaal aangeleverd (GIS). Vermits nog geen van deze drie bronnen een volledig beeld geeft van de druk op de bodem door de industrie, gaf OVAM enkele jaren geleden de opdracht tot het uitvoeren van een behoeftenraming 3 (OVAM, 2001). Deze werd in 2006 geactualiseerd. In deze studie werd o.a. een schatting gemaakt van het aantal risicogronden. Het aantal gronden waarop momenteel risico-inrichting aanwezig is of was, wordt geschat op 85 000. Voor verdere informatie en bespreking wordt verwezen naar het indicatorblok 1 met betrekking tot het gekend aantal onderzochte gronden onder het deel indicatoren. 7.4. Verlies van bodemfuncties 7.4.1 Gevolgen van bodemverontreiniging: risico-evaluatie Bodemverontreiniging heeft zowel in stedelijk als economische gevolgen. De gebruiksmogelijkheden Als te laat wordt onderkend dat sanering nodig is of dan stagneren de ruimtelijke en economische infrastructuur en bedrijventerreinen. in landelijk gebied vaak ernstige ruimtelijke en van verontreinigde bodems zijn immers beperkt. als de financiering hiervan te laat wordt geregeld, ontwikkelingen van huisvesting, landinrichting, 3 Raming van de nodige financiële middelen die gepaard gaan met de saneringskost, om de doelstellingen uit het decreet te bereiken. Om dit in kaart te brengen wordt een inschatting gemaakt van het aantal bedrijven die geconfronteerd worden met het decreet, wordt bepaalt hoe vaak een BBO nodig is, wordt nagegaan in hoeveel gevallen sanering nodig is en wordt de potentiële kost berekend. 102 MIRA Achtergronddocument Bodem Een sanering kan noodzakelijk zijn omdat de gezondheidsrisico’s voor de mens, de risico’s voor het ecosysteem of de verspreidingsrisico’s te groot zijn. Bodemverontreiniging kan ook een ongunstige invloed hebben op de biodiversiteit. Gevoelige (groepen van) bodemorganismen kunnen een effect ondervinden van bodemverontreiniging. Hierdoor kunnen cruciale processen (bv. stikstoffixatie door planten) stilvallen of via minder efficiënte wegen verlopen. In het kader van het Bodemdecreet wordt een stapsgewijze evaluatie van risico’s gevolgd. De eerste stap is het oriënterend bodemonderzoek (OBO) waarin voor de verdachte stoffen concentraties worden gemeten in bodem en grondwater. De gemeten waarden worden vergeleken met de bodemsaneringsnormen. Bij overschrijding van de normen, of wanneer de normen dreigen te worden overschreden, is een volgende stap noodzakelijk, nl. een beschrijvend bodemonderzoek (BBO). In het BBO wordt o.m. de ernst van de bodemverontreiniging en de noodzaak tot sanering bepaald. Hiervoor wordt een locatiespecifieke risico-evaluatie uitgevoerd, waarbij volgende risico’s worden onderzocht: risico voor de mens (humaantoxicologisch risico); risico voor plant, dier en ecosysteem (ecotoxicologisch risico); risico op verspreiding (grondwater, lucht, oppervlaktewater), i.e. de evolutie van de bodemkwaliteit in de tijd. De risico-evaluatie dient in de eerste plaats gericht te zijn op de parameters waarvoor in het oriënterend bodemonderzoek (OBO) een saneringsverplichting bleek. Er moet echter ook rekening gehouden worden met stoffen die nadien nog aangetroffen werden in het beschrijvend bodemonderzoek (BBO) voor zover zij potentieel een risico vormen. Bij de risico-evaluatie moeten zowel de actuele als de potentiële risico’s worden gekwantificeerd. De actuele risico’s zijn het gevolg van het huidig gebruik van de locatie. De potentiële risico’s zijn het gevolg van waarschijnlijke of reële toekomstige wijzigingen in het gebruik van de locatie. Meer informatie is te vinden in de ‘Standaardprocedure OBO’ en ‘Standaardprocedure BBO’ (OVAM, 2009a & b). Hierna zal eerst de wetenschappelijke onderbouwing van de bodemsaneringsnormen worden besproken. Vervolgens de locatiespecifieke humane risicobeoordeling, de ecotoxicologische risicobeoordeling en de beoordeling van de verspreidingsrisico’s. 7.4.2 Bodemsaneringsnormen De bodemsaneringsnormen beantwoorden aan een niveau van bodemverontreiniging waar -bij overschrijding ervan - ernstige nadelige effecten kunnen optreden voor de mens of het milieu. Hierbij houdt men rekening met de kenmerken van de bodem en de functies die deze vervult. Bodemsaneringsnormen worden opgesteld voor de vaste fase (grond) en het grondwater. Voor de afleiding van de bodemsaneringsnormen voor het vaste deel van de aarde worden kritische waarden berekend gebaseerd op een humaantoxicologische onderbouwing, en kritische waarden gebaseerd op ecotoxicologie. In principe wordt de strengste van deze twee waarden weerhouden, die dan wordt bijgesteld indien de norm onvoldoende ver van de streefwaarde of de aantoonbaarheidsgrens is verwijderd. Analytisch moeten de twee waarden immers kunnen worden onderscheiden. Om rekening te kunnen houden met nieuwe wetenschappelijke gegevens, worden de bodemsaneringsnormen regelmatig herzien (momenteel ongeveer om de 10 jaar). Op de website www.ovam.be (bij de rubriek ‘Bodem’ > ‘Onderzoek, sanering en risicobeheer’ > ‘Vakinformatie’) zijn documenten te vinden met de achtergrondinformatie gebruikt voor de onderbouwing van de bodemsaneringsnormen voor de verschillende groepen van contaminanten. 103 MIRA Achtergronddocument Bodem 7.4.2.1 Humaantoxicologische onderbouwing van de bodemsaneringsnormen voor de vaste fase Voor de berekening van de humaantoxicologische onderbouwde waarden wordt de methodiek gevolgd die is beschreven in ‘Basisinformatie voor risico-evaluaties’ (OVAM, 2004a). Voor het berekenen van humaantoxicologisch onderbouwde bodemsaneringsnormen wordt (1) de dosis berekend waaraan mensen zijn blootgesteld wanneer ze op of nabij een verontreinigde bodem verblijven, (2) deze dosis wordt dan vergeleken met toxicologisch onderbouwde maximale dosissen. De berekening van de blootstellingsdosis gebeurt met het verspreidings/blootstellingsmodel Vlierhumaan waarbij generieke waarden worden toegekend aan de variabele parameters. Wanneer een verontreinigende stof in de bodem terechtkomt verdeelt deze zich over de drie fasen van de bodem (vaste fase, poriewater, bodemlucht). Afhankelijk van de fysico-chemische eigenschappen van de stof en de bodemkenmerken verspreidt de stof zich naar andere milieucompartimenten (grondwater, buitenlucht, binnenlucht, planten,…). Deze verdeling- en transportprocessen zijn mathematisch beschreven in de verspreidingsmodule van het model Vlierhumaan. In Figuur 44 zijn de belangrijkste verspreidingswegen weergegeven. Wanneer mensen verblijven op of nabij een verontreinigde bodem kunnen ze langs verschillende wegen in contact komen met de verontreinigende stoffen in de verschillende milieucompartimenten. Het belang van de blootstellingswegen wordt bepaald door de menselijke activiteit op een bepaald terrein. Een zekere differentiatie gebeurt door het definiëren van blootstellingsscenario's. Deze scenario's vinden hun weerslag in de bestemmingstypes. Men onderscheidt vijf bestemmingstypes: type I (vb. bos- en natuurgebieden, VEN-gebieden), type II (vb. agrarisch gebied, woongebied met landelijk karakter), type III (vb. woon- en woonuitbreidingsgebieden, scholen), type IV (vb. park- en recreatiegebieden) en type V (industriegebied, KMO-gebied, stortgebied). Het contact via de verschillende blootstellingswegen resulteert in een globale blootstelling ten gevolge van bodemverontreiniging. Tabel 19 geeft een overzicht van de verschillende blootstellingswegen bij bodemverontreiniging. 104 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 44: Weergave van de belangrijkste verspreidingswegen bij bodemverontreiniging verwaaiing opname door planten transport in gasfase transport in vloeistoffase transport in vloeistoffase Bron: VITO, 2002 Tabel 19: Overzicht van de blootstellingswegen bij bodemverontreiniging Route Oraal (via de mond) Inhalatoir (via inademing) Dermaal (via de huid) Blootstellingsweg Inname van bodemdeeltjes (binnen, buiten) Inname van water Inname van groenten Inname van vlees en zuivelproducten Inademing douchen) Inademing van opgewaaide bodemdeeltjes Bedekking van huid met bodemdeeltjes Contact van huid met water van vluchtige stoffen (binnenlucht, buitenlucht, In Figuur 45 is een schematische weergave opgenomen van de berekeningsmodules van Vlier Humaan. De verspreidings- en blootstellingswegen, die niet meegenomen worden in de berekeningen zijn in stippellijn gezet; de compartimenten, waarvoor geen concentraties berekend worden, zijn donker weergegeven. De basisgegevens en een uitvoerige handleiding voor het gebruik van genoemde modellen zijn beschikbaar (OVAM, 2004b). Het model omvat essentieel volgende elementen: berekening van verspreiding in het milieu: verdeling over de bodemfasen; vervluchtiging naar binnen- en buitenlucht; verwaaiing van bodemdeeltjes; 105 MIRA Achtergronddocument Bodem opname door het gewas; concentratie in het drinkwater; concentratie in de badkamerlucht; concentratie in vlees en melk; berekening van de blootstelling: ingestie van bodem en stof; inhalatie van bodem en stof; dermaal contact met bodem en stof; inhalatie van de vervluchtigde fractie (binnenlucht, buitenlucht, badkamerlucht); dermaal contact bij douchen/baden; ingestie van drinkwater; verbruik van groenten; verbruik van vlees en melk; In het model zijn een grote hoeveelheid standaardgegevens beschikbaar. Deze gegevens betreffen o.m. volgende elementen: uitgebreide formularia voor berekening van verspreiding en blootstelling; gebruiksscenario’s in functie van de bestemming; basisgegevens standaard klimaat; basisgegevens standaard mens; basisgegevens standaard vee; basisgegevens standaard plant; toxicologische basisgegevens voor alle stoffen waarvoor reeds een normering werd uitgewerkt; fysicochemische basisgegevens voor alle stoffen waarvoor reeds een normering werd uitgewerkt. 106 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 45: Schematisch overzicht van de mogelijke transport- en blootstellingswegen bij bodemverontreiniging - Berekeningsmodules van Vlier Humaan gehalte in GROND verdeling over bodemfasen BODEMLUCHT transport naar BOVENGROND PORIEWATER transport naar OPPERVLAKTEWATER opname door/depositie op GEWAS transport naar GRONDWATER transportprocessen verdunning in BINNEN- en BUITENLUCHT accumulatie in VIS transport naar DRINKWATER permeatie naar DRINKWATER opname door VEE / GEVOGELTE verdeling over VLEES / MELK GEVOGELTE / EIEREN directe blootstelling ingestie, inhalatie, dermale opname GROND indirecte blootstelling ingestie, inhalatie, dermale opname LUCHT consumptie van VIS ingestie, inhalatie, dermale opname WATER inname van DRINKWATER, dermaal contact, inhalatie BADWATER consumptie van VLEES / MELK GEVOGELTE / EIEREN consumptie van GEWAS Bron: OVAM, 2004b De berekende blootstellingsdosis wordt vergeleken met veilige maximale dosissen. Voor deze humaantoxicologische gegevens wordt een onderscheid gemaakt tussen niet-carcinogene stoffen en carcinogene stoffen. Bij niet-carcinogene stoffen is er een drempel beneden dewelke geen nadelige effecten waargenomen worden. Dit heet de NOAEL (No Observed Adverse Effect Level). Deze dosissen worden meestal bepaald in dierproeven en geëxtrapoleerd naar de mens door rekening te houden met veiligheidsfactoren (interspecies gevoeligheid, intraspecies gevoeligheid, duur van de proef,…). Hieruit resulteert een dosis, die gedefinieerd wordt als maximale dosis, waarbij geen nadelige effecten zullen optreden bij levenslange blootstelling. De terminologie hiervoor is TDI of Toelaatbare Dagelijkse Inname. Andere begrippen met dezelfde betekenis zijn ADI (Aanvaardbare Dagelijkse Inname, gebruikt voor voedseladditieven) en RfD (Reference Dose, gebruikt door EPA). Al deze begrippen hebben in principe betrekking op inname via orale weg. Voor inhalatie worden meestal geen dosissen gebruikt, maar worden volgens dezelfde principes toelaatbare concentraties in lucht berekend: TCL (Toelaatbare Concentratie in de Lucht) of RfC (Reference Concentration, gebruikt door EPA). Bij carcinogene stoffen wordt meestal aanvaard dat voor de carcinogene effecten geen drempelwaarde bestaat beneden dewelke geen nadelige effecten optreden. De genotoxische carcinogenen vallen hieronder. Om risico-evaluaties uit te voeren, moet dus eerst vastgelegd worden wat het aanvaardbaar niveau aan extra kankergevallen is. Bij het opstellen van de normen wordt gebruik gemaakt van de dosis of concentratie overeenkomend met het optreden van 1 extra kankergeval op 100 000 levenslang blootgestelden. Niveaus variëren naargelang de landen van 1/10 000 (Nederland) over 1/100 000 (Duitsland) naar 1/1 000 000 (Verenigde Staten). Indien er wel een drempel bestaat, wordt dezelfde berekening gevolgd als voor niet-carcinogenen. 107 MIRA Achtergronddocument Bodem De toxicologische data worden overgenomen van internationale instanties. De volgende bronnen worden gebruikt, in volgorde van voorkeur: World Health Organisation (WHO) Environmental Protection Agency (EPA – USA)) Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu (RIVM – Nederland) Umweltbundesamt (UBA – Duitsland) De bodemsaneringsnormen komen in principe overeen met de concentratie in de bodem waarbij de berekende blootstelling gelijk is aan de maximale veilige dosis. De bodemsaneringsnormen kunnen nog worden bijgesteld: om rekening te houden met ecotoxicologisch onderbouwde kritische concentraties, om te voorkomen dat in bepaalde milieucompartimenten (lucht, leidingwater, groenten, …) wettelijke of toxicologische grenswaarden worden overschreden; om analytische redenen. 7.4.2.2 Ecotoxicologische onderbouwing van de bodemsaneringsnormen voor de vaste fase Voor de ecotoxicologische onderbouwing worden uit de wetenschappelijke literatuur alle beschikbare gegevens verzameld over verbanden tussen de concentratie aan contaminanten in de bodem en nadelige effecten bij organismen. Deze gegevens worden gecontroleerd op kwaliteit en relevantie. Aan de hand van afgesproken rekenregels wordt dan een kritische concentratie afgeleid. De meest toegepaste rekenregel is het opstellen van een species gevoeligheidsdistributiecurve, waarbij de geselecteerde data cumulatief worden uitgezet ten opzichte van de bodemconcentratie. Uit deze curves kan dan de concentratie in de bodem worden afgelezen waarbij een (theoretisch) percentage van soorten een effect kunnen ondervinden. De ‘potentieel aangetaste fractie’ wordt bij consensus vastgesteld. 7.4.2.3 Humaantoxicologische onderbouwing van de bodemsaneringsnormen voor grondwater De bodemsaneringsnormen voor het grondwater zijn in de eerste plaats gericht op de bescherming van de menselijke gezondheid. Het criterium is drinkwaterkwaliteit. Het uitgangspunt voor de bodemsaneringsnormen is de drinkwaterrichtlijn van de wereldgezondheidsorganisatie. Waar mogelijk werden deze overgenomen. Indien de WHO geen drinkwaterrichtlijnen heeft voor bepaalde stoffen, dan werden ze volgens dezelfde methodologie berekend. Voor carcinogenen wordt een kankerrisico bij levenslange blootstelling per eenheidsconcentratie in het drinkwater berekend. De drinkwaterrichtlijn komt overeen met een extra kankerrisico van 1/100 000. 