Kritische depositiewaarden zijn bruikbaar voor landelijk beleid

Op 23 februari 2022 was er een Kamerdebat over de kwaliteit van stikstofdata. Dat debat was niet alleen gericht op de betrouwbaarheid van metingen en modellen met betrekking tot de huidige depositie, maar ook van de kritische depositiewaarden voor stikstof (KDW). Deze depositiewaarden geven aan vanaf welke hoeveelheid stikstof de natuur risico loopt op schade. De formele internationale definitie van een KDW voor stikstof is de ‘atmosferische stikstofdepositie die een ecosysteem over langere tijd verdragen kan zonder dat er significante schade optreed aan de structuur of het functioneren ervan’. Die KDW’s zouden volgens een studie van Matt Briggs en Jaap Hanekamp in het tijdschrift Dose-Response ongeschikt zijn als risico-indicator voor effecten op natuur. Ten behoeve van het bovengenoemde Kamerdebat heeft Hanekamp in een position paper zijn kritiek op KDW’s nog eens samengevat. Hij somt een groot aantal problemen op waarbij zijn grootste bezwaar is dat KDW’s zo onzeker zijn dat ze nooit gebruikt mogen worden in het stikstofbeleid. De auteurs van dit natuurbericht waren eveneens uitgenodigd bij dat debat en schreven ook position papers. In dit natuurbericht gaan wij in op de belangrijkste kritiek van Hanekamp en de implicaties ervan voor het beleid.

Het begrip schade en bijbehorende schade-indicatoren

Allereerst heeft Hanekamp kritiek op de definitie van KDW omdat het begrip schade onvoldoende nauwkeurig zou zijn gedefinieerd. Het zou onduidelijk zijn ‘over welke ‘schadelijke effecten’ we het hebben. En dan volgt ook kritiek op bijbehorende schade-indicatoren zoals bodem-pH, chemische plantsamenstelling en aantallen soorten, omdat niet helder zou zijn of dit ‘daadwerkelijk van belang is’. Deze kritiek snijdt volstrekt geen hout. Er bestaan duizenden publicaties over de effecten van zure depositie, waaronder effecten op de chemische bodem- en bladsamenstelling, een onbalans in voedingsstoffen en daarnaast relaties tussen die samenstelling en effecten op wortelschade, bladverkleuring, bladverlies, afname in plantensoorten enzovoorts. Net zoals de gezondheid van een mens door bijvoorbeeld vele indicatoren in het bloed of de urine wordt vastgesteld op basis van talloze medische publicaties, geldt dat evenzeer voor de gezondheid en het functioneren van een ecosysteem. We weten wel degelijk dat die indicatoren ‘daadwerkelijk van belang’ zijn.

Het afleiden van KDW’s met verschillende methoden

Een tweede kritiekpunt van Hanekamp is dat KDW’s "gecreëerd zijn uit én observationele én experimentele studies met uiteenlopende dosis-responsmethoden en eindpunten” en de samenvoeging ervan “tot enkelvoudige KDW-waarden wetenschappelijk misleidend en uiteindelijk onverdedigbaar” is. Dit punt vereist verheldering en nuancering. De twee methoden die hier benoemd worden om KDW’s af te leiden zijn (i) stikstofadditie-experimenten en (ii) observationele stikstofgradiëntstudies in ruimte en tijd. Daarbij heeft elke methode zijn eigen voor- en nadelen zoals hieronder aangegeven.

Experimentele studies

In stikstofadditie-experimenten worden effecten van verschillende hoeveelheden toegediend stikstof, in verschillende vormen, op de vegetatie (en de bodem) onderzocht en vergeleken ten opzichte van een controleplot zonder stikstoftoediening. Het grote voordeel van deze methode is dat de effecten uitsluitend aan stikstoftoediening kunnen worden toegeschreven; alle andere gebiedskenmerken zijn namelijk gelijk. Er zijn echter ook beperkingen dan wel randvoorwaarden aan goede experimenten. Ten eerste moeten de intervallen in de toegediende stikstofhoeveelheden niet te hoog zijn en moeten ze overeenkomen met realistische stikstofdeposities. Verder kunnen veel effecten al zijn opgetreden in het verleden, vooral in gebieden met een hoge depositie. Omdat Nederland een hoge langjarige achtergronddepositie kent, wordt veelal gebruik gemaakt van experimenten die in het buitenland zijn uitgevoerd. Een andere belangrijke voorwaarde is dat het experiment langdurig wordt uitgevoerd (minimaal 3 jaar en liefst 5 tot 10 jaar). De reden is dat effecten, met name bij relatief lage stikstoftoedieningen vaak pas optreden bij langdurige blootstelling door accumulatie van stikstof. In het algemeen bestaat bij experimenten de kans dat de KDW wordt overschat (in werkelijkheid ligt ze lager), omdat experimenten zelden langer duren dan 10 jaar en het accumulerend effect van stikstof te beperkt is meegenomen. Mede daarom zie je dat internationale compilaties van KDW’s veelal lager uitvallen naarmate er meer kennis beschikbaar komt.

