1 Inleiding
Ecosystemen wereldwijd staan onder toenemende druk door de groei van de menselijke bevolking, die naar verwachting zal oplopen tot 9 miljard tegen 2050 (Vitousek et al., 1997). Daarnaast is het inmiddels algemeen erkend dat wereldwijde veranderingen, zoals klimaatverandering, habitatverlies, introductie van invasieve soorten, vervuiling en overexploitatie, bijdragen aan de snelle achteruitgang en zelfs het uitsterven van veel soorten. Biodiversiteit, de variatie aan levensvormen binnen een ecosysteem, is nauw verbonden met de veerkracht en goede werking van ecosystemen. Hierdoor speelt biodiversiteit een cruciale rol in het leveren van ecosysteemdiensten, zoals voedselproductie, waterzuivering en klimaatregulatie (Cardinale et al., 2012). Het behoud van biodiversiteit is daarom van groot belang voor de duurzame werking van ecosystemen, maar vereist in toenemende mate actieve menselijke interventies. Aquatische ecosystemen behoren tot de meest kwetsbare systemen ter wereld, met een groot verlies aan soorten als gevolg van habitatvernietiging en andere menselijke invloeden (Allan & Flecker, 1993). Antropogene veranderingen, zoals het bouwen van pompgemalen, waterkrachtcentrales, dammen, dijken en sluizen, hebben geleid tot verstoringen in de natuurlijke morfodynamische processen van rivieren (Hohensinner et al., 2008). Deze ingrepen hebben de riviermorfologie ingrijpend veranderd, wat resulteert in hydrologische en geomorfologische veranderingen die de ecologische kwaliteit van rivierecosystemen verslechteren (Dobson et al., 1997). De gevolgen hiervan zijn onder andere een afname van de natuurlijke loopdynamiek, het verlies van longitudinale en laterale connectiviteit, en de ontkoppeling van habitats die gerelateerd zijn aan overstromingsgebieden (Schmutz et al., 2014). Ondanks deze uitdagingen spelen functioneel intacte en biodiverse zoetwaterecosystemen een unieke en onmisbare rol voor de samenleving door hun producerende (bijv. voedsel), regulerende (bijv. afvalverwerking) en culturele (bijv. recreatie) ecosysteemdiensten (Postel & Carpenter, 1997). Om deze waardevolle ecosystemen te beschermen en herstellen, is het ontwikkelen van milieurichtlijnen, zoals de Europese Kaderrichtlijn Water (KRW), het opstellen van beheerplannen en het uitvoeren van rivierherstelprojecten van groot belang (EP, 2000).
1.1 De Europese Kaderrichtlijn water
Eén van de belangrijkste milieurichtlijnen voor aquatische systemen in Europa is de Europese Kaderrichtlijn Water (KRW). Deze richtlijn is sinds 22 december 2000 van kracht en tekent een uniform waterbeleid uit in de hele Europese Unie. Het doel van de KRW is (1) de watervoorraden en de waterkwaliteit in Europa veilig stellen en (2) de gevolgen van overstromingen en perioden van droogte afzwakken. Om deze doelen te bereiken, verplicht de KRW de lidstaten om duurzaam met water om te gaan door o.a. beheerplannen te laten opstellen per stroomgebied. De KRW stelt voor alle waterlichamen de ‘goede toestand’ als doel voorop. Voor natuurlijke oppervlaktewateren betekent dit onder meer een goede ecologische toestand, die bepaald wordt door enkele biologische kwaliteitselementen (bv. fytoplankton, macrofyten, fytobenthos, macro-invertebraten, vissen,…) en een aantal hydromorfologische, chemische en fysisch-chemische parameters. Voor kunstmatige en sterk veranderde oppervlaktewateren kunnen de doelstellingen echter lager liggen en is het doel een goed ecologisch potentieel. Bij de eindbeoordeling worden de waterlichamen