7.4.3 Evaluatie van het risico voor mensen: uitvoeren van een locatiespecifieke humaantoxicologische risico-evaluatie Bij een historische verontreiniging moet worden nagegaan of er een ernstige bedreiging bestaat. Dit gebeurt aan de hand van een locatiespecifieke risico-evaluatie in het beschrijvend bodemonderzoek (BBO). Ook bij een nieuwe bodemverontreiniging waarvoor sanering noodzakelijk is, kan het uitvoeren van een risico-evaluatie aangewezen zijn. De conclusies dienen dan vooral om na te gaan of, in afwachting van sanering, er maatregelen moeten worden getroffen om ernstige risico’s in te perken. Bij een locatiespecifieke risico-evaluatie wordt de blootstelling getoetst aan dezelfde maximale dosissen die gebruikt werden voor het opstellen van de bodemsaneringsnormen. Voor de berekening van de blootstelling wordt hetzelfde verspreidings/blootstellingsmodel gebruikt als voor de normberekening. De algemene gegevens worden zoveel mogelijk vervangen door locatiespecifieke (meet)gegevens. Het invoeren van locatiespecifieke meetgegevens zal over het algemeen een verfijning en grotere betrouwbaarheid van de resultaten tot gevolg hebben. Voorbeelden van locatiespecifieke (meet)gegevens welke met voordeel in het model kunnen worden ingevoerd zijn: afwijkende gebruiksscenario’s; 108 MIRA Achtergronddocument Bodem lokale bodemkenmerken, geologie en hydrologie; concentraties in grondwater; concentraties in binnen- en buitenlucht; concentraties in drinkwater; concentratie van de relevante polluenten in groenten; metingen van zwevend stof (massaconcentratie en concentratie van de relevante polluenten in het stof); metingen van neervallend stof (depositie + concentratie relevante polluenten in het stof). Andere modellen kunnen ten opzichte van Vlier-humaan afwijkingen vertonen in de meegenomen verspreidingswegen, in de meegenomen blootstellingswegen, in de gebruiksscenario’s en in de formules. Om een humane risicobeoordeling bij bodemverontreiniging op transparante wijze uit te voeren, is het aangewezen volgens een vast stramien te werken, zoals beschreven in ‘Basisinformatie voor risicoevaluaties Deel 2 Uitvoeren van een locatiespecifieke risico-evaluatie’ (OVAM, 2004a). 7.4.4 Risico voor plant, dier en ecosysteem Hoewel in de meeste gevallen de risico’s voor de mens de meeste aandacht krijgen, dient ook aandacht te worden besteed aan de risico’s voor planten, dieren en het ecosysteem. De effecten van bodemverontreiniging op ecosystemen in kaart brengen is echter complex. In een ecosysteem bevinden zich immers vele verschillende soorten met elk hun eigen gevoeligheden en optimale levensomstandigheden. Ook de biobeschikbaarheid van stoffen en elementen die de levenskwaliteit van een bepaalde soort beïnvloeden, is van belang. Voor de beoordeling van de ecotoxicologische risico’s van bodemverontreiniging is een pragmatische aanpak uitgewerkt. In veel gevallen doen humane risico’s zich voor bij concentraties die lager zijn dan de ecotoxicologisch onderbouwde criteria. In die gevallen is het niet nodig de ecotoxicologische risico’s te evalueren. Informatie over de ecotoxicologisch onderbouwde criteria is te vinden in de achtergronddocumenten bij de normering. Hierin is ook de informatie opgenomen over de effecten van bodemverontreiniging op huisdieren. In de andere gevallen, waar zich een ecotoxicologisch risico voordoet bij concentraties lager dan de humaantoxicologisch onderbouwde criteria, kunnen in eerste instantie de ecotoxicologische criteria worden gebruikt die voor de normering werden afgeleid. Deze waarden werden bij consensus afgeleid uit gevoeligheidsdistributiecurves. Dit is het geval voor de verontreinigingen met zink en koper voor alle bestemmingstypes, en voor de meeste andere zware metalen in het bestemmingstype industrie. Wanneer een overschrijding wordt vastgesteld van het ecotoxicologische criterium, kan in een volgende stap de ernst van het risico worden geëvalueerd aan de hand van vuistregels die rekening houden met de omvang (oppervlakte) van het verontreinigde gebied. Omwille van de aard van het risico (voor het ecosysteem), zullen bij het vaststellen van een ecotoxicologisch risico meestal andere maatregelen worden voorgesteld dan wanneer een humaantoxicologisch risico wordt vastgesteld. 7.4.5 Risico op verspreiding Verspreiding van de verontreiniging kan gebeuren via het grondwater, de lucht (vervluchtiging en verwaaiing) en via oppervlaktewater. Voor lucht zijn in een apart document richtlijnen uitgewerkt voor het gebruik van metingen en modellen voor bepaling van bodem- en binnenluchtkwaliteit (OVAM, 2009c). Verontreinigende stoffen in de bodem kunnen door regenwater worden uitgespoeld naar de diepere bodemlagen en naar het grondwater. Eens in het grondwater terechtgekomen, kunnen de verontreinigende stoffen zich verder verspreiden naar receptoren zoals oppervlaktewater, grondwaterwinningen, … 109 MIRA Achtergronddocument Bodem In de OVAM-documenten (2007) ‘Bepaling van risico’s door uitloging en beschrijving evolutie van de bodemkwaliteit - Deel 1: Opstellen methodiek en Deel 2: Handleiding uitloging’ werd een stapsgewijze methodiek ontwikkeld waarmee de risico's op uitloging van contaminanten uit de onverzadigde zone kunnen worden gekwantificeerd. Aan de hand van deze methodiek kan ook de evolutie van de bodemkwaliteit in de tijd worden beschreven. Een tweede luik van de methodiek omvat een bron-padreceptor analyse waarmee de risico's voor de receptoren kunnen worden bepaald. De evolutie ter hoogte van de receptor in de tijd kan eveneens worden berekend. Doordat deze methodiek rekening houdt met de evolutie van de bodemkwaliteit en de evolutie ter hoogte van de receptor kunnen zowel actuele als potentiële risico’s bepaald worden ter hoogte van bedreigde receptoren. In bepaalde gevallen kan een doorgedreven modellering worden uitgevoerd. Hiervoor maakt men gebruik van specifieke modellen voor waterbeweging en stoftransport in variabel gesatureerde media (bodem en overgang naar grondwater). Voor een overzicht van de belangrijkste analytische en numerieke modellen en benodigde parameters wordt verwezen naar hoofdstuk 6 van Deel 1 van het OVAM-rapport ‘Bepaling van risico’s door uitloging en beschrijving evolutie van de bodemkwaliteit’ (2007). Naast de beïnvloeding van receptoren, dient ook te worden geëvalueerd of een significante uitbreiding van de verontreinigingspluim te verwachten is. Indien dit het geval is, wordt dit eveneens aanzien als een risico op verspreiding van de verontreiniging, waarvoor gepaste maatregelen nodig zijn. 7.4.6 Economie: kostprijs van een bodemsanering Aan het in kaart brengen en verwijderen van een bodemverontreiniging hangt een hoog prijskaartje. Dit is te wijten aan: het beschrijvend bodemonderzoek: sommige bodemverontreinigingen zijn immobiel (vb. PAK) of hebben de neiging om zich te accumuleren in de bovenste lagen van het grondwater (minerale olie). Deze bodemverontreinigingen zijn relatief eenvoudig in kaart te brengen. Andere bodemverontreinigingen hebben de neiging om uit te zakken in het grondwater omdat hun dichtheid groter is dan water (gechloreerde solventen) of zijn makkelijk oplosbaar in water (zware metalen) waardoor ze zich over grote afstanden, zowel horizontaal als verticaal kunnen verspreiden. Hoe langer de verontreiniging al aanwezig is, hoe meer ze zich kan verspreid hebben. Deze onderzoeken dienen in meerdere fasen te worden uitgevoerd en kunnen zeer duur worden. Bovendien spelen de lokale hydrogeologie en de aanwezige verhardingen, gebouwen of nutsleidingen een belangrijke rol in het bepalen van de onderzoeksstrategie. de bodemsaneringswerken: de gebruikte technieken zijn afhankelijk van de parameters waaruit de bodemverontreiniging bestaat, de omvang van de bodemverontreiniging en de plaatselijke omstandigheden, zoals bodemkenmerken, aanwezige gebouwen,… . De keuze van de techniek wordt bepaald via het BATNEEC-principe dat stelt dat de best beschikbare techniek dient aangewend te worden, zonder dat hiervoor overmatige kosten worden gemaakt. Bepaalde technieken zoals ontgraving hebben een duidelijke kostprijs omdat ze éénmalig dienen uitgevoerd te worden, voor andere technieken zoals grondwateronttrekking- en zuivering zijn langdurige opstellingen en huur van materiaal nodig en vaak is de duur van de sanering langer dan oorspronkelijk werd geraamd. De keuze en bijgevolg de kostprijs van een bodemsaneringstechniek, wordt bepaald door al deze factoren. Alhoewel het maatschappelijk belang van het verwijderen van een risicovolle bodemverontreiniging groot is, is dit voor de saneringsplichtige vaak een financiële opdoffer. Immers niet alleen grote industriële bedrijven, maar ook particulieren kunnen een risicoactiviteit uitbaten die een ernstige bodemverontreiniging kan veroorzaken. De beschikbare financiële middelen om een bodemsanering te bekostigen, zijn dan ook vaak niet toereikend, waardoor de ontwikkeling van het bedrijf sterk wordt geremd of de financiële voorraden volledig worden uitgeput met alle gevolgen van dien. Via prioriteitsstelling en spreiding in de tijd, het oprichten van sectorale saneringsfondsen, het kaderen van een bodemsanering in duurzame ontwikkeling en het koppelen van een bodemsanering aan de overdracht van het terrein of projectontwikkeling, kan de financiële last van een bodemverontreiniging verminderd worden. 110 MIRA Achtergronddocument Bodem 7.5. Beleid 7.5.1 Algemeen Met de inwerkingtreding van het decreet van 22 februari 1995 betreffende de bodemsanering in 1995 werd een belangrijke stap gezet in het bodemsaneringsbeleid in het Vlaamse Gewest. Het Bodemsaneringsdecreet omvat het juridisch kader voor een gestructureerde aanpak van de bodemverontreiniging in het Vlaamse Gewest. In uitvoering van dit decretale kader legde de Vlaamse Regering bij Besluit van 5 maart 1996 houdende Vlaams reglement betreffende de bodemsanering (Vlarebo) diverse uitvoeringsbepalingen vast (o.a. bodemsaneringsnormen en achtergrondwaarden). Om een betere afstemming te verkrijgen tussen de planningscyclus (MINA-plan) en de regeringscyclus (beleidsnota), werd het MINA-plan 3 verlengd tot 2010. Binnen deze MINA-plan 3+ werden de langetermijndoelstellingen behouden: de sanering van de urgente historische bodemverontreinigingen is voor 2021 aangevat; alle historische bodemverontreinigingen, die een ernstige bedreiging vormen, worden voor 2036 gesaneerd. Het MINA-plan 4 wil verdere stimulansen geven aan het wegwerken van milieu- of natuurgerichte knelpunten. Hiertoe investeert de Vlaamse overheid in de sanering van verontreinigde bodems en de erosiebestrijding. Als plandoelstelling wordt vooropgesteld dat het aantal gesaneerde gronden blijft toenemen. Dit wordt opgevolgd via de indicator: % gronden met potentieel bodembedreigende inrichtingen of activiteiten waarvan de sanering minstens is opgestart (d.w.z. een bodemsaneringsproject is conform verklaard). Als doelstelling wordt 100 % tegen 2036 vooropgesteld en 40 % tegen 2015, het einde van de volgende planperiode. In de Beleidsnota Leefmilieu en Natuur 2009-2014 (Schauvliege, 2004) wordt gesteld dat beschikbare ruimte en kwaliteitsvol grondwater schaarse en kostbare goederen blijven in Vlaanderen. Een actief bodembeleid kan een belangrijke bijdrage leveren om deze behoefte duurzaam te helpen invullen. Anderzijds kan de bodemverontreiniging een bedreiging betekenen voor gezondheid en milieu. Een actief bodemsaneringsbeleid moet deze adequaat aanpakken. Hiertoe worden twee strategische doelstellingen vooropgesteld: maximaal voorkomen en beperken van bodemverontreiniging; maximaal afstemmen van het bodembeleid op de maatschappelijke behoeften. Om dit tot uitvoering te brengen, werden volgende operationele doelstellingen geformuleerd: bijdragen aan het voorkomen van bodemverontreiniging; maximaal faciliteren van overdrachten; maximaal faciliteren van bouwprojecten op risicogronden; maximaal faciliteren herontwikkeling brownfields en andere verontreinigde terreinen; verfijning van het onderzoeks- en saneringsbeleid; stimuleren van duurzaam beheer van bodem(-verontreiniging). Verder werden in de beleidsnota ook nog enkele strategische projecten vooropgesteld: bodemsanering in het teken van economisch herstel; bodemonderzoek en -sanering biedt sociaal-maatschappelijke meerwaarde; bodemonderzoek en -sanering biedt oplossing voor gemeentelijke gasfabrieken; versnelde ambtshalve sanering bij 'onschuldig eigenaars'; bodemonderzoek en -sanering beschermt drinkwaterwinningen. 111 MIRA Achtergronddocument Bodem 7.5.2 Wetgeving 7.5.2.1 Vlaamse wetgeving Op 27 oktober 2006 werd het Decreet betreffende de bodemsanering en de bodembescherming (Bodemdecreet) definitief bekrachtigd door de Vlaamse Regering. Het Bodemdecreet werd bekend gemaakt in het Belgisch Staatsblad op 22 januari 2007. Intussen werd het Bodemdecreet verder verfijnd en geoptimaliseerd bij het Decreet van 12 december 2008 (B.S. 4 februari 2009). Op 14 december 2007 nam de Vlaamse Regering het Besluit houdende vaststelling van het Vlaams reglement betreffende de bodemsanering en de bodembescherming (Vlarebo). Dit besluit werd bekendgemaakt in het Belgisch Staatsblad op 22 april 2008. Op 1 juni 2008 traden zowel het Bodemdecreet als het nieuwe Vlarebo in werking. Samen vervangen ze respectievelijk het vroegere Decreet betreffende de bodemsanering van 22 februari 1995 en het Besluit van de Vlaamse Regering van 5 maart 1996 houdende vaststelling van het Vlaamse reglement betreffende de bodemsanering. Dit nieuwe regelgevend kader bouwt verder op de krachtlijnen van de vroegere regelgeving rond bodemsanering. Het beoogt een betere toepassing ervan onder meer door het inhoudelijk bijsturen van een aantal reeds bestaande krachtlijnen en het uitzetten van een aantal nieuwe krachtlijnen om zo finaal te komen tot een vereenvoudiging en flexibilisering van procedures. Daarnaast werd ook een hoofdstuk toegevoegd over bodembescherming en werden de nodige aanpassingen doorgevoerd om de wetgeving in overeenstemming te brengen met de Richtlijn 2004/35/EG van het Europees Parlement en de Raad van 21 april 2004 betreffende milieuaansprakelijkheid met betrekking tot het voorkomen en het herstellen van milieuschade. De meest belangrijke inhoudelijke aanpassingen situeren zich op volgende zaken. Het vroegere register van de verontreinigde gronden werd omgevormd en uitgebouwd tot een volledige databank, met name het grondeninformatieregister. Dit laat toe het bodemattest verder te laten uitgroeien tot een volwaardig en kwaliteitsvol informatie-instrument. In een streven naar verhoogde rechtszekerheid en billijkheid werd daarnaast voorzien in een verfijning van de regeling rond de saneringsplicht en de vrijstelling ervan en werd voorzien in een getrapt systeem van aanduiding van de saneringsplichtige. Tot slot moeten de aanpassingen rond het verminderen van het aantal transacties die als overdracht van grond worden beschouwd, het voorzien van een specifieke rechtsgrond voor de overdracht van appartementen op risicogrond en het voorzien van een specifieke rechtsgrond voor de bijsturing van de verplichting tot uitvoeren van een oriënterend bodemonderzoek, leiden tot het faciliteren van de overdracht van (verontreinigde) grond in Vlaanderen. Als nieuwe krachtlijnen werden in de regelgeving ingebracht: de mogelijkheid tot een efficiënte regeling van bodemverontreiniging bij schadegevallen en de mogelijkheden van de toepassing van het beperkt bodemsaneringsproject en het risicobeheer in plaats van of in afwachting van een latere bodemsanering. Daarnaast werd de mogelijkheid gecreëerd om sectorale bodemsaneringsorganisaties op te richten welke tot doel hebben bodemverontreiniging te voorkomen en te beheersen vertrekkende van het principe van solidariteit. Tot slot werd een specifieke regeling opgenomen rond het onderzoek en de sanering van waterbodems. 