Kernindicatoren Natuurlijk kapitaalrekeningen

Bij het meten en monitoren van welvaart wordt steeds vaker verder gekeken dan naar de economie alleen. De economische ontwikkeling wordt gemeten met verschillende kernindicatoren uit de Nationale rekeningen, waaronder het bruto binnenlands product (bbp). De ontwikkeling van het bbp in de tijd (economische groei) is een belangrijke maatstaf voor de evaluatie van onze economische welvaart. Het is echter algemeen geaccepteerd dat het bbp als indicator zijn beperkingen heeft en dat verschillende aspecten van welvaart en welzijn niet (of onvoldoende) tot uitdrukking komen in het bbp.

De Natuurlijk kapitaalrekeningen¹⁾ zijn een uitbreiding op de Nationale rekeningen. De Natuurlijk kapitaalrekeningen brengen verschillende aspecten van ecosystemen in relatie tot onze economie en samenleving in kaart. Bos, akkerland en stedelijk groen zijn voorbeelden van typen ecosystemen die worden onderscheiden. Het systeem van rekeningen beschrijft onder andere de omvang van het ecosysteem, de kwaliteit van het ecosysteem en de ecosysteemdiensten die geleverd worden aan de maatschappij, inclusief de monetaire waarde ervan. Ieder onderdeel bestaat uit een scala aan informatie en indicatoren, uiteenlopend van bestuiving tot kustbescherming.

Het ministerie van Landbouw, Natuur en Voedselkwaliteit (LNV) heeft het CBS gevraagd om te onderzoeken welke kernindicatoren uit de Natuurlijk kapitaalrekeningen kunnen worden afgeleid, zodat deze informatie goed geïnterpreteerd en gecommuniceerd kan worden. In dit rapport worden twee kernindicatoren besproken die belangrijke onderdelen van het systeem van Natuurlijk kapitaalrekeningen samenvatten.

De eerste kernindicator richt zich op de monetaire waarde van ecosysteemdiensten en de vraag ‘Wat draagt de natuur bij aan de economie en ons welzijn?’. De kernindicator Gross Ecosystem Product (GEP) geeft het sociaaleconomisch belang van natuur voor de Nederlandse samenleving weer. De indicator omvat kortweg de bijdrage van de natuur, uitgedrukt in euro’s, waar huishoudens, bedrijven en overheden direct baat bij hebben. Dat is de theorie, maar in de praktijk is het niet alleen lastig om de gebruikswaarde van de natuur waarvan de maatschappij profiteert te meten, maar is ook de interpretatie van deze indicator vaak niet eenduidig. Dit rapport licht de keuzes toe die gemaakt zijn om de GEP te berekenen, inclusief de voor- en nadelen ervan. Ook worden de eerste resultaten gepresenteerd.

De tweede kernindicator richt zich op kwaliteit van ecosystemen en de vraag ‘Hoe gaat het met de natuur?’. De Kernindicator ecosysteemkwaliteit (KEK) geeft vanuit de conditierekeningen een overkoepelende indicatie van de kwaliteit van de natuur in Nederland. Er zijn verschillende manieren en methoden om de kwaliteit van ecosystemen in één waarde uit te drukken. In dit rapport is onder andere gekeken naar de meerstapsbenadering van het System of Environmental Economic Accounting Ecosystem Accounting (SEEA EA). Daarnaast is gekeken naar alternatieve mogelijkheden om deze indicator samen te stellen, namelijk de Natuurpuntensystematiek, de Werkwijze Monitoring en Beoordeling Natuurnetwerk en Natura 2000, de Mean Species Abundance (MSA) methode en de Living Planet Index (LPI). Deze methoden zijn samengevat met daarbij een indicatie van de voor- en nadelen als kernindicator voor de kwaliteit van ecosystemen.

Ten slotte is onderzocht in hoeverre deze kernindicatoren geschikt zijn om te worden opgenomen in de Monitor brede welvaart en Sustainable Development Goals (MBW-SDG). Daarnaast is met andere organisaties gesproken over hun werk op gebied van de GEP. Het rapport eindigt met aanbevelingen voor verdere ontwikkeling van de besproken kernindicatoren en de communicatie met belangrijke gebruikers zoals beleidsmakers.