ingedeeld in klassen (zeer goed, goed, matig, ontoereikend en slecht). Daarbij bepaalt de minst goede score de eindscore (‘one out, all out’-principe). In de afgelopen jaren werden de Europese rivieren intensief gemonitord in functie van de doelstellingen van de KRW. De goede ecologische toestand werd echter over gans Europa voor slechts 40% van de waterlichamen behaald (Haase et al., 2013). In Vlaanderen werden alle waterlichamen onderverdeeld in (1) grotere watersystemen, de zogenaamde Vlaamse oppervlaktewaterlichamen, (2) kleinere waterlichamen, de zogenaamde lokale oppervlaktewaterlichamen van eerste orde en (3) lokale oppervlaktewaterlichamen van tweede orde. Van de 506 Vlaamse waterlichamen en lokale waterlichamen van eerste orde zijn er slechts 2 (0,4 %) die de goede toestand of het goede ecologische potentieel halen bij de meest recente evaluatie. Het vooropgestelde doel wordt dus quasi nergens gehaald. Geen enkel waterlichaam haalt de zeer goede toestand. 75 % van de waterlichamen wordt als slecht of ontoereikend beoordeeld wat impliceert dat er nog ingrijpende maatregelen nodig zijn om de goede toestand te halen. Dit zorgwekkend resultaat suggereert dat er veel meer inspanningen nodig zijn om de doelstellingen van de KRW te bereiken, vooral inzake de aanpak van de stikstof- en fosforverliezen uit de landbouw, de verdere uitbouw en verbetering van de openbare waterzuivering en de verbetering van de hydromorfologische kwaliteitselementen.
1.2 Rivierherstel
Rivierherstelprojecten hebben tot doel de ecosysteemdiensten te laten toenemen en, idealiter, beschadigde zoetwatersystemen te herstellen zonder stroomafwaartse en kust-ecosystemen in het gedrang te brengen (Palmer et al., 2005). Er is een groeiende belangstelling voor het toepassen van rivierherstel om de talrijke milieuproblemen die het gevolg zijn van menselijk gebruik van zoetwaterecosystemen op te lossen. Tegenwoordig wordt rivierherstel wereldwijd toegepast (Henry et al., 2002). Meerdere degradatiefactoren vormen een drijfveer voor deze rivierherstelwerken, waarbij verlies en homogenisatie van het aquatisch habitat vooropgesteld werden als meest voorkomende. Deze twee factoren worden gevolgd door aantasting van fauna- en flora, verstoring van de ecologische continuïteit, oeverdestabilisatie, kanaalincisie, verlies van overstromingsgebieden, veranderingen in stromingsregime, achteruitgang in waterkwaliteit, etc. (Morandi et al., 2014). Door de grote verscheidenheid aan degradatiefactoren, worden er vaak verschillende herstelmaatregelen uitgevoerd, afhankelijk van de drijfveer voor de herstelwerken. Rivierherstel kan passief zijn, waarbij waterbeheerders de natuurlijke processen hun gang laten gaan om de rivieren langzaam te hervormen en de natuurlijke heterogeniteit te herstellen (Gillilan et al., 2005). Als alternatief kunnen waterbeheerders specifieke en actieve maatregelen nemen om, bijvoorbeeld, de kanaalvorm en structuur te wijzigen en/of om variaties in stromingen te herintroduceren, rekening houdende met het feit dat riviersystemen van nature dynamische systemen zijn. Nog andere herstelbenaderingen zijn gericht op het aanpakken van de vervuiling om de waterkwaliteit te verbeteren (Giller, 2005). De meest voorkomende herstelmaatregelen zijn habitat- en stroomgeulherstel. Dit gebeurt vaak door het toevoegen van structurele elementen (zoals dood hout), het herinrichten van oevers, het verwijderen van barrières zoals dammen, en het hermeanderen van de waterloop (Morandi et al., 2014).