7.5.2.2 Europese wetgeving Op 22.09.2006 heeft de Europese Commissie een Bodemstrategie en een ontwerp van Kaderrichtlijn Bodem voorgelegd. Het Europees Parlement heeft de eerste lezing afgerond op 14 november 2007 met een 2/3e meerderheid. Op 20.12.2007 werd na verschillende raadswerkgroepen onder Portugees voorzitterschap, de Kaderrichtlijn Bodem afgewezen door 5 landen: Duitsland,Verenigd Koninkrijk, Oostenrijk, Frankrijk en Nederland, waardoor geen meerderheid werd bekomen. Frankrijk, Tsjechië en Spanje hebben tijdens hun voorzitterschap de Kaderrichtlijn Bodem op de agenda geplaatst van de raadswerkgroepen maar een politiek akkoord werd niet bereikt. De richtlijn is in een patstelling terecht gekomen. De strategie en kaderrichtlijn schetsen een gezamenlijk Europees kader van acties om de bodem te behouden, te beschermen en te herstellen. Het kader laat voldoende flexibiliteit aan de lidstaten om 112 MIRA Achtergronddocument Bodem implementatie af te stemmen aan lokale situaties. Acties dienen ondernomen te worden met betrekking tot zeven vooropgestelde bodembedreigingen, zijnde: aardverschuivingen, bodemverontreiniging, bodemerosie, verlies aan organisch materiaal, compactie, verzilting en afdichting. Meer informatie over de strategie en richtlijn zijn terug te vinden op de website van de Europese Commissie: http://ec.europa.eu/environment/soil/index_en.htm 7.5.3 Opvolging van verplichte en vrijwillige bodemsanering In bepaalde gevallen is men verplicht een onderzoek van de bodem uit te voeren om te bepalen of deze verontreinigd is en of er mogelijk een risico uitgaat van deze verontreiniging. Dit is het oriënterend bodemonderzoek (OBO). De ernst van de bodemverontreiniging wordt vastgesteld in het beschrijvend bodemonderzoek (BBO). Bodemsanering omvat het opstellen van een bodemsaneringsproject (BSP), het uitvoeren van bodemsaneringswerken (BSW) en het eventueel verzekeren van nazorg. 7.5.3.1 Bodemonderzoek Een oriënterend bodemonderzoek is het bodemonderzoek dat antwoord geeft op de vraag of er ernstige aanwijzingen zijn voor de aanwezigheid van bodemverontreiniging op bepaalde gronden. Het houdt een beperkt historisch onderzoek en een beperkte monsterneming in. De noodzaak van sanering hangt af van de ernst van de verontreiniging, van de kenmerken en functies van de bodem, en van de periode waarin de verontreiniging tot stand kwam (d.w.z. nieuwe of historische bodemverontreiniging). Een beschrijvend bodemonderzoek is het bodemonderzoek waarin de ernst van bodemverontreiniging wordt vastgesteld. Het onderzoek beschrijft de aard, de hoeveelheid, concentratie en de oorsprong van de verontreinigde stoffen of organismen, de mogelijkheid verspreiding daarvan, het gevaar op blootstelling voor mensen, planten, dieren en grondoppervlaktewater. Het onderzoek maakt ook een prognose van de spontane evolutie van verontreinigde bodem. de de op en de Het resultaat van een BBO bepaalt of moet overgegaan worden tot bodemsanering. 7.5.3.2 Bodemsanering Een bodemsaneringsproject is de studie waarin wordt vastgelegd op welke de wijze de bodemsanering zal worden uitgevoerd. Hierbij wordt rekening gehouden met de best beschikbare technische oplossingen die met succes in de praktijk zijn toegepast en waarvan de kostprijs niet onredelijk is in verhouding tot het te bereiken resultaat op het vlak van bescherming van de mens en het milieu, en onafhankelijk van de financiële draagkracht van diegene op wie de saneringsverplichting rust. De bodemsaneringswerken zijn de werken ter uitvoering van een bodemsaneringsproject. Er zijn diverse technieken ter beschikking om bodemverontreiniging te behandelen. Tabel 20 geeft een overzicht van de saneringstechnieken die voorgesteld zijn in conform verklaarde bodemsaneringsprojecten op 1 januari 2010. 113 MIRA Achtergronddocument Bodem Tabel 20: Overzicht saneringstechnieken bodemsaneringsprojecten, toestand 01.01.2010 Grondsanering Grondwatersanering in-situ sanering Isolatie off-site reiniging on-site reiniging storten lozing / verwerking reïnfiltratie bodemluchtextraktie persluchtinjectie bioventing/biosparging reactief scherm natuurlijke attenuatie fytoremediatie bioprecipitatie immobilisatie/neutralisatie chemische oxidatie stoominjectie surfactantia grondwaterrecirculatiecellen co-solvent flushing civieltechnisch geohydrologisch Aantal 2713 31 64 2581 42 578 139 48 8 435 4 3 10 30 2 3 2 1 83 28 Bron: databank OVAM 2010 7.5.4 Ambtshalve bodemsanering De definiëring van het begrip saneringsplichtige in het bodemdecreet, leidt ertoe dat heel wat exploitanten of eigenaars dienen over te gaan tot saneringswerken. Indien echter in het dossier zogenaamde onschuld wordt verleend dan saneert OVAM ambtshalve. Ook in dossiers waarin dadingen, d.w.z. overeenkomsten met akkoord van de Vlaamse regering, werden afgesloten of waar betrokkenen ingebreke gesteld werden, gebeurt de sanering ambtshalve door de OVAM. Jaarlijks worden ongeveer een honderdtal nieuwe dossiers opgestart. In 2009 waren 521 dossiers in behandeling. Hierin zijn de grootschalige projecten zoals de sanering van de asbestcementdraailingen (ruim 400 percelen) en zinkassen (ruim 200 percelen), beiden in woongebieden, niet inbegrepen. Voor zowat 40 % van deze dossiers is een bodemsaneringsproject in opmaak, of zijn de bodemsaneringswerken aanbesteed of in uitvoering. Ten opzichte van 2003 is het aantal ambtshalve bodemsaneringswerken meer dan vertienvoudigd. Dit is mogelijk doordat de inzet van de beschikbare gelijkblijvende middelen wordt geoptimaliseerd door volgende drie acties: Op basis van diverse selectiecriteria zoals milieuhygiënische noodzaak, mogelijkheid tot integratie en maatschappelijke meerwaarde, wordt een prioritering opgemaakt; gelijksoortige saneringsdossiers worden gebundeld en aanbesteed via raamcontracten. De OVAM-dossierhouders kunnen zich zo concentreren op complexe dossiers; Ambtshalve bodemsanering wordt maximaal afgestemd op maatschappelijke behoeften en geïntegreerd in gewenste herontwikkelingen. Dit wordt omschreven als geïntegreerd saneren. Door de ervaringen van de afgelopen jaren werd het ambtshalve beleid gericht op het realiseren van meerwaarden boven op de verbetering van de bodemkwaliteit. Bij de sanering wordt maximaal ingespeeld op de kansen en mogelijkheden voor herontwikkeling van het terrein en de omgeving. Dit vraagt overleg met alle mogelijke betrokken partijen, zoals omwonenden, lokale overheden, bedrijven en ingebreke blijvenden of ‘onschuldige bezitters’. In dit kader wordt extra aandacht besteed aan de communicatie met diegenen die onrechtstreeks de gevolgen dragen van een sanering, bijvoorbeeld tijdens de sanering in een woonwijk. 114 MIRA Achtergronddocument Bodem Een goede verstandhouding met alle betrokkenen garandeert de meest efficiënte en correcte uitvoering. Samenwerking met externe actoren zoals in de publiekprivate samenwerking (PPS) wordt dus belangrijker. 7.5.5 Schadegevallen De klassieke gefaseerde aanpak van bodemverontreiniging is erg tijdsintensief. Een snel optreden bij acute bodemverontreinigingen, kan echter de schade met het daaruit voortvloeiend financieel verlies beperken. Daarom voorziet het nieuwe Bodemdecreet de mogelijkheid om bij schadegevallen te kunnen optreden via een verkorte procedure bij schadegevallen, zonder beschrijvend bodemonderzoek en zonder bodemsaneringsproject. Het incident moet wel snel en binnen de 14 dagen worden gemeld en binnen maximaal 180 dagen moet het schadegeval volledig kunnen worden aangepakt en afgehandeld. De gemeenten, als eerstelijns overheidsniveau, spelen hierbij een belangrijke rol. Enkel de schadegevallen die voortkomen van een klasse-I-inrichting of op een gemeentelijk terrein worden door de OVAM rechtstreeks opgevolgd. De gemeente kijkt na of er urgentiemaatregelen dienen te worden genomen, ze doet de vaststelling van het schadegeval, de burgemeester beoordeelt en bekrachtigt al of niet de voorgestelde aanpak en maant indien nodig aan. De OVAM ondersteunt de gemeente met het ter beschikking stellen van een draaiboek welke ook voorbeeldbrieven en voorbeeldbesluiten bevat. Deze gebundelde inspanning van de gemeentes en de OVAM heeft ervoor gezorgd dat in ongeveer 70 % van de schadegevallen een afdoende oplossing wordt gevonden voor de bodemverontreiniging. De overige 30 % vereisen wel een klassieke aanpak. 7.5.6 Aanpak op maat voor complexe verontreinigingen Wanneer meerdere perceelsoverschrijdende verontreinigingen van meerdere saneringsplichtigen elkaar overlappen, is het niet evident om deze op een efficiënte manier te onderzoeken of te saneren. Discussies over wie voor wat verantwoordelijk is, elkaar tegensprekende rapporten en tegengestelde conclusies leiden vaak tot juridische procedures waardoor de betrokken bodemonderzoeken vast komen te zitten. Sinds 2005 tracht de OVAM voor dergelijke dossiers een ‘aanpak op maat’ te voorzien om zodoende de bodemonderzoeken opnieuw op de rails te zetten. Er zijn verschillende manieren waarop de OVAM kan optreden in het geval van complexe verontreinigingen. Naast de instrumenten die het bodemdecreet voorziet zoals aanmaning en ingebrekestelling, kan de OVAM ambtshalve verdeelsleutels opstellen, een bemiddelende rol op zich nemen, als rechter optreden en knopen doorhakken, een coördinatierol op zich nemen om de bodemonderzoeken op elkaar af te stemmen, … Door voor de verschillende complexe verontreinigingen een combinatie van deze instrumenten toe te passen, worden de knopen die complexe verontreiniging vaak vormen beetje voor beetje ontward. Meer informatie, o.a. over enkele www.ovam.be/complexeverontreinigingen concrete projecten, kan u vinden op 7.5.7 Geïntegreerde aanpak van brownfields Het decreet van 30 maart 2007 betreffende de brownfieldconvenanten (gewijzigd bij decreet van 27 maart 2009 tot aanpassing en aanvulling van het ruimtelijke plannings-, vergunningen- en handhavingsbeleid) biedt een juridische basis voor het stimuleren en faciliteren van de herontwikkeling van verlaten bedrijventerreinen. In dit verband kan de Vlaamse regering met projectontwikkelaars en investeerders brownfieldconvenanten afsluiten om afspraken vast te leggen omtrent de realisatie van een brownfieldproject. In het kader van dit brownfielddecreet werden intussen reeds 27 van dergelijke convenanten goedgekeurd door de Vlaamse Regering. Om bijkomende projecten toe te laten werd in maart 2010 een nieuwe oproep gedaan. De OVAM kan in kader van een afgesloten brownfieldconvenant een specifieke overeenkomst afsluiten(zogenaamde realisatieconvenanten) die een vrijstelling geeft van de verplichting tot het 115 MIRA Achtergronddocument Bodem stellen van een financiële zekerheid bij overdracht van een te saneren grond (of een teruggave van reeds gestelde financiële zekerheden). Op heden werden 11 dergelijke overeenkomsten afgesloten. Daarnaast wordt in een aantal brownfieldconvenanten een ambtshalve sanering uitgevoerd door de OVAM omwille van een vrijstelling van de saneringsplicht. Deze sanering wordt dan geïntegreerd in het brownfieldproject. Om brownfieldontwikkeling te stimuleren heeft de OVAM ook de samenwerking met andere overheden verdergezet. Eén van de belangrijkste doelstellingen hierbij is garanties te creëren dat de investering van financiële middelen door OVAM in de bodemsanering van deze terreinen ook direct zal leiden tot een herontwikkeling met een maatschappelijke meerwaarde van deze terreinen. In dit verband werden de voorbije jaren in een aantal cruciale dossiers afspraken gemaakt tussen de OVAM en een andere overheid waarbij het uitgangspunt gehanteerd werd dat de OVAM de sanering ambtshalve uitvoert en een andere overheid het terrein verwerft met het oog op de herontwikkeling ervan (Balmatt te Mol, Schotte te Aalst, Hoedhaar te Lokeren en Asphaltco te Asse). 7.5.8 Geïntegreerde aanpak van woonzones Een 'woonzone' is een groep van minstens twee kadastrale percelen waarop vroeger een activiteit of inrichting aanwezig was die bodemverontreiniging kan veroorzaken. De percelen worden momenteel hoofdzakelijk gebruikt voor bewoning en zijn in eigendom van verschillende eigenaars. Omwille van de voormalige historische activiteiten zijn de eigenaars van de gronden gebonden aan de verplichtingen van het Bodemdecreet. Dit betekent dat bij verkoop van een grond een oriënterend bodemonderzoek moet uitgevoerd worden. De eigenaars dragen echter meestal geen enkele verantwoordelijkheid voor de eventuele historische bodemverontreiniging. Wanneer de OVAM de betrokken percelen van de woonzone via een site-besluit groepeert, kan er één globaal bodemonderzoek op de woonzone uitgevoerd worden. Door deze globale aanpak verlaagt zowel de administratieve en financiële last en dit in de eerste plaats voor de eigenaars en bewoners. Tenslotte krijgt men door de globale aanpak sneller een volledig beeld van de kwaliteit van de bodem en van de mogelijke risico's van de bodemverontreiniging. De selectie gebeurt op basis van de OVAM databank met potentieel verontreinigde sites, gegevens uit bodemonderzoeken, inventarisatiestudies en door inbreng van gemeenten. De verzamelde gegevens worden per prioriteit gerangschikt waarbij rekening wordt gehouden met de verontreinigingsgraad, het aantal percelen en het aantal bewoners dat in het verleden al een vrijstelling van de saneringsplicht hebben gekregen. Om een globale aanpak van een groep gronden wettelijk mogelijk te maken, wordt een site-besluit opgesteld. In het verleden was dit besluit ook gekoppeld aan een ministerieel besluit. Het vaststellen van een site wordt mogelijk gemaakt door hoofdstuk XIV van het Bodemdecreet. In het site-besluit wordt er een overkoepelende regeling uitgewerkt op vlak van de onderzoeks- en saneringsplicht van de eigenaars en bewoners, de termijnen van de diverse procedures en dergelijke meer. Zo kan er één globaal bodemonderzoek (site-onderzoek) uitgevoerd worden in plaats van de omslachtige perceelsgebonden aanpak. Door het schaaleffect verlaagt zowel de administratieve als de financiële last, in de eerste plaats voor de bewoners. Afhankelijk van de situatie wordt het site-onderzoek gefinancierd door de gemeente, de OVAM of deels door beide. Hiervoor is een subsidiemechanisme uitgewerkt. Een eventuele sanering wordt meestal door de OVAM uitgevoerd en gefinancierd. Een site-onderzoek moet voldoen aan de doelstellingen van een oriënterend en een beschrijvend bodemonderzoek. In eerste instantie zal er nagegaan worden of er een bodemverontreiniging aanwezig is. Als er een bodemverontreiniging wordt vastgesteld, zal de omvang ervan bepaald worden en zal er nagegaan worden of de bodemverontreiniging een risico vormt. Voor een overzicht van de reeds uitgevoerde of lopende woonzoneprojecten kan u terecht op de website van de OVAM: www.ovam.be/woonzones. 