2.1 Inleiding

De GEP is volgens het SEEA EA gedefinieerd als ‘the sum of all final ecosystem services at their exchange value supplied by all ecosystem types located within an ecosystem accounting area over an accounting period less the net imports of intermediate services’ (UN, 2021). In principe is de GEP dus een optelsom van alle finale ecosysteemdiensten in monetaire termen die binnen een bepaald gebied worden geleverd en worden gebruikt door de samenleving. Ecosysteemdiensten zijn hierbij gedefinieerd als de bijdragen van ecosystemen aan de economie en andere menselijke activiteiten. Denk hierbij aan houtproductie, landbouwproductie (producerende diensten), waterzuivering, fijnstof afvang (regulerende diensten) en natuurrecreatie en -toerisme (culturele diensten). Deze ecosysteemdiensten worden gebruikt door bedrijven, de overheid en huishoudens. Ecosysteemdiensten worden in fysieke hoeveelheden uitgedrukt, bijvoorbeeld m3 hout, kton broeikasgassen of uren wandelen in de natuur. Daarnaast worden ze ook monetair gewaardeerd (uitgedrukt in miljoenen euro). Uit de monetaire waarden wordt vervolgens de GEP berekend. De gedetailleerde methodeomschrijving van het CBS en Wageningen Universiteit (WUR) voor het meten van de Natuurlijk kapitaalrekeningen, en specifiek de monetaire waardering van ecosysteemdiensten, staat beschreven in de technische toelichting van de Natuurlijk kapitaalrekeningen (CBS en WUR, 2022).

De GEP heeft overeenkomsten met het bruto binnenlands product (bbp), de kernindicator die de omvang van de economie meet. Het bbp is namelijk de som van alle waarden die in een economie wordt geproduceerd, terwijl de GEP gelijk is aan de som van alle waarden die door de natuur wordt geproduceerd. Het idee om een ‘bbp voor de natuur’ te maken in deze vorm, wordt al in China toegepast voor het maken van beslissingen door beleidsmakers (Ouyang et al., 2020). Uitdagingen die in de wetenschappelijke literatuur worden genoemd om de GEP te berekenen zijn: beperkte kennis van ecosysteemdiensten, missende ecosysteemdiensten, overschatting maar ook onderschatting van de monetaire waarden, lage betrouwbaarheid in de fysieke ecosysteemdiensten en onzekerheden omtrent waarderingsmethoden (Hao et. al., 2022).

Er is in Nederland veel interesse en nieuw onderzoek gaande op gebied van de GEP. LNV heeft het CBS gevraagd om deze verkenning uit te voeren zodat het duidelijk wordt hoe dit in beleidskeuzes geïntegreerd kan worden. Daarnaast werkt het CBS samen met andere organisaties die actief zijn met vernieuwend onderzoek over de GEP. De inzichten die naar voren zijn gekomen uit gesprekken met Wageningen Economic Research (WEcR), Foundation for Sustainable Development (FSD) en het Planbureau voor de Leefomgeving (PBL), zijn meegenomen in dit rapport. Ook internationaal vinden er ontwikkelingen plaats op gebied van de GEP. In het SEEA EA staat de GEP bovenaan de lijst van potentiele monetaire ecosysteemdienstindicatoren. Het SEEA EA is de internationale standaard om de Natuurlijk kapitaalrekeningen te meten en wordt in vele landen toegepast. Tot nu toe neemt China het voortouw met het publiceren van hun GEP. Er zijn echter ook papers die proberen de GEP wereldwijd te berekenen, zoals Costanza et al. (1997).

Het opstellen van de GEP vanuit de Natuurlijk kapitaalrekeningen is een optelsom van de monetaire ecosysteemdiensten. Zoals aangegeven is dit een complex geheel. Er bestaan verschillende stappen, keuzes en uitdagingen in de berekeningen. Hierdoor is het belangrijk dat de GEP goed wordt toegelicht, om de cijfers goed te kunnen interpreteren. Dat gebeurt in dit hoofdstuk.

2.2 Keuzes berekeningsmethode

Om de GEP te bepalen en te publiceren, moeten meerdere keuzes worden gemaakt ten aanzien van richtlijnen, berekeningen en de manier van presenteren. Deze zijn in figuur 2.1 gevisualiseerd. De opties per stap zijn niet uitputtend, zo zijn er bijvoorbeeld nog meer mogelijke eenheden om de GEP in te presenteren.