Het herstel van de waterlopen tot hun oorspronkelijke toestand is echter vaak niet langer mogelijk door gewijzigd landgebruik en andere randvoorwaarden. Toch kon de waterbeheerder (Vlaamse Milieu Maatschappij, VMM) in het najaar van 2016 in de vallei van de Zwarte Beek te Limburg starten met enkele relatief grote habitatherstelmaatregelen, zoals hermeandering en het saneren van enkele vismigratieknelpunten, met als doel het herstel van functionele habitats. Hierbij werd getracht om een zo goed mogelijke abiotische uitgangspositie te creëren, waarna het riviersysteem zich verder spontaan en natuurlijk kan ontwikkelen. Palmer et al. (2005) stelden vijf criteria op die behaald moeten worden om een rivierherstelproject als ecologisch succesvol te beschouwen: (1) Het doel van het rivierherstelproject is om de rivier te herstellen naar de minst gedegradeerde en meest ecologische/dynamische toestand mogelijk, gezien de regionale context; (2) Een ecologisch succesvol rivierherstelproject brengt meetbare veranderingen in fysisch-chemische en biologische componenten met zich mee (bv. herstel van een uitgestorven vispopulatie, verbeterde waterkwaliteit, aanwezigheid van een seizoensgebonden overstromingsgebied,…); (3) Er worden hydrologische, geomorfologische en ecologische omstandigheden gecreëerd waardoor de herstelde rivier een veerkrachtig (‘resilient’) en zelfvoorzienend systeem wordt, m.a.w. een systeem dat de capaciteit heeft om zich aan te passen aan veranderingen in de omgeving. Herstelprojecten moeten dus focussen op het herstel van natuurlijke rivierprocessen zoals uitwisselingen tussen rivieren en overstromingsgebieden, retentie van organisch materiaal, dispersie van soorten, …; (4) Er wordt geen lange termijn schade toegebracht aan het systeem en (5) de resultaten van het rivierherstelproject worden gemonitord en de informatie wordt ter beschikking gesteld (Palmer et al., 2005).
1.3 Ecologische respons
De KRW heeft in Europa geleid tot een toename in het aantal pogingen om Europese rivieren hydromorfologisch te herstellen. Vanuit een ecologisch standpunt blijft de vraag echter of deze hydromorfologische herstelwerken ook effectief zijn om de biota te verbeteren, maar data over de ecologische respons van rivieren op herstelpogingen is echter schaars (Haase et al., 2013). Slechts een beperkt aantal studies hebben significante verbeteringen in de biota waargenomen als gevolg van rivierherstelwerken (Edwards et al., 1984; Friberg et al., 1998; Jungwirth et al., 1993; Shields et al., 2007). Andere onderzoeken hebben aangetoond dat habitatverbetering slechts resulteerde in een lichte verbetering van de biota en in sommige gevallen werd er helemaal geen biologische respons gedetecteerd (Bernhardt & Palmer, 2011; Jähnig et al., 2009; Lepori et al., 2005; Roni et al., 2008; Sundermann et al., 2011; Violin et al., 2011). Zoals opgemerkt door Palmer et al. (2010), beperkten de meeste van deze onderzoeken zich echter tot één taxa-groep en/of ontbrak er een grondig doordachte opzet van de studie (Palmer et al., 2010). Een grondige en gestandaardiseerde evaluatie van rivierherstelmaatregelen zou nochtans in regel onderdeel moeten uitmaken van elk herstelproject om kennisopbouw te garanderen en lessen te trekken uit het succes en het falen van een project (Morandi et al., 2014). Het ecologisch succes van de rivierherstelwerken kan geëvalueerd worden op basis van het al dan niet bereiken van de goede ecologische toestand of goed ecologisch potentieel zoals gedefinieerd door de KRW. De KRW heeft hiervoor een officieel beoordelingssysteem opgesteld. Dit beoordelingssysteem maakt gebruik van drie aquatische groepen, namelijk (1) vissen, (2) benthische macro-invertebraten en (3) macrofyten.