116 MIRA Achtergronddocument Bodem 7.5.9 Grondverzet Bij het gebruik van uitgegraven bodem gaat het om het verplaatsen van iets wat zich al in een bepaald milieucompartiment, met name de bodem, bevindt. Uitgegraven bodem kan opnieuw gebruikt worden mits bepaalde voorwaarden in acht genomen worden. Het beheersen van de verspreiding van verontreinigde uitgegraven bodem en het voorkomen van nieuwe bodemverontreiniging vormen de basisdoelstellingen van de regelgeving grondverzet. De grondverzetsregeling reglementeert het gebruik van uitgegraven bodem door een onderzoeksverplichting naar de kwaliteit van de uitgegraven of uit te graven bodem op te leggen via de opmaak van het technisch verslag, door een kader met de gebruiksmogelijkheden van de uitgegraven bodem vast te leggen en door de levering van de uitgegraven bodem op de plaats van het beoogde gebruik te laten attesteren via het bodembeheerrapport. Binnen de traceerbaarheidsprocedure voor het gebruik van de uitgegraven bodem worden de verschillende verantwoordelijken in het proces van het gebruik van de uitgegraven bodem aangeduid. Een bodem die voldoet aan de waarde voor vrij gebruik (bijlage V van het Vlarebo) wordt vanuit het bodembeheerbeleid niet als verontreinigd beschouwd. Vanuit dit oogpunt beantwoordt het verplaatsen van een niet-verontreinigde bodem of een bodem die voldoet aan de waarden voor vrij gebruik, aan het standstill-beginsel. Uitgegraven bodem die concentraties van stoffen bevat hoger dan de waarden voor vrij gebruik, kan onder voorwaarden als bodem gebruikt worden. De uitgegraven bodem voldoet aan 80 % van de bodemsaneringsnorm van het bestemmingstype van de ontvangende grond en voor zover de kwaliteit van de uitgegraven bodem niet slechter is dan de bodemkwaliteit van de ontvangende grond en voor zover de bodemsaneringsnorm voor woongebied niet overschreden wordt. Het gebruik van uitgegraven bodem in bouwkundige toepassingen en in vormvaste producten biedt de mogelijkheid om uitgegraven bodem met verhoogde gehaltes aan verontreinigde stoffen alsnog op een duurzame manier te gebruiken, zodat minder primaire delfstoffen ontgonnen moeten worden. Voorbeelden hiervan zijn het gebruik van zand als funderingszand en bij de aanmaak van beton, en het gebruik van klei en leem voor de aanmaak van keramische producten en bakstenen. Het begrip ‘zone voor het gebruik ter plaatse’ is geïntroduceerd voor lijntrajecten (bv. bij aanleg van of herstelwerken aan nutsleidingen, pijpleidingen en rioleringen) waarbij de bodem uitgegraven wordt en min of meer op dezelfde plaats wordt teruggelegd. Het uitvoeren van een bodemonderzoek of een technisch verslag en het opvolgen of traceren van deze grondstromen is in deze gevallen weinig of niet zinvol. Het gebruik van de uitgegraven bodem blijft echter gebonden aan een aantal regels zodat risico's preventief vermeden worden. 7.5.10 Waterbodems Onderzoek naar de kwaliteit van Vlaamse waterbodems via de triade methodologie toont aan dat een groot deel van het sediment in Vlaamse waterlopen zwaar verontreinigd is (www.vmm.be/water/toestand-watersystemen/waar-meten-we-hetwater/meetnet_waterbodems.html/?searchterm=waterbodem). Deze verontreiniging is historisch gegroeid door het voorkomen van diffuse verontreinigingen en aanwezigheid van puntbronnen zoals bv. overstorten en lozingen van bedrijven en huishoudens in onze waterlopen. Deze accumulatie van verontreiniging in de waterbodem kan door nalevering echter een permanent probleem opleveren voor het ecosysteem en de kwaliteit van het oppervlaktewater. Vanuit de waterbodem kan de verontreiniging zich tevens verder verspreiden naar oevers en overstromingsgebieden. Dit kan gebeuren door overstromingen of door menselijk handelen zoals het dumpen van de ruimingsspecie op de oevers van een waterloop. Onderzoek en sanering van zwaar verontreinigde waterbodems is nodig. Een waterbodem is een bodem en valt dus onder het bodemsaneringsdecreet. In het nieuwe bodemdecreet werd een specifieke regeling uitgewerkt, om waterbodemverontreiniging en de daaruit voortgekomen verontreiniging op oevers en overstromingsgebieden integraal te kunnen onderzoeken. Dit onderzoek moet uitgevoerd worden volgens de standaardprocedure waterbodemonderzoek met als doel na te gaan of er een ernstige bodemverontreiniging ter hoogte van de waterbodem bestaat. Hiervoor wordt binnen het waterbodemonderzoek nagegaan wat de aard, hoeveelheid, concentratie, oorsprong en 117 MIRA Achtergronddocument Bodem omvang van de verontreinigde stoffen is. Vervolgens worden de mogelijke vormen van verspreiding van de verontreiniging en het mogelijk risico van blootstelling aan mens, plant en dier en van grond-en oppervlaktewater in kaart gebracht. Indien het waterbodemonderzoek de aanwezigheid van een ernstige bodemverontreiniging aantoont, zal er moeten worden overgegaan tot sanering. Voor het vastleggen van de prioritair te onderzoeken waterbodems binnen Vlaanderen werd in 2008 een methodologie uitgewerkt (BOS-PRIO), die erop gericht is de meest verontreinigde waterbodems in Vlaanderen te selecteren. Tijdens deze selectie werden ook een aantal randvoorwaarden in rekening gebracht (afwezigheid van lozingspunten, goede aquatische kwaliteit en kans op ecologisch herstel na mogelijke sanering), zodat de geselecteerde historisch verontreinigde waterbodem op termijn op een duurzame manier, efficiënt en effectief gesaneerd kan worden (www.ovam.be/jahia/Jahia/pid/2133). Hiervoor werd intensief samengewerkt met de VMM en dit binnen de Coördinatiecommissie Integraal Waterbeleid (CIW). De methodologie werd in 2009 toegepast en resulteerde, na consultatie van, en consensus met, de betrokken waterbeheerders tot een eerste lijst van prioritair te onderzoeken waterbodems. Deze lijst zal worden voorgesteld aan de Vlaamse Regering, samen met de expliciete vraag naar financiering voor de uitvoering van de onderzoeken (en mogelijk hieruit volgende noodzakelijke sanering) van de historisch verontreinigde waterbodems in Vlaanderen. 7.5.11 Alternatieve financiering bodemsanering Omdat een bodemsanering vaak een zware financiële belasting vormt voor zowel ondernemingen als particulieren, wordt voortdurend gezocht naar alternatieve manieren om bodemsanering te financieren. Zo worden de kosten voor de sanering van sectorgebonden verontreinigingen in bepaalde gevallen solidair vergoed door enkele fondsen. Tankstations kunnen sinds 2004 een beroep doen op het BOFAS-fonds voor de financiering van hun bodemsaneringen. Dit fonds wordt voor de helft gespijsd met bijdragen van producenten. De andere helft wordt aangebracht door de consumenten via een producttaks op elke aangekochte liter brandstof. De tankstations die hun activiteiten verderzetten, kunnen hierdoor rekenen op een maximale vergoeding van 62 000 EUR, terwijl BOFAS voor stopgezette stations integraal tussen komt in de kosten voor de sanering van historische bodemverontreiniging. Droogkuisbedrijven kunnen voor de overdracht en de uitvoering van hun saneringsverplichting terecht bij de erkende bodemsaneringsorganisatie VLABOTEX. In ruil voor de VLABOTEX-diensten betalen de leden een vaste jaarlijkse vergoeding over een periode van maximum 30 jaar. Voor elke euro die op die manier aangebracht wordt door de leden, past de Vlaamse overheid een euro bij. Momenteel wordt het concept van de bodemsaneringsorganisatie geëvalueerd en geoptimaliseerd om de oprichting van nieuwe sectorfondsen te stimuleren. Verder wordt nog steeds naar een oplossing gezocht voor verontreiniging die werd veroorzaakt door lekkende stookolietanks. Bij voorkeur zal dit fonds georganiseerd worden op het federale niveau, maar indien er in de loop van 2010 geen perspectief is op een oplossing, zal de Vlaamse overheid het heft in eigen handen nemen en een regionaal Vlaams stookoliefonds oprichten. Met het huidige ongunstige economische klimaat, wil de Vlaamse overheid zich bovendien maximaal inspannen om mechanismen te ontwikkelen die de solidariteit tussen overheid en saneringsplichtige bevorderen. In artikel 15 van het Bodemdecreet werd door de wetgever reeds de mogelijkheid voorzien om bodemonderzoek of -sanering vanuit de overheid te cofinancieren. Daarnaast biedt artikel 14 van het Bodemdecreet mogelijkheden om saneringsplichtigen met een beperkte financiële draagkracht te ondersteunen, via een spreiding van de saneringslasten. Aan zowel cofinanciering als draagkrachtregeling werd voorlopig nog geen uitvoering gegeven via het Vlarebo. Beide regelingen zullen in 2010 verder onderzocht en ontwikkeld worden. 7.5.12 Bedrijfsspecifieke Overeenkomsten 7.5.12.1 Algemeen In haar beleid wenst de OVAM bodemsanering te kaderen binnen duurzame ontwikkeling. Toch kan onmiddellijke sanering van àlle vervuilde gronden die een bedrijf bezit, net het omgekeerde effect 118 MIRA Achtergronddocument Bodem hebben. De opdracht voor het uitvoeren van bodemonderzoeken en bodemsanering lijkt voor een dergelijk bedrijf aanvankelijk zowel organisatorisch als budgettair haast onoverkomelijk. Dit heeft als gevolg dat de verontreinigde gronden verontreinigd blijven… Om bodemsanering verzoenbaar te maken met de economische realiteit, is er een instrument uitgewerkt door de OVAM: de bedrijfsspecifieke overeenkomsten. Kampt een bedrijf met grote of complexe verontreinigingen? Dan roept de OVAM op om niet bij de pakken te blijven zitten. Samen wordt er gezocht naar een oplossing op maat waarin én het bedrijf, én het milieu, én de Vlaamse overheid zich vinden. Niet alleen bedrijven komen in aanmerking voor een dergelijke overeenkomst, ook andere instanties. Zo heeft de NMBS-groep in 2006 een overeenkomst gesloten voor het uitvoeren van bodemonderzoeken en -sanering. Een dergelijke overeenkomst wordt niet voor niets 'specifiek' genoemd : er worden oplossingen op maat uitgewerkt, waarbij afspraken worden gemaakt rond het indienen van bodemonderzoeken en het verwezenlijken van bodemsaneringen. Hierbij wordt de mogelijkheid gegeven om deze onderzoeken en -saneringen te spreiden in de tijd op basis van een goed onderbouwde prioriteitsstelling.Een winwin-situatie voor beide partijen: de OVAM heeft de zekerheid dat de onderzoeken en eventuele saneringen zullen uitgevoerd worden en het bedrijf/de instantie heeft een haalbare planning en een financiële spreiding van de verplichtingen. Belangrijk is wel dat in geen geval geraakt wordt aan het Bodemdecreet zelf. Zijn bepalingen en verplichtingen blijven onverminderd van kracht. De bedrijfsspecifieke overeenkomst sluit zo naadloos aan bij de strategische doelstellingen van het Vlaamse bodembeleid. Door instrumenten te ontwikkelen die de vrijwillige saneringen stimuleren, komt men zo tot een beter leefmilieu en een hogere levenskwaliteit. Electrabel, DATS24, Tessenderlo Chemie, de gasfabrieksgroep en de Vlaamse Vervoersmaatschappij De Lijn zijn al even van de voordelen overtuigd en gingen reeds een overeenkomst met de OVAM aan. In de toekomst zullen er nog vele overeenkomsten volgen. 7.5.12.2 Overeenkomst met de ‘gasfabrieksgroep’ Het is alom bekend dat op voormalige gasfabrieksterreinen vaak ernstige bodemverontreinigingen worden aangetroffen. In dergelijke gasfabrieken won men tussen de 19de en de eerste helft van de 20steeeuw gas uit steenkool. Dit gas werd in eerste instantie voor straatverlichting gebruikt, later voor huishoudelijke doelen. De opkomst van elektriciteit en de verdeling van cokesgas betekenden een einde voor deze gasfabrieken. Als gevolg van deze gasfabrieksactiviteiten bevinden zich nu vaak nog typische verontreinigingen in de bodem en het grondwater: cyaniden en teer, vaak bestaande uit minerale olie, PAK, naftaleen en BTEX. De terreinen waarop deze gasfabrieken werden uitgebaat, bevonden zich vaak in of zeer nabij stadscentra en vormen momenteel dan ook vaak terreinen die, na sanering, zeer gegeerd zijn voor herontwikkeling. Daar een aantal intercommunales een aantal gasfabrieksterreinen in hun bezit of zelfs gebruik hebben, werd er een overeenkomst afgesloten met de OVAM. Eandis, als vertegenwoordiger van Gaselwest, Intergem, Imewo, IVEKA, IVERLEK en Electrabel (gasfabrieksgroep) ging een verbintenis aan voor het onderzoek en de sanering van 25 locaties. Hierbij werd een budget van bijna 50 miljoen euro vooropgesteld. Deze overeenkomst bevat, gezien de specificiteit van de verontreiniging, ook een saneringsconcept zodat de saneringsmaatregelen duidelijk zijn voor alle (toekomstig) betrokken partijen. 7.5.13 Technisch-wetenschappelijke beleidsondersteuning Het beleid inzake bodemsanering houdt in belangrijke mate rekening met wetenschappelijke en technologische ontwikkelingen. Enerzijds wordt de regelgeving regelmatig aangepast aan nieuwe 119 MIRA Achtergronddocument Bodem wetenschappelijke bevindingen. Anderzijds zoeken we aan de hand van technisch wetenschappelijk onderzoek naar oplossingen voor knelpunten in het bodemsaneringsbeleid. Traditioneel komen de volgende thema’s aan bod: (1) de beoordeling van risico’s van bodemverontreiniging en normering, (2) alternatieve methoden voor bodemonderzoek, en (3) ontwikkeling van nieuwe technieken voor bodemsanering. Recent is beleidsmatig de nadruk komen te liggen op de integratie van bodemsanering in andere maatschappelijke processen, en op het streven naar duurzame ontwikkeling. De traditionele onderzoeksthema’s zijn waar nodig aangepast, en aangevuld met een vierde thema: (4) duurzame bodemsanering (‘green remediation’). (1) beoordeling van risico’s van bodemverontreiniging en normering Het eerste onderzoeksthema omvat het verfijnen en verbeteren van instrumenten voor de beoordeling van risico’s van bodemverontreiniging. Zowel de risico’s voor de menselijke gezondheid, ecotoxicologische risico’s als de bedreiging van het grondwater door uitloging worden geëvalueerd. De instrumenten die worden gebruikt zijn zowel modelmatige benaderingen als meettechnieken. Deze instrumenten worden verbeterd en aangepast aan nieuwe ontwikkelingen om risico’s zo accuraat mogelijk in te kunnen schatten. Het opstellen en herzien van bodemsaneringsnormen hangt samen met risico-analyse omdat gelijkaardige berekeningsmethodieken worden gebruikt. De bodemsaneringsnormen zijn gebaseerd op wetenschappelijke gegevens. Door de snelle evolutie in het wetenschappelijk onderzoek komen voortdurend nieuwe data beschikbaar. Vandaar dat de bodemsaneringsnormen regelmatig worden herzien en aangepast. Voor het opstellen van wetenschappelijk onderbouwde bodemsaneringsnormen wordt beroep gedaan op de VITO die voor sommige aspecten samenwerkt met universitaire onderzoeksgroepen. Momenteel werken we aan de herziening van het referentiemodel voor risicobeoordeling van bodemverontreining. (2) alternatieve methoden voor bodemonderzoek We doen onderzoek naar betere/goedkopere meetmethoden voor de vaststelling, afbakening en karakterisering van bodemverontreiniging, alsook voor de beoordeling van de kwaliteit van uitgegraven bodem. (3) ontwikkeling van nieuwe technieken voor bodemsanering We stimuleren de ontwikkeling van nieuwe effectievere technieken voor de sanering van bodem en grondwater, door bv. pilootproeven gedeeltelijk te financieren. (4) duurzame bodemsanering Bodemsaneringswerken hebben als doel bodem- en grondwaterverontreiniging te verwijderen en zo de kwaliteit van het leefmilieu te verbeteren. Nochtans kunnen de werken zelf een aanzienlijk direct en/of indirect negatief effect hebben op de leefmilieukwaliteit, bv. via emissies, verbruik van grondstoffen en energie, productie van afvalstoffen, ... Daarom wordt bij de keuze van een saneringstechniek rekening gehouden met een BATNEEC-afweging. De instrumenten en methodieken die voor deze afweging worden gebruikt, dienen zoveel mogelijk wetenschappelijk te worden onderbouwd. Recent ontwikkelde methodieken voor levenscyclusanalyse en berekening van CO2-emissies dienen te worden geïntegreerd in de BATNEEC-afweging voor de keuze van de saneringstechniek. Daarnaast willen we ook het onderzoek naar energiezuinigere en milieuvriendelijkere technieken voor de sanering en beheer van bodemverontreiniging stimuleren. Dit sluit aan bij het vorige onderzoeksthema. Voor het beleidsondersteunend wetenschappelijk onderzoek trachten we zoveel mogelijk beroep te doen op bestaande onderzoeksprogramma’s voor de financiering van het onderzoek, bv. gefinancierd vanuit de Europese gemeenschap, zoals het CityChlor-project (zie verder). Ook nemen we deel aan 120 MIRA Achtergronddocument Bodem netwerken die het stimuleren, uitwisselen en verspreiden van wetenschappelijk onderzoek en technologische ontwikkeling als doel hebben, bv. het SNOWMAN-netwerk (zie verder). 