Observationele studies

In gradiëntstudies worden gebieden met eenzelfde habitattype, maar met een verschillende stikstofdepositie in de ruimte (verschillende gebieden op een bepaald moment) of in de tijd (zelfde gebieden over langere tijd), met elkaar vergeleken, met als effectindicator veelal het aantal voorkomende plantensoorten. De KDW is dan gerelateerd aan de stikstofdepositie waarbij sprake is van een significant waarneembare achteruitgang in aantallen plantensoorten. Het toepassen van statistische significantie-grenzen, wat hij ook bekritiseert, is daarbij algemeen geaccepteerd wetenschappelijk gebruik. Het voordeel van deze benadering is dat de effecten gekoppeld zijn aan de voorkomende depositie gedurende langere tijd. Het nadeel is echter dat andere factoren dan depositie alleen ook een rol spelen bij de effecten op de natuur, zoals verschillen in klimaat en in grondwaterstand in de tijd of de ruimte. Bij de interpretatie van die studies moet hier dan ook rekening mee worden gehouden.

Het is helder dat beide methoden een intrinsieke onzekerheid hebben. Daar heeft Hanekamp gelijk in en dat wordt dan ook aangegeven in de literatuur op basis van bandbreedtes. Omdat elke methode onafhankelijk is, worden ze waar mogelijk gecombineerd om zo tot een goede inschatting te komen van de bandbreedtes in de KDW. Die door Hanekamp aangegeven zwakte daarvan is eerder een sterkte. De benadering is volkomen identiek aan onderzoek wat bijvoorbeeld plaatsvindt bij de humane gezondheid. Ook dat vindt plaats met experimenten (vaak daar nog aan dieren) en observationele studies (patiëntendossiers). Als beide soorten studies qua grootteorde tot een vergelijkbare grens leiden, bijvoorbeeld voor een toxische stof zoals fijnstof in de lucht, is dat een sterke aanwijzing dat die grens robuust is.

De plotgrootte van experimentele studies

Een specifiek commentaar van Hanekamp is dat de experimentele dosisresponse-studies gedaan zijn op veel te kleine plots (10 bij 10 of 20 bij 20 centimeter) en dat resultaten van dergelijke studies niet mogen worden opgeschaald naar veel grotere oppervlaktes. Het artikel van Briggs en Hanekamp, waarin zij de plotgrootte bekritiseren heeft echter uitsluitend betrekking op veenmoerassen en dan ook nog op experimenten onder gecontroleerde omstandigheden in kassen. En inderdaad: de grootte van die potten of bakken varieert dan veelal van 10 bij 10 centimeter tot 30 bij 30 centimeter. Dat komt doordat hoogveen bestaat uit een kleinschalig patroon van bulten en slenken, en effecten op mosplaggen zijn goed bruikbaar voor een inschatting van effecten. Maar de empirische KDW wordt ook bepaald met stikstofadditie-experimenten in het veld en met stikstofgradiëntstudies. Kasexperimenten zijn slechts een deel van de onderbouwing die met andere methoden wordt gecombineerd. Zo blijkt uit een meta-analyse van 115 kasexperimenten en 107 veldexperimenten dat de effecten van stikstofadditie op veenmos vergelijkbaar zijn.

De grootte van een plot waarop effecten worden beoordeeld varieert met het ecosysteem in relatie tot de voorkomende variatie. Uitgedrukt in vierkante meter is dat voor hoogveen (moerassen) circa 1 vierkante meter, voor graslanden circa 5 vierkante meter, voor heide circa 10 vierkante meter en voor bossen circa 100 tot 1000 vierkante meter. Over de gewenste plotgrootte is veel ecologische informatie. Ook deze kritiek snijdt dus geen hout.

De Nederlandse kritische depositiewaarden

Alvorens in te gaan op het kernpunt van Hanekamp, namelijk de onzekerheden in KDW’s, eerst een intermezzo over de basis van de in Nederland gebruikte KDW’s. Die zijn gebaseerd op modelstudies, in combinatie met resultaten van stikstofadditie-experimenten en zo nodig aangevuld met resultaten van stikstofgradiëntstudies. En hiermee komen we op de derde, niet door Hanekamp benoemde, methode om de KDW te bepalen, namelijk met modelberekeningen. Dat betreft een bodemmodel, waarbij de berekende KDW is gebaseerd op grenswaarden voor stikstofbeschikbaarheid (N) en zuurgraad (pH) voor een habitattype. Hoewel de KDW wordt berekend, zijn grenswaarden voor N en pH veelal vastgesteld op basis van een combinatie van vegetatiegegevens en bodemmetingen van vegetatietypen in het veld. Het voordeel van de modelmatige benadering is dat er altijd gebruik wordt gemaakt van dezelfde indicatoren (N en pH). Het kritiekpunt van Hanekamp met betrekking tot het gebruik van ongelijksoortige indicatoren gaat hier al helemaal niet op.