1.3.1 Ecologische respons van vissen
De aanwezige visfauna is een belangrijke indicator voor de toestand van het oppervlaktewater. De verspreiding en de lokale abundantie van vissen is sterk afhankelijk van plaatselijke stroomkenmerken zoals diepte, stroomsnelheid, substraat en schuilmogelijkheden. Bepaalde combinaties van deze factoren resulteren voor verschillende vissoorten (of zelfs levensstadia) in geschikte levensomstandigheden. Elke vissoort heeft zo zijn eigen optimum of preferenties voor deze factoren. Er werd, bijvoorbeeld, vastgesteld dat rheofiele (stroomminnende) soorten – zoals kopvoorn, serpeling en barbeel - een voorkeur hebben voor meanderende secties van omleidingskanalen evenals de bovenloopsecties van waterlopen (Pilcher & Copp, 1997). Limnofiele soorten met een voorkeur voor stilstaand water met rijke beplanting - zoals baars, snoek en zeelt – werden meer aangetroffen in rechtgetrokken secties. Er is een lineair verband tussen de heterogeniteit van een waterloop - beschreven als de variabiliteit in maximale diepte op verschillende transecten - en het totale soortenaantal. Bijgevolg resulteren veranderingen in stroomkenmerken in veranderingen in het visbestand. Kanalisatie van beken vermindert zowel de soortendiversiteit als de biomassa aanzienlijk in vergelijking met ongekanaliseerde delen van dezelfde rivier (Lau et al., 2006). De oorzaken van degradatie van het visbestand zijn de verandering in het fysische habitat van de waterloop en/of de oevers en de afname van de laterale connectiviteit. Kanalisatie vormt dus een regelrechte bedreiging voor de overleving van vele vissoorten, aangezien waardevolle, habitatspecifieke (rheofiele) soorten stelselmatig verdwijnen (Pilcher & Copp, 1997). Naast grootschalige rivierherstelprojecten, kunnen ook kleinschalige habitatverbeterende maatregelen leiden tot een verbetering in het habitatspecifieke visbestand. Deze maatregelen zorgen lokaal voor een verhoogde diversiteit in diepte en stroomsnelheid, waardoor een meer complexe microhabitatstructuur wordt gecreëerd. Een herstelde waterloop kan een gezond en gevarieerd visbestand herbergen. De beoordeling van de ecologische respons van vissen op rivierherstel is echter gecompliceerd door de grote jaarlijkse variabiliteit in vispopulaties en -gemeenschappen als gevolg van natuurlijke fluctuaties in o.a. hoeveelheid neerslag, stroomsnelheid, lucht- en watertemperatuur. Deze omgevingsfactoren zouden mogelijks grote effecten die veroorzaakt worden door rivierherstel kunnen verbergen (Baldigo & Warren, 2008). Bovendien kan een gebrek aan kennis over de lokale visgemeenschappen en de juiste methoden voor het onderzoeken, kwantificeren en beoordelen van de toestand van het visbestand ook een reden zijn voor de gecompliceerde beoordeling (Baldigo & Warren, 2008). Toch slaagden enkele studies erin om een positieve ecologische respons waar te nemen als gevolg van rivierherstelprojecten. Baldigo & Warren (2008) ontdekten dat lokale visgemeenschappen in herstelde stroomgebieden vaak op de natuurlijke, meer evenwichtige visgemeenschappen leken in vergelijking met de gemeenschappen die in overeenkomstige referentiegebieden in de regio werden aangetroffen (Baldigo & Warren, 2008). Daarnaast vertoonden stromen met een slechte habitatkwaliteit, lage vissoortenrijkdom en lage visbiomassa vóór herstel veel meer kans om een positieve, significante (en grotere) ecologische respons te vertonen (Baldigo & Warren, 2008).