7.5.14 Internationaal Ook internationaal is OVAM zeer actief rond bodemverontreiniging. Dat blijkt onder meer uit de deelname aan Europese netwerken zoals het Common Forum on Contaminated Land. Het 'Common Forum on Contaminated Land' is een netwerk van beleidsmakers en adviseurs van nationale / regionale ministeries in de Europese Unie en in de 'European Free Trade Association' landen, betreffende verontreinigde bodem. Het Common Forum introduceerde 'Risk Bases Land Management' als een centraal concept in de aanpak van verontreinigde gronden en demonstreerde over de hele Europese Unie dat harmonisatie van deze aanpak mogelijk is, zelfs zonder officieel Europees beleid, indien alle betrokkenen het voordeel hiervan inzien. Het Europees gefinancierde project SNOWMAN kende in 2009 een succesvol einde. Het project wilde de kwaliteit en relevantie van onderzoek naar bodem- en grondwaterbescherming in Europa optimaliseren, de onderzoeksprogrammaties in de Europese landen meer op elkaar afstemmen en er voor zorgen dat het gebruik van onderzoeksmiddelen op dit vlak optimaal benut wordt. Na de positieve ervaring van OVAM als partner binnen dit project, heeft de OVAM zich ook geëngageerd als partner in het zelfstandig Snowman netwerk om zo de opgebouwde samenwerkingsverbanden verder te zetten. OVAM is de coördinator van het op 17 september 2009 goedgekeurde INTERREG IV B NoordwestEuropa 'CityChlor' project. CityChlor beoogt een geïntegreerde aanpak uit te werken voor onderzoek en sanering van verontreiniging met gechloreerde solventen in stedelijke omgeving. Gechloreerde solventen leiden tot heterogeen verspreide verontreiniging waarvan de sanering een langdurig en moeilijk proces is. Vaak komt deze verontreiniging voor in stedelijke omgeving, waardoor onderzoek en sanering met bijkomende randvoorwaarden geconfronteerd worden. 7.5.15 Informatievoorziening Naast de uitvoerende taken gedefinieerd door het Bodemdecreet is informatievoorziening naar het publiek een heel belangrijke taak. Hiervoor maakt de OVAM gebruik van verschillende kanalen. Deze kanalen worden toegespitst op de noden van de doelgroep. Zo biedt de OVAM-website zelf, evenals de meer interactieve website www.ovam.be/bodem voor de burgers al een schat aan informatie. Zo kan men via het 'tabblad ‘regio’ per gemeente een overzicht raadplegen van de (ambtshalve) bodemdossiers of woonzones in de buurt. Gezien ook anderstaligen, ook buiten de Europese grenzen, geïnteresseerd blijken in het Vlaamse bodembeleid, is ook het aanbod Franstalige en Engelstalige pagina’s geactualiseerd en uitgebreid. Hoe verder het Vlaamse bodembeleid kan verspreid worden, hoe meer het immers op internationaal niveau van invloed kan zijn. Actueel OVAM-nieuws kan men als burger, na inschrijving volgens eigen interesse, vijf maal per jaar per mail ontvangen. Sinds 2009 zijn immers de verschillende OVAM-nieuwsbrieven (mbt respectievelijk afval, materialen en bodem), gebundeld in de digitale OVAM-nieuwsbrief. Maar naast het digitale aspect blijft schriftelijke communicatie toch ook nog van groot belang. Zo zijn er bijvoorbeeld de woonzone-onderzoeken en de saneringen in opdracht of samenwerking met de OVAM. In deze situaties is het beste communicatiemiddel een lokale nieuwsbrief die een duidelijk antwoord biedt op de vragen en noden van de burgers in dit specifieke dossier. Deze nieuwsbrieven worden bus aan bus verdeeld, zodat iedereen op hetzelfde moment op de hoogte is. Waar nodig organiseert de OVAM met andere betrokken partijen bewonersvergaderingen om echt te weten te komen waar de burger zich zorgen over maakt, om naar de voorstellen van de burgers te luisteren en antwoorden te bieden op vragen. Als de burger, ondanks de verschillende informatiekanalen toch nog met vragen blijft zitten, zoals onder andere over briefwisseling of bodemattesten, kan hij steeds contact opnemen met de autonome infolijn van de OVAM, opgestart in 1996. Zij blijft ook heel wat jaren na invoering van de bodemwetgeving zijn nut bewijzen. 121 MIRA Achtergronddocument Bodem Voor de professionelen is het informatieaanbod van de OVAM mogelijk nog iets uitgebreider. Naast de infolijn en de digitale nieuwsbrief, ontvangen zij ook nog de OVAM-link, die drie maal per jaar dieper ingaat op enkele interessante topics. Daarnaast voorziet de OVAM ook voor professionelen informatie en hulptoepassingen op de website, voorziet zij waar nodig in infosessies en treedt zij regelmatig in overleg. Zo kan de OVAM nagaan in hoeverre de bodemwetgeving en de noden van de professionelen op elkaar kunnen afgestemd worden. Enkel samen met alle betrokken partners kan morgen immers pas mooier worden. Uiteraard kan, gezien het brede bereik van het beleid van de OVAM, deze informatievoorziening enkel uitgevoerd worden dankzij een goede communicatiestrategie. Deze is en blijft noodzakelijk om alle betrokkenen beter in te lichten over het bodemsaneringsbeleid en de implicaties ervan, en om het draagvlak voor het beleid te verbreden. Indicatoren 7.6 Belangrijkste bodemverontreinigende stoffen Inleiding Bodemverontreiniging kent tal van oorzaken, gaande van grote industriële activiteiten tot kleinschalige activiteiten zoals stookolietanks voor de verwarming van een gezinswoning. Sommige bodemverontreinigingen zijn ontstaan tengevolge van morsen of lekken van bepaalde producten die inherent zijn aan een bepaalde activiteit of een bepaald productieproces (bvb. perverontreiniging bij droogkuisen), andere verontreinigingen kunnen uit meerdere parameters bestaan omdat door de vervuilende activiteit meerdere stoffen zijn vrijgekomen in het milieu (vb. storten). De belangrijkste verontreinigende stofsoorten De belangrijkste soorten verontreinigende stoffen zijn: minerale olie: een groepsnaam voor de alifatische koolwaterstoffen. Verontreiniging met minerale olie is meestal het gevolg van lekken en morsen van vloeibare brandstoffen (benzine, diesel, stookolie, kerosine); BTEX: groepsnaam voor benzeen, tolueen, ethylbenzeen en xyleen. Deze producten worden frequent gebruikt als solvent en zijn een belangrijke basisstof in de petrochemie. Verontreiniging met benzeen is echter vaak het gevolg van een verontreiniging met benzine. zware metalen: cadmium, zink, arseen, chroom, koper, kwik, lood en nikkel. Verontreiniging met zware metalen kan te wijten zijn aan diffuse emissies (non-ferro, verbranding van afval, gebruik van loodhoudende benzine) of uitlogen van metaalhoudende afvalstoffen gestockeerd op of in de bodem. gechloreerde oplosmiddelen (VOCl’s): de meest gekende gechloreerde oplosmiddelen tetra- en trichlooretheen werden veelvuldig gebruikt als ontvetters in de metaalbewerking en in de textielreiniging; PAK’s (poly-aromatische koolwaterstoffen): PAK is de benaming van een groep polluenten, de poly-aromatische koolwaterstoffen,waaronder benzo(a)pyreen, naftaleen en fenantreen. PAK-verontreinigingen zijn typisch het resultaat van onvolledige verbrandingsprocessen, en worden dus zeer veelvuldig aangetroffen. In enkele gevallen hebben emissies van grote thermische installaties via de schoorstenen aanleiding gegeven tot diffuse bodemverontreiniging ten gevolge van atmosferische depositie. PAK-verontreinigingen worden ook regelmatig teruggevonden bij oude gasfabrieken. Ten gevolge van verbranding van vloeibare brandstoffen, kan ook verkeer aangewezen worden als een bron van diffuse bodemverontreiniging met PAK’s. Daarnaast hebben ook particuliere verwarmingen aanleiding gegeven tot de uitstoot van PAK’s en heeft de oude gewoonte om de aslade van de kachel uit te strooien over aangevroren paden, aanleiding gegeven tot wijdverspreide PAK-verontreinigingen in stedelijke omgeving. PAK’s maken vaak ook deel uit van zwaardere petroleumfracties, zoals zware smeerolie en teer en kwamen in het 122 MIRA Achtergronddocument Bodem verleden vaak voor in asfalt. Aangezien PAK’s zeer goed adsorberen aan bodemdeeltjes, worden deze polluenten vrijwel enkel in het vaste deel van de aarde aangetroffen. Tengevolge van stookolieverontreinigingen komt naftaleen echter meestal voor in combinatie met BTEX in het grondwater. Figuur 46 en Figuur 47 geven een beeld van de belangrijkste soorten verontreinigende stoffen in respectievelijk het grondwater en het vaste deel van de aarde, waardoor gronden dienen gesaneerd te worden. Belangrijke bemerking: op één te saneren grond kunnen echter verschillende verontreinigende stoffen worden aangetroffen. Hierdoor kan één grond verscheidene keren geteld zijn voor het bekomen van de percentages bij volgende figuren. Figuur 46: Percentage van het totaal aantal gronden die moeten gesaneerd worden met opsplitsing naar de belangrijkste soorten verontreinigende stoffen in grondwater (Vlaanderen, 2010) Grondwater Zware Metalen 13% VOCL 11% BTEX 31% PAK 9% Minerale Olie 36% Bron: databank OVAM 2010 123 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 47: Percentage van het totaal aantal gronden die moeten gesaneerd worden met opsplitsing naar de belangrijkste soorten verontreinigende stoffen in het vaste deel van de aarde (Vlaanderen, 2010) Bodem Zware Metalen 9% VOCL 6% BTEX 23% PAK 12% Minerale Olie 50% Bron: databank OVAM 2010 De meest voorkomende stofgroepen die aanleiding geven tot sanering in het grondwater zijn minerale olie en BTEX met respectievelijk 36 en 31%. Vervolgens zijn dit de zware metalen( 13%) , de VOCl’s (11%) en de PAK’s (9%). In het vaste deel van de aarde vinden we dezelfde belangrijkste saneringsparameters terug, met respectievelijk 50% voor minerale olie en 23% voor BTEX. Vervolgens zijn dit de PAK’s ( 12%), de zware metalen (9%) en de VOCl’s (6%). 7.7 Aantal onderzochte risicogronden in verschillende fasen van bodemonderzoek en -sanering Inleiding De bodem in Vlaanderen wordt door allerlei menselijke invloeden verontreinigd met milieugevaarlijke stoffen zoals zware metalen, organische stoffen en bestrijdingsmiddelen. Om de druk op de bodem door de industrie in te schatten, heeft OVAM in 2006 een hernieuwde behoeftenraming laten uitvoeren (Ecolas, 2006) 4 . In deze studie werd onder andere een raming gemaakt van het aantal risicogronden, gronden waar activiteiten worden of werden uitgevoerd die mogelijk bodemverontreiniging kunnen veroorzaken. Het betreft een geüpdatete raming van 85 000 gronden terwijl de initiële studie uitging van 76 200 gronden. Het doel van deze indicator is een inschatting te maken van het jaarlijks toenemend aantal onderzochte risicogronden en dit af te toetsen aan het totaal geschatte aantal risicogronden. Op deze manier kunnen de onderzoeksinspanningen die in Vlaanderen worden gerealiseerd in kaart gebracht worden en kunnen deze getoetst worden aan de plandoelstelling van het MINA-plan 3+, met name: 27 4 Het betreft een raming van de nodige financiële middelen die gepaard gaan met de saneringskost, om de doelstellingen uit het Bodemdecreet te bereiken. Om dit in kaart te brengen wordt een inschatting gemaakt van het aantal bedrijven die geconfronteerd worden met het decreet, wordt bepaalt hoe vaak een beschrijvend bodemonderzoek (BBO) nodig is, wordt nagegaan in hoeveel gevallen sanering nodig is en wordt de potentiële kost berekend. 124 MIRA Achtergronddocument Bodem % (+/- 28 000 gronden) van de gronden met potentieel bodembedreigende inrichtingen of activiteiten is onderzocht. Risicogronden worden onderzocht aan de hand van een oriënterend bodemonderzoek (OBO). Op basis van het OBO wordt bepaald of er al dan niet verdere maatregelen dienen genomen te worden, zijnde de uitvoering van een beschrijvend bodemonderzoek (BBO). Indien uit dit beschrijvend bodemonderzoek blijkt dat de bodemverontreiniging geen ernstige verontreiniging vormt, dienen geen verdere maatregelen te worden genomen. Indien zich wél een sanering opdringt, start fase één van de bodemsanering: de opmaak van een bodemsaneringsproject (BSP). Op basis van een conform verklaard bodemsaneringsproject worden de bodemsaneringswerken (BSW) uitgevoerd. Naast de MINA-plan 3+ doelstelling betreffende het aantal onderzochte gronden (OBO), wordt ook de volgende plandoelstelling voorop gesteld: 'de sanering van 31 % (+/- 3 300 gronden) van de gronden met historische bodemverontreiniging is minstens opgestart’ (d.w.z. een project is conform verklaard – BSP conform). Bespreking van de indicator De OVAM beheert sinds 1 juni 2008 een grondeninformatieregister (GIR) waarin ze gegevens over gronden opneemt die haar in het kader van het Bodemdecreet bezorgd worden. Zowel de informatie over schone gronden als verontreinigde gronden wordt hier dus in opgenomen. Op 1 januari 2010 bevatte het GIR informatie over 42 566 gronden. Van 29 503 van deze gronden heeft de OVAM oriënterende bodemonderzoeken (OBO’s) verwerkt, een aandeel van 35 % van de 85 000 geschatte risicogronden. Hiermee werd de MINA-plan 3+ doelstelling van 28 000 onderzochte gronden reeds bereikt (Figuur 48). Figuur 48, Figuur 49 en Tabel 21 geven een overzicht van de stand van zaken van het aantal gronden in de verschillende fasen van onderzoek en sanering. Figuur 48 toont de evolutie door de tijd van het aantal onderzochte gronden en het aantal hiervan waarop verdere maatregelen of sanering noodzakelijk is. Figuur 49 geeft de evolutie weer van het aandeel van de onderzochte gronden in de verschillende fasen van bodemonderzoek- en sanering. In Tabel 21 worden de uitgevoerde en conform verklaarde OBO’s, BBO’s en BSP’s vergeleken met de geschatte benodigde aantallen. Figuur 48: Gekend aantal onderzochte gronden (OBO), gronden waarop verdere maatregelen nodig zijn (BBO nodig) en te saneren gronden (BSP nodig) (Vlaanderen, 1997-2009) aantal gronden 30 000 25 000 20 000 15 000 10 000 5 000 0 voor 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 