Stap 1: Framework en richtlijnen

De eerste stap is het kiezen van een raamwerk met bijbehorende richtlijnen en classificaties, die gebruikt worden voor het berekenen en samenstellen van de GEP. Het gaat hierbij vooral om richtlijnen over hoe ecosysteemdiensten gedefinieerd en berekend kunnen worden, en niet zozeer de GEP zelf. Er zijn verschillende raamwerken en benaderingen om ecosysteemdiensten te monitoren en waarderen, zoals het SEEA EA. Het SEEA EA handboek (UN, 2021) is de statistische standaard voor het opstellen van ecosysteemrekeningen en is voor het CBS daarmee de basis voor de statistieken over natuurlijk kapitaal, ook mede in verband met de EU-verplichtingen die gaan gelden. Vanaf 2026 is het CBS verplicht om fysieke ecosysteemdiensten aan Eurostat te leveren volgens deze richtlijnen. Het SEEA EA wordt daarom gebruikt voor het samenstellen van de Natuurlijk kapitaalrekeningen en de daaruit berekende GEP. De classificatie van de ecosysteemdiensten volgt uit de SEEA EA referentielijst voor ecosysteemdiensten. De overige vijf richtlijnen die in figuur 2.1 staan worden in dit rapport niet nader toegelicht vanwege de duidelijke keuze voor het SEEA EA, meer informatie over de overige richtlijnen is te vinden in het SEEA EA handboek (UN, 2021).

Figuur 2.1. De 8 stappen met opties voor de berekening en publicatie van het Gross Ecosystem Product (GEP)

Stap 2: Afbakening ecosysteemdiensten

De GEP is een optelsom van de waarden van de verschillende ecosysteemdiensten. De keuze welke ecosysteemdiensten worden meegenomen in de berekening, bepaalt de hoogte en de ontwikkeling van de uiteindelijke GEP. Het is daarom belangrijk deze afweging expliciet te maken. De ecosysteemdiensten die voor Nederland niet relevant zijn worden sowieso niet meegenomen, zoals het voorkomen van lawines door bomen omdat er in Nederland geen bergen zijn. Kustbescherming is in Nederland relevant, terwijl dit voor landlocked landen juist niet relevant is. In figuur 2.1 worden drie opties genoemd voor de keuze en afbakening van ecosysteemdiensten.

De eerste optie is alleen de diensten meenemen waar de data en kennis voor beschikbaar zijn. Het CBS en WUR hebben de afgelopen jaren veel kennis opgebouwd met de ontwikkeling van de Natuurlijk kapitaalrekeningen. De ecosysteemdiensten die het CBS en de WUR monetair waarderen en waarover dus data beschikbaar zijn (2013-2021):

• Voorziening voedsel en sierteeltgewassen
• Voorziening veevoedergewassen
• Houtvoorziening
• Waterzuivering
• Luchtfiltratie
• Koolstofvastlegging
• Koolstofopslag ²⁾
• Bestuiving
• Kustbescherming
• Natuurrecreatie
• Natuurtoerisme
• Groene leefomgeving

De tweede optie is om alle mogelijke ecosysteemdiensten mee te nemen. In principe is het doel van het SEEA zo compleet mogelijk te zijn, en dus zou het streven moeten zijn om alle relevante ecosysteemdiensten op te nemen. Er zijn verschillende lijsten van ecosysteemdiensten beschikbaar, zoals de reference list van het SEEA EA, waarin meer dan 30 verschillende ecosysteemdiensten worden onderscheiden (UN, 2021), of de CICES³⁾ lijst vanuit de EU. In de praktijk is het echter zeer moeilijk om tot een complete meting van alle ecosysteemdiensten te komen, zowel wat betreft de data die hiervoor nodig zijn als de capaciteit die dit vergt. Ook is het mogelijk om uit te gaan van een internationaal afgestemde selectie van bepaalde ecosysteemdiensten. Dit kan bijvoorbeeld via Eurostat (lijst ecosysteemdiensten die gaat gelden voor de wettelijke verplichting) of via andere gremia zoals de UNSD of de CBD (GBF). Op dit moment is er nog geen dergelijke lijst met een bepaalde status die hiervoor bruikbaar zou zijn. Bovendien is het dan de vraag hoe relevant deze lijst is voor de Nederlandse situatie.