1.3.2 Ecologische respons van benthische macro-invertebraten
Naast vissen, worden ook macro-invertebraten gebruikt in het officieel beoordelingssysteem van de KRW. Macro-invertebraten zijn betrouwbare indicatoren voor temporele en ruimtelijke veranderingen in aquatische systemen en worden hierdoor veel gebruikt als bio-indicatoren om de waterkwaliteit na te gaan (Dos Santos et al., 2011). Macro-invertebraten worden daarnaast recent meer en meer gebruikt om de efficiëntie van rivierherstelwerken te beoordelen en te monitoren (Staentzel et al., 2019). In vergelijking met vissen, zijn macro-invertebraten vermoedelijk meer gerelateerd aan parameters op microschaal, zoals sedimentsamenstelling, de aanwezigheid van sleutelhabitats (zoals dood hout of grind in laaggelegen beken) of de samenstelling van de hyporheïsche zone (nl., het grensvlak tussen het oppervlakte- en het grondwater) (Beisel et al., 2000; Lepori et al., 2005). Eerdere studies hebben gesuggereerd dat fijnere substraten bijdragen tot een vermindering in de macro-invertebraten-densiteit, vooral deze die gevoelig zijn aan vervuiling (Buendia et al., 2013), terwijl anderen beweren dat fijn sediment de voorkeur geeft aan gespecialiseerde soorten zoals gravers (Yamamuro & Lamberti, 2007). Ook de aanwezigheid van waterplanten kan invloed hebben op de macro-invertebratengemeenschap, aangezien waterplanten zorgen voor een diversificatie van de rivierbodem. Hierdoor nemen de heterogeniteit van het habitat, de potentiële relaties op het grensvlak water-rivier en dus de biodiversiteit van macro-invertebraten toe (Staentzel et al., 2019). Ondanks de stijging in rivierherstelprojecten, die o.a. streven naar een toename in mesohabitat heterogeniteit (Morandi et al., 2014), werd een sterke ecologische respons van macro-invertebratengemeenschappen nog niet waargenomen (Haase et al., 2013; Jähnig et al., 2009; Lepori et al., 2005; Palmer et al., 2010). Dit gebrek aan resultaten met betrekking tot het verband tussen ecologische respons van macro-invertebraten t.o.v. mesohabitat-heterogeniteit kan te wijten zijn aan de ongeschikte schaal (te groot) van het onderzoek, waardoor beoordeling van de effecten van hydromorfologisch rivierherstel verhinderd worden (Beisel et al., 2000; Jähnig et al., 2009). Om veranderingen in de macro-invertebratengemeenschap waar te kunnen nemen is het noodzakelijk om fysieke veranderingen op een kleine schaal te beschrijven (Staentzel et al., 2019). Bovendien is het mogelijk dat vele parameters op microschaal niet significant gewijzigd worden na rivierherstel (Haase et al., 2013).
1.3.3 Ecologische respons van macrofyten
Tenslotte wordt de ecologische respons van macrofyten op rivierherstel onderzocht in het officieel beoordelingssysteem van de KRW. Macrofyten blijken relatief snel op rivierherstel te reageren. Meerdere studies toonden reeds een positieve ecologische respons aan (Clarke & Wharton, 2000; Lorenz et al., 2012; Pedersen et al., 2006), zowel in de macrofytenbedekking, de soortenrijkdom en de diversiteit aan verschillende groeivormen. Herstelde en niet-herstelde rivieren worden geassocieerd met verschillende hydromorfologische kenmerken. Lorenz et al. (2012) toonden aan dat diepte, snelheid en substraatvariabiliteit, evenals de diversiteit van stroomelementen hoger zijn in herstelde rivieren (Lorenz et al., 2012). Hierdoor wordt de mogelijkheid voor macrofyten om zich op een locatie te vestigen groter doordat er een toename is in habitat-heterogeniteit. Vooral de toename in substraatheterogeniteit wordt als belangrijke oorzaak van de respons vooropgesteld (Baattrup-Pedersen & Riis, 1999; Lorenz et al., 2012). Daarnaast bevordert rivierherstel het invangen van drijvende plantpropagules (Engström et al., 2009). Dit is de belangrijkste manier waarop macrofyten stroomgebieden koloniseren, aangezien deze propagules sneller achterblijven in ondiepe, langzaam stromende riviersecties (Riis & Sand-Jensen, 2006). Groeivormen die een voorkeur hebben voor stilstaand en ondiep water profiteren het meest van rivierherstelprojecten, aangezien deze gebieden aanzienlijk toenemen in herstelde gebieden (Jähnig et al., 2009). Een toename in het aantal groeivormen resulteert bovendien in een hoger ecologisch functioneren, waarbij elke groeivorm een potentieel habitat, beschutting of voedselbron vormt voor benthische macro-invertebraten en bepaalde levensstadia van vissen (Shupryt & Stelzer, 2009).
Referenties
Bruneel, S., et. al. (2026). 10.21436/inbor.141733221