1997 aantal onderzochte gronden (OBO) verdere maatregelen nodig (BBO nodig) sanering nodig (BSP nodig) doelstelling 2010 aantal onderzochte gronden Bron: databank OVAM 2010 125 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 49: Cumulatief overzicht bodemsaneringsprojecten (BSP), bodemsaneringswerken (BSW) en eindverklaringen (BSW afgerond)(Vlaanderen, 1997-2009) aantal gronden 4 500 4 000 3 500 3 000 2 500 2 000 1 500 1 000 500 0 voor 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 1997 BSP nodig BSW opgestart doelstelling 2010 BSP conform BSP conform BSW afgerond Bron: databank OVAM Tabel 21: Aantal gronden in verschillende fasen van bodemonderzoek en –sanering ten opzichte van geschatte benodigde aantallen (Vlaanderen, 2010) fase Onderzoeksfase Onderzoeksfase Saneringsfase Werken in uitvoering Sanering afgerond OBO BBO conform BSP conform BSW eindverklaring geschat aantal gronden aantal afgerond percentage 85 000 25 500 11 750 11 750 11 750 29 503 8 283 3 463 2 838 1 407 35 % 33 % 29 % 24 % 12 % Bron: databank OVAM Eind 2009 bleek een beschrijvend bodemonderzoek (BBO) nodig voor 11 305 gronden of voor 38 % van de 29 503 onderzochte gronden. Voor de andere gronden dient geen BBO uitgevoerd te worden, aangezien uit het oriënterend bodemonderzoek (OBO) geen ernstige aanwijzingen bleken dat de aanwezige bodemverontreiniging een ernstige bedreiging vormt (indien het een historische bodemverontreiniging betreft), dan wel dat er geen ernstige aanwijzingen zijn dat de bodemsaneringsnorm werd overschreden (voor nieuwe verontreiniging). In de inventarisatiestudiestudie werd geraamd dat in ca. 30 % van het aantal risicogronden diende overgegaan te worden tot het uitvoeren van een BBO. Dit komt neer op gemiddeld 25 500 BBO’s. Dit ligt in de lijn van de verhouding tussen het aantal onderzochte gronden en het aantal gronden waarvoor een BBO nodig is. Van het aantal onderzochte risicogronden geeft 38 % effectief aanleiding tot een BBO. Voor 8 283 of 73 % van deze gronden werd reeds een BBO ingediend en conform verklaard (m.a.w. het onderzoek voldoet aan de wettelijke richtlijnen opgesteld door OVAM). Momenteel is dus ongeveer 33 % van het geschatte totaal aantal uit te voeren BBO’s ingediend en conform verklaard. In de inventarisatiestudiestudie werd geraamd dat in ca. 14 % van het aantal risicogronden diende overgegaan te worden tot het uitvoeren van een bodemsaneringsproject (BSP). Dit komt neer op 126 MIRA Achtergronddocument Bodem gemiddeld 11 750 BSP’s. Tussen 1996 en 2010 bleek een BSP nodig voor 4 417 locaties, of 15 % van de onderzochte gronden. Dit percentage stemt overeen met de effectief uit te voeren saneringen ten opzichte van het aantal onderzochte gronden. Aangezien het totale aantal noodzakelijke saneringsprojecten geraamd wordt op 11 750 is momenteel dus ongeveer 38 % van het geschatte totaal aantal uit te voeren BSP’s gekend. Er werden in totaal reeds 3 463 BSP’s ingediend én conform verklaard (BSP conform), hiermee werd de MINAplan 3+ doelstelling bereikt. Eind 2009 zijn er 2 838 bodemsaneringswerken (BSW) opgestart; 1 407 hiervan zijn afgerond. Dit is respectievelijk ongeveer 24 % en 12 % van het geschatte totaal aantal uit te voeren BSP’s. Het aantal ingediende BSP's en BSW's is sinds 2007 aan het afvlakken. Dit is te verklaren door uitgestelde milieu-investeringen tengevolge van de economische crisis. De algemene dalende trend wordt mede veroorzaakt door de keuze onder de vorige legislatuur om prioriteit te geven aan bodemsaneringen bij overdracht van gronden. Het aantal afgeronde bodemsaneringswerken is wel aanzienlijk toegenomen sinds 2005. Er is een logische verklaring voor deze tendens. Hoe langer het Bodemdecreet in werking is, hoe meer saneringen er opgestart en bijgevolg ook afgerond worden. Daarnaast zit men ook met een zekere ‘retardatie’: eerst moet de onderzoeksfase afgerond zijn, vooraleer men kan starten met de sanering; deze sanering duurt vervolgens vaak ook meerdere jaren. Het aantal lopende bodemsaneringwerken wordt elk jaar groter. 7.8 Aandeel onderzochte en te saneren risicogronden in industriegebied Inleiding Het Bodemdecreet omschrijft bodemverontreiniging als de aanwezigheid van stoffen or organismen, veroorzaakt door menselijke activiteiten, op of in de bodem die de kwaliteit van de bodem nadelig beïnvloedt of kan beïnvloeden. Op diverse plaatsen waar een risico-inrichting wordt of werd geëxploiteerd, is de bodem verontreinigd met schadelijke stoffen. De oorzaken zijn uiteenlopend: de belastende industriële activiteiten zelf, maar ook ongevallen of productiefouten, lekkende tanks en pijpleidingen, onzorgvuldige opslag van grondstoffen, eindproducten of afvalstoffen. Ook het morsen bij vervoer of bij op- of overslag van producten kan aanleiding geven tot bodemverontreiniging. De totale oppervlakte aan industrieterrein is natuurlijk niet gelijk aan de totale oppervlakte van alle huidige en vroegere risico-inrichtingen. Enerzijds zijn er een aantal “niet-risico-inrichtingen” gevestigd op bedrijfsterreinen, anderzijds zijn er zeker risico-inrichtingen gevestigd buiten bedrijfsterreinen. De zonevreemde bedrijven vormen hiervan slechts een deel; ook de talrijke stookolietanks van meer dan 20 000 liter zijn risico-inrichtingen, waarvan er diverse in een woonzone liggen (bv. bij appartementsgebouwen). Daarnaast werden talrijke risico-inrichtingen geëxploiteerd op gronden die vandaag geen industriegebied (meer) zijn, maar woonzone, landbouwgebied of zelfs natuurgebied (bijvoorbeeld voor vroegere stortplaatsen). Bij gebrek aan nauwkeurige informatie over alle risico-inrichtingen en dus ook over de totale oppervlakte die zij beslaan, is de oppervlakte aan industrieterrein de enige oppervlakteparameter die op dit ogenblik toch enige relevantie heeft. Bespreking van de indicator De gronden in het GIR aangevuld met de geïnventariseerde risicogronden omvatten +/- 136 000 kadastrale percelen en beslaan een oppervlakte van ongeveer 814 km², wat overeenkomt met ongeveer 6 % van de totale oppervlakte van Vlaanderen. Deze oppervlakte is indicatief want van 16 513 percelen zijn nog geen oppervlaktegegevens opgenomen in de databank. 127 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 50 geeft een overzicht weer van de middelpunten van de onderzochte gronden in Vlaanderen. Hierop zijn duidelijk de industriële assen terug te vinden. Dit is logisch gezien de meeste industriële activiteiten zich hier rond concentreerden. Figuur 51 geeft als achtergrondinfo de industriegebieden in Vlaanderen weer, zoals ze beschikbaar zijn op de digitale gewestplannen. Het patroon uit de vorige figuur zien we hier terugkomen. Figuur 50: Onderzochte gronden in Vlaanderen Bron: databank OVAM 2010 128 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 51: Industriegrond op gewestplan Bron: databank OVAM 2010 De oppervlakte onderzochte gronden in industriegebied ten opzichte van de totale oppervlakte onderzochte gronden per gemeente is weergegeven in Figuur 52. 129 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 52: Verhouding oppervlakte onderzochte gronden in industriegebied versus totale oppervlakte onderzochte gronden in de gemeente, in % (Vlaanderen, 2010) Bron: databank OVAM 2010 Inrichtingen die een verhoogd risico inhouden op bodemverontreiniging, worden meestal uitgevoerd in industriegebied. De verwachting is dan ook dat een groot deel van de verontreinigde gronden in een gemeente zich situeren in de industriezones in die gemeente. Een hoog percentage geeft dan ook aan dat de meeste verontreinigde gronden in een industriezone gelegen zijn. Maar wat dan met gemeenten waar slechts een laag aandeel (of zelfs 0 %) van de verontreinigde gronden in industriegebied gelegen is? Hieruit zou men kunnen concluderen dat de meeste verontreinigde gronden in die gemeente niet in industriezone gelegen zijn, maar bijvoorbeeld in woongebied of landbouwgebied. Dit klopt, maar dit kan vaak ook verklaard worden. Neem bijvoorbeeld tankstations. Lekkende tanks, overvullingen of morsen aan de pomp kunnen een verontreiniging met benzine of minerale olie in de bodem veroorzaken. Tankstations zijn niet altijd gelegen in een industriezone, integendeel, meestal vind je ze in woonkernen. Een gemeente met een kleine KMO-zone heeft een kleine oppervlakte aan industriegebied waar mogelijk geen verontreinigde gronden aanwezig zijn. Als in diezelfde gemeente echter drie tankstations met een verontreinigde bodem aanwezig zijn in de woonkern, dan komt men al gauw tot heel lage percentages voor deze indicator. Algemeen kan wel gesteld worden dat gemeenten met een laag percentage voor deze indicator, ook meestal een laag percentage aan verontreinigde gronden heeft over gans de gemeente. Op Figuur 53 is per gemeente de oppervlakte te saneren gronden in industriegebied weergegeven ten opzichte van de totale oppervlakte te saneren gronden. 130 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 53: Verhouding oppervlakte te saneren gronden in industriegebied versus totale oppervlakte te saneren gronden in de gemeente, in % (Vlaanderen, 2010) Bron: databank OVAM 2010 Uit andere indicatoren hebben we geleerd dat globaal bekeken de meeste verontreinigde gronden gelegen zijn in industriegebied. Met deze indicator willen we nagaan wat het aandeel is van de oppervlakte van te saneren gronden in industriegebied in de totale oppervlakte van de te saneren gronden in een bepaalde gemeente. Een hoog percentage duidt op een groot aandeel verontreinigde gronden in industriegebied, een laag percentage op een klein aandeel. De getallen variëren hier sterk. Van nul (geen industriegebied in deze gemeente of geen verontreinigde gronden in het industriegebied) tot 100 % (voor alle gronden in industriegebied zijn verdere maatregelen noodzakelijk). Dit is ook verklaarbaar: sommige gemeenten hebben een historisch industrieel verleden of zijn in industriële zones gelegen (haven, gelegen aan een kanaal of belangrijke verbindingswegen). Andere gemeenten zijn landelijk (hebben geen industriezone) of hebben een industriezone met bedrijven die geen vervuilende activiteiten uitoefenen. 7.9 Kostprijs van de bodemsanering Inleiding De impact van bodemverontreiniging op de economie kan geïllustreerd worden aan de hand van het kostenplaatje gekoppeld aan bodemsanering. In een bodemsaneringsproject (BSP) moet steeds een raming van de saneringskosten opgenomen zijn. Bespreking van de indicator Figuur 54 geeft een overzicht van de geraamde cumulatieve kosten van bodemsaneringen in de periode 1997-2009. Voor de bodemsaneringsprojecten waarvan OVAM in 2009 een conformiteitsattest afleverde, wordt de kostprijs geraamd op circa 82 miljoen euro. Het totale geraamde bedrag voor de periode 1997-2009 bedraagt circa 1,23 miljard euro. 131 MIRA Achtergronddocument Bodem Figuur 54: Geraamde cumulatieve kostprijs van bodemsaneringen (Vlaanderen, 1997-2009) cumulatieve kostprijs (miljoen euro) 1400 1200 1000 800 600 400 200 0 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 raming cumulatieve kostprijs saneringen (miljoen euro) 55 72 144 224 321 443 584 759 834 955 1 055 1 155 1 237 Bron: databank OVAM 7.10 Grondverzet Inleiding Op 1 juni 2008 trad de gewijzigde grondverzetsregeling in voege. Met deze wijziging is ondermeer de definitie van verdachte gronden gewijzigd. Verdachte gronden zijn nu ondermeer risico-gronden, gronden opgenomen in het grondeninformatieregister waarvoor in het vaste deel van de aarde concentraties werden aangetroffen boven de richtwaarden, enopenbare wegen, oude wegbeddingen en wegbermen. Dit betekent een belangrijke uitbreiding van het onderzoek op gronden die ten gevolge van historische of actuele activiteiten verontreinigd zijn door zowel puntbronnen als door diffuse verontreiniging. De gegevens van de onderzochte gronden worden opgenomen in het databanksysteem van de erkende bodembeheerorganisaties. Met behulp van de gegevens uit de technische verslagen en de bodembeheerrapporten zijn globale kwaliteitsgegevens van de onderzochte gronden beschikbaar. Bespreking van de indicator In de laatste 2 jaren werd gemiddeld ongeveer 40 tot 45 miljoen m³ bodem onderzocht in 4 200 tot 4 600 technische verslagen. Hieruit blijkt dat ongeveer 75 % van de bodem kwalitatief voor vrij gebruik als bodem in aanmerking komt. Hoewel de overige 25 % uitgegraven bodem niet vrij gebruikt kan worden, betekent dit geenszins dat deze bodem moet gereinigd worden. Een groot deel van deze bodem wordt ofwel binnen de kadastrale werkzone hergebruikt of komt voor bouwkundig bodemgebruik in aanmerking. De gegevens beschikbaar gesteld door de grondreinigers laten vermoeden dat iets minder dan 1 miljoen ton uitgegraven bodem gereinigd wordt. 132 MIRA Achtergronddocument Bodem Referenties AMINAL (2002) Wegwijzer doorheen het erosiebesluit; subisidies voor plannen en werken, Infobrochure van het Ministerie van de Vlaamse Gemeenschap, Afdeling Land, Brussel. Anonymus, 2010. Spade: agrobiodiversiteit en duurzaam bodembeheer. www.spade.nl. Antle J. et al. (2001). Economic Analysis of Agricultural Soil Carbon Sequestration: An Integrated Assessment Approach. Journal of AGr. and Resource Economics 26(2):344-367. Bailey K.L. & Lazarovits G. (2003). Suppressing soil-borne diseases with residue management and organic amendments. Soil & Tillage Research 72, 169-180. Bakker M.M., Govers G., Rounsevell M.D.A. (2004), "The crop productivity-erosion relationship: an analysis based on experimental work", Catena, 57 : 55-76. BDB & UGent (2008) Ontwikkelen van een expertsysteem voor het adviseren van het koolstofbeheer in de landbouwbodems. Studie uitgevoerd door de Bodemkundige Dienst van België en de Universiteit Gent, vakgroep Bodembeheer en Bodemhygiëne, in opdracht van de Vlaamse Overheid, Departement Leefmilieu, Natuur en Energie, ALBON, Dienst Land- en Bodembescherming, Bodemkundige Dienst van België, Universiteit Gent Vakgroep Bodembeheer en bodemhygiëne. Beel A., Govers G. en Notebaert B. (2006). Scenario’s voor de reductie van erosie en sedimentaanvoer in Vlaanderen. Studie uitgevoerd in opdracht van de Vlaamse Milieumaatschappij, MIRA/2006/12, 22p. Benjamin J.G., Mikha M., Nielsen D.C., Vigil M.F., Calderón F. & Henry W.B. (2007). Cropping intensity effects on physical properties of a no-till silt loam. Soil Science Society of America Journal 71, 1160-1165. Bloem J., Schouten T., Didden W.A.M., Jagers op Akkerhuis G.A.J.M., Keidel H., Rutgers M. & Breure A.M. (2003). Measuring soil biodiversity: experiences, impediments and research needs. In: Proceedings from the Organisation of Economic Co-operation and Development, (OECD) Expert meeting 'Agricultural impacts on soil erosion and soil biodiversity: developing indicators for policy analysis', Parijs, p. 109-120. Böhme L., Langer U., Böhme F. (2005). Microbial biomass, enzyme activities and microbial community structure in two European long-term field experiments. Agr. Ecosyst. Environ. 109, 141-152. Boon W., Ver Elst P., Deckers S., Vogels N., Bries J., Vandendriessche H. (2009) Wegwijs in de bodemvruchtbaarheid van de Belgische akkerbouw- en weilandpercelen (2004-2007). Bodemkundige Dienst van België. 