De derde optie is alleen de finale diensten meenemen. Dit betekent dat intermediaire diensten buiten beschouwing worden gelaten. Bestuiving is een intermediaire dienst omdat het gebruikt wordt door de ecosysteemdienst voorziening van gewassen, wat vervolgens weer gebruikt wordt door de economische sector landbouw.

Optie 1 is het meest praktische en haalbaar en daarom kiest het CBS voor de optie om de ecosysteemdiensten mee te nemen waarover data door het CBS worden gepubliceerd. De keuze voor deze afbakening is de relevantie van deze ecosysteemdiensten voor Nederland. De lijst is niet uitputtend waardoor de ecosysteemafbakening van de GEP in de toekomst nog verder kan verbeteren.

Stap 3: Afbakening waardeconcept

Ecosysteemdiensten kunnen gewaardeerd worden volgens verschillende waardeconcepten. In de meest nauwe definitie wordt alleen gekeken naar daadwerkelijke aankopen/transacties van producten. In de meest ruime definitie wordt ook de intrinsieke waarde van natuur voor de dieren of de natuur zelf meegenomen. Dit is schematisch weergegeven in figuur 2.2.

Figuur 2.2 Verschillende waardeconcepten om ecosysteemdiensten te waarderen

Ten eerste kan de gebruikswaarde (use values) worden meegenomen. Hierbij gaat het om de waarde van een dienst die direct en indirect door huishoudens en de economie wordt gebruikt. Dit is het concept waarmee volgens het System of National Accounts (SNA) alle transacties binnen de economie moeten worden gewaardeerd. Om aan te kunnen sluiten bij het SNA, is dit ook het concept dat wordt toegepast in het SEEA EA. Een GEP dat is gebaseerd op gebruikswaarden kan dus in principe worden vergeleken met bijvoorbeeld het bbp.

Een ander waardeconcept zijn de niet-gebruikswaarden (non use values). Dit zijn de waarden van ecosysteemdiensten die mensen toekennen aan de ecosystemen, zelfs als ze deze nooit hebben gebruikt en nooit zullen gebruiken. Bijvoorbeeld omdat zij het belangrijk vinden dat er mooie bossen bestaan, in het algemeen of bijvoorbeeld voor de volgende generatie. Niet-gebruikswaarden zijn echter moeilijk te meten (fysiek en monetair).

Het CBS volgt het SEEA EA raamwerk, zoals eerder genoemd. Daarom wordt voor het berekenen van de monetaire waarden van ecosysteemdiensten het eerste waardeconcept toegepast (gebruikswaarden).

Stap 4: Monetariseren

Ook als er is gekozen voor een bepaald waardeconcept (stap 3) zijn er nog verschillende methoden die gebruikt kunnen worden voor de monetaire waardering van ecosysteemdiensten. In figuur 2.3 is dit schematisch weergegeven.

Figuur 2.3 Verschillende methoden om ecosysteemdiensten te waarderen

Allereerst kan een ecosysteemdienst gewaardeerd worden met behulp van exchange values. Er kan hierin onderscheid worden gemaakt tussen a) waarden die al zijn opgenomen in de Nationale rekeningen, maar niet als zodanig worden herkend (bijvoorbeeld de waarden van de veel producerende diensten), en b) waarden die in zicht komen door de scope te nemen volgens het SEEA EA. Een voorbeeld hiervan zijn waarden gerelateerd aan gezondheidsbaten of koolstofvastlegging. Omdat er voor de meeste ecosysteemdiensten geen directe transactiewaarden beschikbaar zijn in de Nationale rekeningen, ligt de uitdaging bij de waardering met exchange values in het maken van aannames die van toepassing zijn als er wel een daadwerkelijke markt zou bestaan voor ecosysteemdiensten. Dit zijn reële baten waarvoor nu niemand feitelijk ‘betaalt’; dus deze worden in de SNA (en in het bbp) niet opgenomen. De SEEA EA neemt deze waarden wel mee. Deze methode sluit aan bij het waardeconcept van gebruikswaarden uit de vorige stap. De praktijk leert echter dat ook binnen een bepaalde methode nog keuzes gemaakt moeten worden die van invloed kunnen zijn op het resultaat.