In het algemeen blijkt er een redelijk goede overeenstemming te zijn tussen de KDW’s die met modellen en met experimentele of observationele studies zijn afgeleid. Daarom is voor Nederland besloten de resultaten van alle methoden te combineren. Hierbij is gekeken of de gemodelleerde KDW’s binnen de empirische bandbreedte liggen. Als dat het geval was, is de gesimuleerde waarde als KDW genomen. Als de gesimuleerde waarde buiten de empirische bandbreedte lag, hetzij aan de bovenkant of aan de onderkant ervan, is de uiterste waarde van de empirische range genomen. Het meest recente rapport over de bandbreedte van empirische KDW’s kan er dus toe leiden dat een aantal Natura 2000-gebieden op een lagere KDW uitkomen. 

Onzekerheid in KDW en gebruik in beleid

Op bovengenoemde wijze wordt een unieke KDW-waarde per natuurgebied afgeleid om te vergelijken met de unieke depositie op dat natuurgebied. Het is echter volkomen juist dat die KDW’s een intrinsieke onzekerheid hebben. Algemeen kan worden gesteld dat de onzekerheid in de landelijk gemiddelde KDW relatief klein is, maar dat de onzekerheid in de KDW op een gegeven plek (zoals een deel van een Natura 2000-gebied) groot is. Hoewel je met modelberekeningen tot unieke waarden kunt komen voor Natura 2000-gebieden, die nu voor het beleid worden gebruikt om de overschrijding in KDW te berekenen, kan er in werkelijkheid lokaal sprake zijn van een onzekerheid die gemakkelijk kan oplopen tot circa 50 procent. Het gebruik van unieke gemiddelde KDW’s, evenals unieke gemiddelde depositie op een bepaalde plaats is daarom een gemiddelde schatting die lokaal zeker onderhevig is aan een forse onzekerheid. Dat principe geldt overigens precies zo voor de schattingen van de huidige N-depositie. Bedenk echter: onzekerheid gaat beide kanten op: De KDW kan lokaal zowel 50 procent hoger als lager zijn. In werkelijkheid zul je op plekken waar een gemiddelde waarde tot overschrijding leidt soms geen overschrijding hebben, maar het omgekeerde is evenzeer het geval. Als het gaat om het areaal aan natuurgebieden waarvan de KDW is overschreden, dan is de onzekerheid veel lager.

Generiek landelijk en provinciaal beleid

De implicatie van onzekerheden in KDW’s is echter niet dat ze geen betekenis zouden hebben in het stikstofbeleid en dat er geen basis zou zijn voor reductie in de stikstofuitstoot. De betrouwbaarheid van KDW’s enerzijds en depositieberekeningen anderzijds is goed genoeg om landelijk stikstofbeleid op te baseren. De afgeleide KDW’s van ecosystemen als droge duingraslanden, droge heiden, kalkgraslanden, heischrale graslanden, montane graslanden en hoogvenen variëren veelal tussen de 7 en 25 kilo stikstof per hectare per jaar, met een KDW van de gevoeligere systemen onder de 12 kilo stikstof per hectare per jaar, en dat is beduidend lager dan de gemiddelde huidige depositie, die landelijk gemiddeld rond de 24 kg stikstof per hectare per jaar ligt (waarde voor 2018). Verder zijn de KDW’s ook betrouwbaar genoeg om een rol te spelen op provinciaal niveau. Met name in de provincies met intensive veehouderij is het verschil tussen huidige depositie en de gewenste KDW dermate hoog dat de betrouwbaarheid van de inschatting dat de KDW wordt overschreden groot is.

Lokaal vergunningenbeleid

Bij lokaal vergunningenbeleid wordt gekeken of een activiteit een significante bijdrage levert aan de depositie op een gevoelig natuurgebied. Dat betreft een gebied waarvan de KDW is overschreden. Zoals gezegd zijn op lokale schaal de onnauwkeurigheden in geschatte actuele depositie en KDW groot (beide tot wel 50 procent) en dat geldt derhalve zeker voor het verschil tussen die beide. Daarom is dit type depositiebeleid niet goed te onderbouwen, met name in gebieden waar de geschatte huidige depositie en KDW dicht bij elkaar liggen. Een conclusie die de Commissie Hordijk eerder ook heeft getrokken.

Dat impliceert niet noodzakelijkerwijs dat de vergunningverlening veel ruimhartiger kan zijn in gebieden met een lagere uitstoot, omdat stikstof over honderden kilometers verwaait en wel bijdraagt aan een deken over heel het land. Maar het impliceert wel dat er argumentatie is voor een meer generiek (provinciaal) vergunningsbeleid, gebaseerd op emissie (bijvoorbeeld door het aangeven van een emissieplafond per provincie) en niet op lokale toetsingen op depositie met een minieme grenswaarde als criterium. Zie het artikel van hoogleraar De Vries Bouwstenen voor een nieuw stikstofbeleid (pdf; 0,5 MB) uit 2020.

Tekst: Wim de Vries, Leerstoelgroep Milieusysteemanalyse, Wageningen University & Research; Han van Dobben en Wieger Wamelink, Wageningen Environmental Research
Foto’s: Arnold van Vliet