149 pp. Bries J., Mertens J., Boon W. (2006) Evolutie van het organische stofgehalte in de Vlaamse landbouwgronden. Studiedag “Organische stof in de bodem”, Melle 26 oktober 2006. TI, Genootschap Plantenproducktie & Ecosfeer, Plantenvoeding KVIV, p 5-13. Bussink D.W., van Schöll L., van der Draai H. & van Riemsdijk W.H. (2009). Beter waterbeheer en kwaliteitsmanagement begint op de akker. Nutrient Management Instituut (NMI), Wageningen, 64 p. Cauwenberghs K. (2000) Begroting en ruimtelijke afbakening van sedimentafvoer: bodemerosiemodellering op stroomgebiedsniveau: een bodemerosiekaart voor Vlaanderen, Studiedag Erosiebestrijding in Vlaanderen, Technologisch Instituut, genootschap Land, Natuur en Water, 27/09/2000, Bierbeek. Chaves B., Van Waes J., De Vliegher A., Carlier L. & De Vooght N. (2010). Belgische beschrijvende en aanbevelende rassenlijst voor voedergewassen en groenbedekkers. Mededeling ILVO nr 65, Instituut voor landbouw- en Visserijonderzoek (ILVO), Merelbeke, 95 p. Commission of the European Communities (2002) Communication from the Commission to the Council, the European parliament, the Economic and social Committee and the Committee of the Regions – Toward a thematic Strategy for Soil Protection, Commission of the European Communities, Brussel. Coorevits L. (2009). Beworteling van groenbedekkers in functie van bodemverdichting - consequenties voor de stikstofdynamiek. Thesis, KULeuven, Leuven, 124 p. Cuijpers W., Smeding F. & van der Burgt G. (2008) Bodemgezondheid in de biologische kasteelt, Deel 1: definitiestudie. Louis Bolk Instituut, Driebergen, Nederland. 35 p. Curtin D., Wang H., Selles F., Zentner R.P., Biederbeck V.O., Campbell C.A. (2000). Legume green manure as partial fallow replacement in semiarid Saskatchewan: effect of carbon fluxes. Can. J. Soil Sci. 80, 499-505. Danckaert F. & Delanote L., (2007). Eenvoudige bouwstenen voor een betere bodemkwaliteit: zelf de bodem onderzoeken en beoordelen. Provinciaal Centrum voor de Biologische Teelt (PCBT), Rumbeke-Beitem, 12 p. De Visser M., Hanegraaf M. (2003). Bodemleven: hype of handvat? In Praktijkkompas Rundvee, Wageningen, 2 p. 133 MIRA Achtergronddocument Bodem De Meyer A., Tirry D., Gulinck H. & Van Orshoven J. (2011). Actualisatie MIRA Achtergronddocument Bodem – Thema Bodemafdichting. Ondersteunend onderzoek. Spatial Applications Division, K.U. Leuven, studie uitgevoerd in opdracht van MIRA, Milieurapport Vlaanderen. Desmet P.J.J. & Govers G. (1996) A GIS-procedure for the automated calculation of the USLE-LS factor on topographically complex land units. Journal of Soil and Water Conservation, 51(5): 427-433. D'Haene K., De Neve S., Sleutel S., Kader M.D.A., Gabriels D., Hofman G. (2006). Evolutie van organische stof en organische stoffracties onder verminderde bodembewerking in België. In Organische stof in de bodem (26 oktober 2006), Studiedag ILVO, Melle, België, 45-62. Ducat N., Bock L., Meeus-Verdinne K., Ninane V., François E. (1995). Criteria ter beoordeling van de kwaliteit van de organische stof in de bodem. In: Vanongeval, L., Geypens, M., Honnay,J.P., Landbouwkundige en milieugerichte functies van de organische stof in de bodem. IWONL, Brussel. EC (2002) Naar een thematische strategie inzake bodembescherming. COM (2002) 179 definitief, Mededeling van de commissie aan de Raad, het Europees Parlement, het Economische en Sociaal Comité en het Comité van de Regio's, Europese Commissie (EC). http://eur-lex.europa.eu/Result.do?RechType=RECH_celex&lang=nl&ihmlang=nl&code=52002DC0179. EC (2006) Thematische strategie inzake bodembescherming. Mededeling van de commissie aan de Raad, het Europees Parlement, het Economische en Sociaal Comité en het Comité van de Regio's. Europese Commissie (EC), 13 p. Ecolas (2006) Financiële behoefteraming met betrekking tot bodemsanering, studie uitgevoerd in opdracht van OVAM, www.ovam.be Elsen A., Bries J. (2010) Ploegdiepte en het organische stofgehalte in de bodem. Boer&Tuinder, 6 augustus 2010, pp. 26-27, www.bdb.be. Esteve J.F., Imeson A., Jarman R., Barberis R., Rydell B., Sánchez V.C. & Vandekerckhove L. (2004). Pressures and drivers causing soil erosion. In: Van-Camp L., Bujarrabal B., Gentile A-R., Jones R.J.A., Montanarella L., Olazabal C. & Selvaradjou S.-K. (Eds.), Reports of the Technical Working Groups Established under the Thematic Strategy for Soil Protection. EUR 21319 EN/2, Office for Official Publications of the European Communities, Luxembourg, p. 133-149. Forge T.A., Hogue E., Neilsen G., Neilsen D. (2003). Effects of organic matter mulches on soil microfauna in the root zone of apple: implications for nutrient fluxes and functional diversity of the soil food web. Appl. Soil Ecol. 22, 39-54. Gillabel J., (2010) Verkennen van de invloed van klimaatwijzigingen op bodem organische stof dynamiek over het volledige bodemprofiel, doctoraatsthesis K.U.Leuven, Leuven. Govers G., Vandale K., Desmet P., Poesen J, Bunte K. (1994) The role of tillage in soil redistribution on hillslopes. European Journal of Soil Science, 45(4) : 469-478. Gulinck, H., Meeus, S., Bomans, K., Dewaelheyns, V., Hermans, S. (2007). Milieurapport Vlaanderen MIRA Achtergronddocument Thema Versnippering. Afdeling Bos, Natuur en Landschap; Departement Aard- en omgevingswetenschappen, K.U.Leuven met medewerking van Steenberghen, T. en Wijnants, J., SADL. Hendrickx G., Boon W., Bries J., Kempeneers L., Vandendriessche H., Deckers S., Geypens M. (1992) De chemische bodemvruchtbaarheid van het Vlaamse akkerbouw- en weilandareaal (1989-1991). Bodemkundige Dienst van België – VLM. Hermans I., Elsen A. & Bries J. (2010). Groenbemesters en nitraatresidu. Bodemkundige Dienst van België, Heverlee, 42 p. Houot S., Bodineau G., Rampon J.N., Balesdent J., Le Villio-Poitrenaud M. (2007). Effect of repeated urban compost applications on soil organic matter. In Proceedings International Symposium of organic matter dynamics in agro-ecosystems (16 -19 juli 2007), Poitiers, Frankrijk, 90-91. Ide D. (1985). Onderbodemwoeling van verdichte lagen als bodemverbeteringstechniek. Doctoraat, UGent, Gent. Ide G., Hofman G., Ossemerct C. & Van Ruymbeke M. (1987). Subsoiling: time dependency of its beneficial effects. Soil & Tillage Research 10, 213-223. IPCC (2007) Climate change 2007: The physical science basis. Contribution of working group I to the fourth assessment report of the intergovernmental panel on climate change, (Solomon S, Qin D, Manning M, Chen Z, Marquis M, Averyt Kb, Tignor M, Miller Hl), Cambridge, Cambridge University Press. Imre A.R. & Bogaert J. (2004). The fractal dimension as a measure of the quality of habitats. Acta Biotheoretica 52: 41-56. Jenkinson D.S., Hart P.B.S., Rayner J.H., Parry L.C. (1987). Modelling the turnover of organic matter in long-term experiments at Rothamsted. Intecol Bulletin 15, 1-8. 134 MIRA Achtergronddocument Bodem Jones R.J.A., Le Bissonnais Y., Bazzoffi P., Díaz S.J., Düwel O., Loj, G., Øygarden L., Prasuhn V., Rydell B., Strauss P., Üveges J.B., Vandekerckhove L. & Yordanov Y. (2004). Nature and extent of soil erosion in Europe. In: Van-Camp L., Bujarrabal B., Gentile A-R., Jones R.J.A., Montanarella L., Olazabal C. & Selvaradjou S.-K. (Eds.), Reports of the Technical Working Groups Established under the Thematic Strategy for Soil Protection. EUR 21319 EN/2, Office for Official Publications of the European Communities, Luxembourg, p. 150-190. Kandeler E., Stemmer M., Klimanek E.M. (1999). Response of soil microbial biomass, urease and xylanase within particle size fractions to long-term soil management. Soil Biol. Biochem. 31, 261-273. Karlen D.L., Mausbach M.J., Doran J.W., Cline R.G., Harris R.F. & Schuman G.E. (1997) Soil quality: A concept, definition, and framework for evaluation. Soil Science Society of America Journal 61: 4-10. Koopmans C., Bokhorst J., ter Berg C. & van Eekeren N. (2007). Bodemsignalen: praktijkgids voor een vruchtbare bodem. Roodbont Uitgeverij, Louis Bolk Instituut (LBI), Driebergen, 96 p. Koopmans C.J. & Brands L. (2001). Testkit bodemkwaliteit. Ondersteuning van duurzaam bodembeheer. Louis Bolk Instituut (LBI), Driebergen, 92 p. Koopmans C.J., Smeding F.W., Rutgers M., Bloem J. & van Eekeren N. (2006). Biodiversiteit en bodembeheer in de landbouw. LBI rapport nr. LB14, Louis Bolk Instituut (LBI), Driebergen, 69 p. Kortleven J. (1963). Kwantitatieve aspecten van humusopbouw en humusafbraak. Instituut voor bodemvruchtbaarheid, Groningen, 109 pp. Kurle J.E., Grau C.R., Oplinger E.S. & Mengistu A. (2001). Tillage, crop sequence and cultivar effects on Sclerotinia stem rot incidence and yield in soybean. Agronomy Journal 93, 973-982. Lal R. (2007). Challenges and opportunities in organic matter research. In Proceedings International Symposium of organic matter dynamics in agro-ecosystems (16 -19 juli 2007), Poitiers, Frankrijk, 30-33. Leroy B. (2008). Soil food web, C and N transformations and soil structure: interactions and feedback mechanisms as a function of the quality of exogenous organic matter. Doctoraatsthesis, UGent, Gent, 246 p. Leroy B.L.M., Van den Bosche A., De Neve S., Reheul D., Moens M. (2007). The quality of exogenous organic matter: Short-term influence on earthworm abundance. Eur. J. Soil Biol. 43, 196-200. LNE (2009a) Organische stof in de bodem, sleutel tot bodemvruchtbaarheid. Brochure LNE, dienst land- en bodembescherming, www.lne.be. LNE (2009b) Koolstofsimulator, adviessysteem voor het koolstofbeheer in akkergronden, handleiding bij het rekenmodel, LNE, Brussel, www.lne.be. Lupwayi N., Rice W.A. & Clayton G.W. (1998). Soil microbial diversity and community structure under wheat as influenced by tillage and crop rotation. Soil Biology & Biochemistry 30, 1733-1741. Mäder P., Fliessbach A., Dubois D., Gunst L., Fried P. & Niggli U. (2002). Soil fertility and biodiversity in organic farming. Science 296, 1694-1697. Marschner P., Kandeler E. & Marschner B. (2003). Structure and function of the soil microbial community in a long-term fertilizer experiment. Soil Biology & Biochemistry 35, 453-461. Meeus S., Gulinck H. (2004). Verstening als milieuvariabele. Eindverslag van het Ondersteunend Onderzoek rond versnippering voor het Milieurapport 2003-2004. VMM en Laboratorium voor Bos, Natuur en Landschap, KULeuven. 66p. Merckx T., Van Dyck H., Karlsson B. & Leimar O. (2003). The evolution of movements and behaviour at boundaries in different landscapes: a common arena experiment with butterflies. Proceedings of the Royal Society of London series B-biological sciences 270: 1815-1821. Meuffels G. (2010). Rapport BodemBreed Interreg Vlaanderen-Nederland. Velddemonstraties Nederlands Limburg 2009. Praktijkonderzoek Plant en Omgeving (PPO), Wageningen, 62 p. Meul M., Nevens F. & Reheul D. (2004). Genetische diversiteit van landbouwgewassen in Vlaanderen. Stedula publicatie 7. Steunpunt Duurzame Landbouw, Gontrode, België. 58 p. Moolenaar S.W. & Hanegraaf M. (2008). Bodembeheer & bodembiodiversiteit. Nutrient Management Instituut (NMI), Wageningen, 23 p. Moore J.M., Klose S. & Tabatabai M.A. (2000). Soil microbial biomass carbon and nitrogen as affected by cropping systems. Biology and Fertility of Soils 31, 200-210. Mulier A., Nevens F., Hofman G. (2006) Daling van de organische stof in Vlaamse landbouwgronden. Analyse van mogelijke oorzaken en aanbevelingen voor de toekomst. Stedula, publicatie 24, januari 2006. Mulier A., Nevens F., Meul M. & Hofman G. (2005) Indicatoren voor bodemkwaliteit: Ontwikkeling van een raamwerk en verkenning van de mogelijkheden voor monitoring op beleids- en bedrijfsniveau. Stedulapublicatie 16, Steunpunt Duurzame Landbouw (Stedula), Gontrode, 32 p. 135 MIRA Achtergronddocument Bodem NCRS (1999). Soil Quality Test Kit Guide. Natural Resources Conservation Service (NRCS), Washington, 88 p. http://soils.usda.gov/SQI/assessment/test_kit.html. Ninane V., Goffart J.P., Meeus-Verdinne K., Destain J.P., Guiot J., François E. (1995). Inbreng van organisch materiaal en de gevolgen op landbouwkundig en milieukundig vlak. In: Geypens M, Honnay JP. (Eds.) Landbouwkundige en milieugerichte functies van de organische stof in de bodem. Comité voor onderzoek van de organische stof in de bodem. IWONL project, pp 67-103. OVAM (1996) Basisinformatie voor risico-evaluatie, OVAM, Mechelen. OVAM (1998) Decreet van 22 februari 1995 betreffende de bodemsanering (gewijzigde versie), OVAM, Mechelen. OVAM (2001) Financiële behoefteraming met betrekking tot bodemsanering, OVAM. OVAM (2002) Vlaams reglement betreffende de bodemsanering, OVAM, Mechelen, officieuze gecoördineerd tekst, www.ovam.be. OVAM (2004a) Basisinformatie voor risico-evaluaties Deel 2 Uitvoeren van een locatiespecifieke risico-evaluatie, www.ovam.be. OVAM (2004b) Basisinformatie voor risico-evaluaties. Deel 3-H Formularium Vlier-Humaan, www.ovam.be. OVAM (2007) Bepaling van risico’s door uitloging en beschrijving evolutie van de bodemkwaliteit - Deel 1: Opstellen methodiek en Deel 2: Handleiding uitloging. OVAM (2009a) Standaardprocedure oriënterend bodemonderzoek, www.ovam.be. OVAM (2009b) Standaardprocedure beschrijvend bodemonderzoek, www.ovam.be. OVAM (2009c) Uitdamping en bodemverontreiniging. Deel 1: bodemlucht- en binnenluchtmetingen: veldwerk en analyses. Paauw J. (2006). Aan de slag met erosie. Ploegloze grondbewerking in beweging (2004-2006). PPO rapport 5115105. Praktijkonderzoek Plant & Omgeving (PPO), Wageningen, 18 p. Parton W. J. (1996). The CENTURY model. In: D. S. Powlson, P. Smith, and J. U. Smith, (Eds.), Evaluation of soil organic matter models using existing long-term datasets, Springer-Verlag, Berlin, Germany, pp. 283-293. Peacock A.D., Mullen M.D., Ringelberg D.B., Tyler D.D., Hedrick D.B., Gale P.M. & White D.C. (2001). Soil microbial community responses to dairy manure or ammonium nitrate applications. Soil Biology & Biochemistry 33, 1011-1019. Pimm S., Jones H. & J. Diamond. (1988). On the risk of extinction. American Naturalist 132: 757-785. Poesen J., Govers G., Goossens D. (1996) Verdichting en erosie van de bodem in Vlaanderen., Tijdschrift van de Belg. Ver. Aardr. Studies – BEVAS, 2 : 141-181. Poesen J., Verstraeten G., Soenens R. & Seynaeve L. (2001) Soil losses due to harvesting of chicory roots and sugar beets: an underrated geomorphological process ? Catena, 43 (1): 35-47. Rahman L., Chan K.Y. & Heenan D.P. (2007). Impact of tillage, stubble management and crop rotation on nematode populations in a long-term field experiment. Soil & Tillage Research 95, 110-119. Reubens B., D’Haene K., D’hose T. & Ruysschaert G. (2010). Bodemkwaliteit en landbouw: een literatuurstudie. Studie in opdracht van het Interregproject BodemBreed, Instituut voor landbouw- en Visserijonderzoek (ILVO), Merelbeke, 203 p. Robert M., Nortcliff S., Yli-Halla M., Pallière C., Baritz R., Leifeld J., Bannick C.G. & Chenu C. (2004). Functions, roles and changes in SOM. In: Van-Camp L., Bujarrabal B., Gentile A-R., Jones R.J.A., Montanarella L., Olazabal C. & Selvaradjou S.