De tweede manier om ecosysteemdiensten te waarderen is met behulp van welfare values. Dit omvat het zogenaamde consumentensurplus, d.w.z. de extra baten die consumenten krijgen omdat zij een product of dienst kunnen kopen voor een prijs die lager is dan prijs die zij bereid zijn te betalen. Welfare values worden het meest gebruikt in economische en ecologische kosten-batenanalyses, waarbij de nadruk ligt op de impact van verschillende beleidskeuzes op economische resultaten die van gemeenschappelijk belang zijn. De niet-gebruikswaarden (non use values) uit de vorige stap kunnen worden berekend door middel van deze welfare values.

Ten slotte verwijzen intrinsieke waarden naar de inherente waarde van de natuur, dat wil zeggen de waarde van de natuur onafhankelijk van gebruik of nut voor de mens. Dit betekent dat het feit dat er een natuur bestaat al van waarde is. Deze intrinsieke waarden kunnen per definitie niet in geld uitgedrukt worden en niet gebruikt worden voor de berekening van de GEP.

Er zijn handboeken en richtlijnen beschikbaar welke methode het beste voor welke ecosysteemdiensten kunnen worden toegepast. Voor een overzicht van mogelijke methoden zie het SEEA EA hoofdstuk 9 en het handboek over Monetaire waardering van ecosysteemdiensten en ecosysteemactiva voor ecosysteemrekeningen (NCAVES en MAIA, 2022).

De keuze van het CBS om te werken met exchange values hangt samen met de richtlijnen uit het SEEA EA handboek, de toepasbaarheid in Nederland en databeschikbaarheid. Deze keuze is eerder gemaakt en de motivering hiervan is terug te vinden in de technische toelichting (CBS en WUR, 2022).

Stap 5: Statistisch bijstellen

Het statistisch bijstellen van de ecosysteemdiensten staat in stippellijnen in figuur 2.1 omdat dit optioneel is. Dit is van toepassing als er een nieuw verslagjaar wordt berekend waarbij de tijdreeks niet meer consistent is (trendbreuk). De eerste optie is het reviseren van de tijdreeks zodat deze vergelijkbaar blijft in de tijd is. Bij nieuwe inzichten, verbeterde databronnen, of het toevoegen van nieuwe ecosysteemdiensten reviseert het CBS. De tweede optie is de aanvulling van ontbrekende diensten (uit stap 2) door middel van een value transfer, om zodoende een completere waarde voor de GEP te bepalen. Bij een value transfer worden waarden voor ecosysteemdiensten uit de literatuur, van andere organisaties of van andere landen overgedragen naar de Nederlandse situatie. Bijvoorbeeld de waarden van een dienst per hectare en ecosysteemtype vermenigvuldigen met het aantal hectares van dat ecosysteemtype in Nederland. Deze methode is gevoelig voor de kwaliteit van de gebruikte data en de aanname dat deze gebruikt kunnen worden voor de Nederlandse context. De derde optie is om het missende deel van de GEP als geheel in te schatten met behulp van berekende GEPs in de literatuur. Het CBS vult de ontbrekende diensten op dit moment niet aan, omdat de kwaliteit en betrouwbaarheid hier niet gegarandeerd of duidelijk zijn. De vierde optie is niet bijstellen en daarmee een breuk in de cijfers behouden.

Stap 6: Optellen

De GEP is één waarde dus is de volgende stap om de som te nemen van de monetaire waarden van de afzonderlijke ecosysteemdiensten.

Stap 7: Eenheid

De GEP wordt in principe weergegeven in miljoenen euro’s. De GEP kan echter ook anders worden uitgedrukt en gepresenteerd.