-K. (Eds.), Reports of the technical working groups established under “Thematic strategy for soil protection”. EUR 21319 EN/3, Office for official publications of the European Communities, Luxembourg, p. 317-332. Romig D.E., Garlynd M.J. & Harris R.F. (1996). Farmer-based assessment of soil quality: a soil health scorecard. In: Doran J.W. & Jones A.J. (Eds.), Methods for assessing soil quality, Soil Science Society of America (SSSA), Madison, p. 39-60. Romkens P.F.A.M., Van der Plicht J, Hassink J. (1999). Soil organic matter dynamics after the conversion of arable land to pasture. Biol. Fert. soils 28, 277-284. RSV (2004). Ruimtelijke Structuurplan Vlaanderen. Ministerie van de Vlaamse Gemeenschap Departement Leefmilieu en Infrastructuur Administratie Ruimtelijke Ordening, Huisvesting, Monumenten en Landschappen Afdeling Ruimtelijke planning. Ruysschaert G., Poesen J., Auerswald A., Verstraeten G. & Govers G. (2007a) Soil losses due to potato harvesting at the regional scale in Belgium, Soil Use and Management, 23, 156-161. 136 MIRA Achtergronddocument Bodem Ruysschaert G., Poesen J., Verstraeten G. & Govers G. (2005) Interannual variation of soil losses due to sugar beet harvesting in West Europe, Agriculture, Ecosystems & Environment, 107, 317 - 329. Ruysschaert G. (2005). Spatial and temporal variability of soil losses due to crop harvesting. Doctoraal proefschrift, departement geografie-geologie, K.U.Leuven, Leuven. Ruysschaert G., Poesen J., Verstraeten G., Govers G. (2006). Soil losses due to mechanized potato harvesting. Soil & Tillage Research 86, 52-72. Ruysschaert G., Poesen J., Wauters A., Govers G., Verstraeten G. (2007b). Factors controlling soil loss during sugar beet harvesting at the field plot scale in Belgium. European Journal of Soil Science 58, 1400-1409. Sandor R. & Skees J. (1999). Creating a Market for Carbon Emissions, Opportunities for U.S. Farmers, Magazine of the American Agricultural Economics Association. Shepherd T.G. (2000). Visual Soil Assessment. Volume 1. Field guide for cropping and pastoral grazing on flat to rolling country. Horizons.mw & Landcare Research, Palmerston North, 84 p. Shepherd T.G., Stagnari F., Pisante M. & Benites J. (2008) Visual soil assessment. Field Guides. Annual crops. Food and Agriculture Organization (FAO), Rome, 26 p. ISBN 978-92-5-105937-1. Soenens R. (1997) Bodemverlies bij het rooien van wortelgewassen. Unpublished M.Sc. thesis, Department of Geography, K.U.Leuven, Leuven. Steel H., de la Peña E., Fonderie P., Willekens K., Borgonie G. & Bert W. (2010). Nematode succession during composting and the potential of the nematode community as an indicator of compost maturity. Pedobiologia International Journal of Soil Biology 53, 181-190. ter Berg C., Bokhorst J., van Eekeren N. & Heeres E. (2006). Bodem in zicht: beoordelen en verbeteren van de bodemkwaliteit. Louis Bolk Instituut (LBI), Driebergen. Thorup-Kristensen K., Magid J. & Jensen L.S. (2003). Catch crops and green manures as biological tools in nitrogen management in temperate zones. Advances in Agronomy 79, 227-302. Tugel A.J., Seiter S., Friedman D., Davis J., Dick R.P., McGrath D. & Weil R.R. (2001). Locally led conservation activities: developing a soil quality assessment tool. In: Stott D.E., Mohtar R.H. & Steinhardt G.C. (Eds). Sustaining the Global Farm, 10th International Soil Conservation Organization Meeting, West Lafayette, p. 529534. Valckx J., Govers G., Hermy M. & Muys B. (2009a) Dieper graven naar het belang van regenwormen in duurzaam akkerbeheer - een toolkit voor ecologische erosiecontrole. Project 040681 (2005-2009) in het kader van het programma Landbouwkundig Onderzoek van het Instituut voor de Aanmoediging van Innovatie door Wetenschap en Technologie in Vlaanderen (IWT), Leuven, 34 p. Valckx J., Govers G., Hermy M. & Muys B. (2009b) Functionele biodiversiteit en duurzame akkerbouw in erosiegevoelige gebieden: een regenwormen toolkit voor de landbouwer. Eindrapport van project 040681 (20052009) in het kader van het programma Landbouwkundig Onderzoek van het Instituut voor de Aanmoediging van Innovatie door Wetenschap en Technologie in Vlaanderen (IWT), Leuven, 35 p. Van Camp L., Bujarrabal B., Gentile A.R., Jones R.J.A., Montanarella L., Olazabal C., Selvaradjou S.K. (2004). Reports of the Technical Working Groups Established under the Thematic Strategy for Soil Protection. EUR 21319 EN/3, 872 pp. Office for Official Publications of the European Communities, Luxembourg. Van de Vreken P., Van Holm L., Diels J., Van Orshoven J. & Gobin A. (2009) Verkennende studie betreffende bodemverdichting in Vlaanderen en afbakening van risicogebieden voor bodemverdichting: tussentijds rapport. K.U.Leuven, Leuven, 115 p. van den Akker J.J.H. & de Groot W.J.M. (2008) Een inventariserend onderzoek naar ondergrondverdichting van zandgronden en lichte zavels. Alterra, Wageningen, 77 p. Van den Broeck H., Patyn J., Hermans V., Van Cleuvenbergen R. (2007) Gelijkwaardigheid van verschillende analysemethoden voor de bepaling van organische koolstof in bodem. Studie uitgevoerd in opdracht van LNE, VITO, 2007/MIM/R/173, Mol, www.emis.vito.be. Van Den Eeckhaut M., Poesen J., Verstraeten G., (2007). Opstellen van een gevoeligheidskaart met betrekking tot massabewegingen (massatransport) voor de Vlaamse Ardennen. Rapport in opdracht van Vlaamse Overheid, Departement Leefmilieu, Natuur en Energie, Afdeling Land en Bodembescherming, Ondergrond, Natuurlijke Rijkdommen. van Eekeren N. & de Boer H. (2008a). Soil compaction by slurry injection and the effect on soil quality. Multifunctional grasslands in a changing world 1, 763. van Eekeren N., Bommele L., Bloem J., Schouten T., Rutgers M., de Goede R., Reheul D. & Brussaard L. (2008b) Soil biological quality after 36 years of ley-arable cropping, permanent grassland and permanent arable cropping. Applied Soil Ecology 40, 432-446. 137 MIRA Achtergronddocument Bodem van Eekeren N., Heeres E. & Smeding F. (2003). Leven onder de graszode: Discussiestuk over het beoordelen en beïnvloeden van bodemleven in de biologische melkveehouderij. Rapport nr. LV 52, Louis Bolk Instituut (LBI), Driebergen, 148 p. Van Esch L. (2003) Bodemverliezen ten gevolge van het rooien van wortelen (Daucus carota L.) Unpublished M.Sc. thesis, Department of Geography, K.U.Leuven, Leuven. van Geel W.C.A., Dekker P., de Groot W.J.M. & van den Akker J.J.H. (2007). Structuurherstellend vermogen van groenbedekkers. Praktijkonderzoek Plant & Omgeving (PPO), Wageningen, 60 p. Van Hoestenberghe T., Eylenbosch J., Voet M. (2006) Sedimenttransport meten in onbevaarbare waterlopen in Vlaanderen, Water 26, vzw Water. Van Kerckhoven S., Riksen M., Cornelis W.M. (2009). Afbakening van gebieden gevoelig aan winderosie in Vlaanderen. Eindrapport, Universiteit Gent, Vakgroep Bodembeheer, 79p. Van Muysen, W., Govers, G., Van Oost, K., Van Rompaey, A. (2000). The effect of tillage depth, tillage speed and soil condition on chisel tillage erosivity. Journal of Soil and Water Conservation, 3: 354-363. Van Oost K., Govers G., Desmet P. (2000) Evaluating the effects of changes in landscape structure on soil erosion by water and tillage, Landscape Ecology, 15 (6): 597-591. Van Oost K., Govers G., Quine T., Heckrath G., Olesen J.E., De Gryze S., Merckx R. (2005), Landscape-scale modeling of carbon cycling under the impact of soil redistribution. The role of tillage erosion, Global Biogeochemical Cycles, 19 (4): 1-13. Van Ormelingen A. (2007). Niet-kerende bodembewerking: vergelijkende studie tussen België en Nederland. Thesis, Katholieke Hogeschool Kempen, Geel, 116 p. Van Orshoven J. & Vandenbroucke D. (1993) Handleiding bij AARDEWERK. Databestand van bodemprofielgegevens. Rapport 18 A, Instituut voor de aanmoediging van het Wetenschappelijk Onderzoek in Nijverheid en Landbouw, Comité voor de Ontwikkeling van een Bodeminformatiesysteem en Instituut voor Landen Waterbeheer – K.U.Leuven. 43 pp. Vanden Auweele W., Boon W., Bries J., Coppens G., Deckers S., Elsen F., Mertens J., Vandendriessche H., Ver Elst P., Vogels N. (2004) De chemische bodemvruchtbaarheid van het Belgische akkerbouw- en weilandareaal 2000-2003. BDB-VMM-ALT. Vandergeten J.-P. & Roisin C. (2004). Ploegloze teelttechnieken in de suikerbietenteelt. De technische Gidsen van het Koninklijk Belgisch Instituut tot Verbetering van de Biet (KBIVB), KBIVB, Tienen, 22 p. Vanongeval L., Geypens M., Honnay J.P.(1995) Landbouwkundige en milieugerichte functies van de organische stof in de bodem. IWONL, Brussel. Verbeylen G., De Bruyn L., Adriaensen F. & Matthysen E. (2003). Does matrix resistance influence Redsquirrel (Sciurus vulgarisL. 1758) distribution in an urban landscape? Landscape Ecology 18: 791-805. Verstraeten G. (2000) Modderoverlast, sedimentatie in wachtbekkens en begroting van de sedimentexport naar waterlopen in Midden-België, doctoraatsverhandeling Wetenschappen-Geografie, K.U.Leuven. Verstraeten G., Poesen J., Steegen A., Govers G. (1999) Bodemerosie door water: bron van vele milieuproblemen in Vlaanderen. @WEL, 2, 8 p. Verstraeten G., Van Oost K., Van Rompaey A., Poesen J. & Govers G. (2001) Integraal land- en waterbeheer in landelijke gebieden met het oog op het beperken van bodemverlies en modderoverlast (proefproject gemeente Gingelom) – eindrapport juli 2001. In opdracht van: Ministerie van de Vlaamse gemeenschap – afdeling Land, 67 pp. VITO (2002) Bodemonderzoek, bodemnormen en risico-evaluatie bodemverontreiniging, VITO, Mol. VLM (2010) Voortgangsrapport Mestbank 2010 over het mestbeleid in Vlaanderen, VLM, Brussel. Schauvliege J., Vlaams minister voor Openbare Werken, Energie, Leefmilieu en Natuur (2004) Beleidsnota Leefmilieu en Natuur 2004-2009, Vlaamse Regering, Brussel. Walkley A. & C. A. Black (1934). An examination of the Degtareff method for determining soil organic matter and a proposed modification of the chromic acid titration method. Soil Sci., 37: 29-38. Wardle D.A. (1995). Impacts of disturbance on detritus food webs in agro-ecosystems of contrasting tillage and weed management practices. In: Begon M. & Fitter A.H. (Eds.). Advances in Ecological Research. Academic Press, New York, p. 105-185. Wischmeier W.H., Smith D.D. (1978) Predicting rainfall erosion losses: a guide to conservation planning. USDA Agr. Handbook 537, USA. 138 MIRA Achtergronddocument Bodem Begrippen Afdichting: kwantitatieve benadering van de fractie (0 – 100 %) van het bodemoppervlakte waarop een artificieel, waterondoorlatend oppervlak (vb. gebouwen, wegen en andere constructies van antropogene oorsprong) is aangebracht zodanig dat het water niet meer kan infiltreren, maar afstroomt via het verharde oppervlak. Ambtshalve bodemsanering: ambtshalve bodemsanering is de sanering die in opdracht van de OVAM wordt uitgevoerd wanneer de persoon die tot bodemsanering moet overgaan dit niet of onvoldoende doet, wanneer noch eigenaar noch gebruiker van de gronden waarop bodemverontreiniging tot stand kwam saneringsplichtig is, of wanneer de bodemverontreiniging een onmiddellijk gevaar vormt en OVAM veiligheidsmaatregelen kan treffen. Bebouwing: de omzetting van niet-bebouwde in bebouwde ruimte (op kadastraal niveau). Bouwvoor: de bovenste laag van de bodem die bewerkt wordt. Vaak 23 à 30 cm, afhankelijk van de ploegdiepte. Brownfield: een geheel van verwaarloosde of onderbenutte gronden die zodanig zijn aangetast, dat zij kennelijk slechts gebruikt of opnieuw gebruikt kunnen worden door middel van structurele maatregelen. Effectief organische stof: effectieve organische stof wordt in deze werkwijze gedefinieerd als dat deel van het organische materiaal afkomstig van een bepaalde bron (bv. gewas, organische meststoffen,…) dat 1 jaar na toediening nog in de bodem aanwezig is en dus nog niet gemineraliseerd is. Men noemt dit ook wel eens meer algemeen ‘de stabiele organische stof’. Erosie: is het proces van slijtage van een vast oppervlak waarbij materiaal wordt verplaatst of geheel verdwijnt. Gereduceerde bodembewerking: grondbewerking waarbij de gond niet geploegd wordt. De bovengrond (ongeveer de bovenste 7 tot 15 cm) wordt vaak wel bewerkt. Dit kan meer of minder intensief gebeuren. Denk bijvoorbeeld aan een bewerking met de rotoreg of pennenfrees, maar ook aan het injecteren van drijfmest. Humus: humus is het traag afbreekbare deel van de organische stof in de bodem. Koolstofvastlegging: proces van opname van koolstof, zodat het niet meer beschikbaar is als koolstofdioxide in de atmosfeer. Maaiveld: bodemoppervlak. pF: het verband tussen zuigspanning en vochtgehalte van een grond kan grafisch weergegeven worden door middel van de zgn. waterretentie- of pF curve. De zuigspanning kan hierbij uitgezet worden in bar, cm H2O, atm. of MPa en het vochtgehalte in volume procenten aan water. Om praktische redenen zet men echter het logaritme van de zuigspanning, uitgedrukt in cm H20, uit en spreekt men van pF-waarden. Run-off: de afstroom van water over land. Verdichting: het samendrukken van de bodem door externe mechanische krachten met het verlies van de bodemstructuur en afname van waterdoorlaatbaarheid als gevolg. Verharding: het wijzigen van de aard en/of toestand van het bodemoppervlak door compactie (i.e. verdichting) of door het aanbrengen van artificiële, (semi-) ondoorlaatbare materialen ‘met de bedoeling de draagkracht te verhogen’ (i.e. verstening). Verontreinigingspluim: hen bodem die verontreinigd is, vertoont meestal twee gedeeltes: de verontreinigingsbron en de verontreinigingspluim. De verontreinigingsbron is de plaats waar de verontreiniging is ontstaan. Indien de verontreiniging zich bevindt tot in de verzadigde zone (= onder de grondwatertafel), dan is de kans reëel dat deze verontreiniging van de bron weg, verder in de bodem wordt verspreid door de grondwaterstroming. Men noemt dit het ontstaan van de verontreinigingspluim. Versmering: versmering krijg je wanneer fijne grond te vochtig is als je die gaat bewerken. Hierbij wordt over een aanzienlijke oppervlakte in de bodem een bodemlaagje dichtgesmeerd, wat een ernstige vorm van beschadiging van bodemstructuur betekent. Het resultaat is een beperking in de gasuitwisseling. Versnippering: kwalitatieve benadering van de versnijding van landschappen door infrastructuur en bebouwing en het verscherpen van contrasten tussen naburige eenheden van bodemgebruik. Verstedelijking: geografisch of planologisch ruim begrip dat uitdrukking geeft aan de uitbreiding van het geheel van bouwsels van menselijke oorsprong dat volledig of gedeeltelijk bestaat uit stenig, hard materiaal (beton, baksteen, natuursteen, asfalt of andere niet-natuurlijke harde materialen) én met de functie wonen, industrie, transport, diensten, recreatie en handel. Verstening: kwalitatieve benadering (versteend of niet versteend) op grote schaal (m²-niveau) voor de stenige verharding op het oppervlak, door urbanisatie en meer algemeen bebouwing en verkeersinfrastructuur en allerlei kleine artificiële objecten. Zinkslakken: onder zinkslakken, -assen en sintels wordt verstaan het vaste afvalproduct dat ontstaan is bij zinkproductie in het verleden en dat vaak als puur product werd toegepast in ophogingen, wegfunderingen, erfverhardingen en halfverhardingen. 139 MIRA Achtergronddocument Bodem Afkortingen BATNEEC: Best Available Technology Not Entailing Excessive Cost BBO: beschrijvend bodemonderzoek BSP: bodemsaneringsproject BSW: bodemsaneringswerken OBO: oriënterend bodemonderzoek VLAREM: Vlaams Reglement betreffende Milieuvergunning 140