• De GEP kan worden uitgedrukt als percentage, bijvoorbeeld als aandeel van het bbp of per hoofd van de bevolking. Als de GEP wordt uitgesplitst naar ecosysteemtype, kan deze ook per hectare worden gepresenteerd, zodat de GEP minder gevoelig wordt voor veranderingen in ecosysteemomvang. Dit brengt echter ook een risico met zich mee. De GEP per hectare bos, bijvoorbeeld, moet geen maatstaf zijn voor de waarde van een hectare bos. Hier is hier juist belangrijk dat men goed begrijpt wat de GEP inhoudt, met bijbehorende aannames en keuzes.
• Daarnaast kan de GEP worden uitgedrukt in lopende of constante prijzen. Lopende prijzen betekent dat de waarde in wordt uitgedrukt in de werkelijke prijzen van het betreffende jaar, bij constante prijzen wordt de waarde uitgedrukt in prijzen van een bepaald basisjaar. Dit laatste betekent kortweg dat het effect van prijsveranderingen wordt weggenomen. Als we het GEP willen relateren aan het bbp (economische groei) en het bbp is in constante prijzen weergegeven, dan moet dat ook voor het GEP gedaan worden. Het voordeel van lopende prijzen is wel dat de GEP de geldende marktprijzen in dat jaar blijft reflecteren (bij een hoog prijsniveau op de markt stijgt ook de gebruikswaarde van de ecosystemen). De keuze van de eenheid heeft dus ook gevolgen voor de interpretatie., en de beste keuze hangt af van het beoogde gebruik van de GEP.
• Een derde optie is om GEP uit te drukken als index. Dan ligt de focus op de ontwikkeling in de tijd en niet op de precieze waarde van de GEP. Een index zegt gebruikers echter vaak minder dan een waarde in een concrete eenheid.

Tot op heden worden de GEP en de individuele ecosysteemdiensten veelal in lopende prijzen gepresenteerd. In dit rapport worden verderop ook andere mogelijkheden getoond.

Stap 8: Duiding

Bij de publicatie van de GEP is het essentieel deze te voorzien van een (juiste) duiding. Aan de ene kant is de GEP een makkelijke kernindicator om te communiceren, één waarde in miljoenen euro’s spreekt veel beleidsmakers aan. Aan de andere kant wordt er bij de GEP verschillende keuzes en aannames gemaakt (zie stappen 1-7) die zo onderbelicht blijven. De volgende paragraaf gaat hier nader op in. Verderop in het rapport zal aandacht worden besteed aan de bruikbaarheid van de GEP in de context van brede welvaart en worden de resultaten gepresenteerd.

2.3 Duiding en presentatie

Monetaire waarden voor ecosysteemdiensten, berekend volgens de SEEA EA richtlijnen, vertegenwoordigen ‘sociaaleconomische gebruikswaarden’. Dit betekent dat deze waarden aangeven welke directe voordelen/ baten wij als samenleving ontlenen aan ecosystemen, of, met andere woorden, hoeveel de natuur bijdraagt aan ons welzijn en onze economische ontwikkeling. Hogere monetaire waarden vertegenwoordigen als het ware een grotere bijdrage van ecosystemen. Anderzijds geven deze waarden uitdrukking aan onze afhankelijkheid van ecosystemen om diensten te leveren die essentieel zijn voor ons welzijn en onze economische ontwikkeling. Hogere of lagere waarden geven dus aan of we meer of minder afhankelijk worden van de natuur. Hieruit volgt dus ook dat deze monetaire waarden altijd in de juiste context moeten worden gepresenteerd door verschillende waarden met elkaar te vergelijken. Op zichzelf staande waarden zijn als zodanig dan ook meestal niet veelzeggend, ze krijgen pas betekenis als je bijvoorbeeld de waarden van twee diensten met elkaar vergelijkt of de ontwikkeling in de tijd analyseert (CBS, 2024a).

Als deze algemene interpretatie voor monetaire waarden van ecosysteemdiensten wordt toegepast, dan is de GEP een maatstaf voor de totale bijdrage van de natuur aan het menselijk welzijn en de economie in een bepaald gebied/ land. GEP is in feite ook een indicator voor de totale ‘economische output’ of ‘toegevoegde waarde’ van de natuur. Een verandering in de GEP in de tijd geeft dus aan of deze output van de natuur, en het gebruik ervan in de economie en samenleving, is toegenomen of afgenomen.

Het is ook belangrijk duidelijk te maken wat de GEP niet uitdrukt. De GEP zegt meestal in principe niet direct iets over de kwaliteit van ecosystemen. De waarde van een ecosysteemdienst wordt bepaald door verschillende factoren, waaronder de (geïmputeerde) prijzen van ecosysteemdiensten, de omvang van de verschillende ecosysteemtypen die diensten leveren, de vraag naar ecosysteemdiensten, en de kwaliteit van de ecosystemen. Een recente studie voor Nederland laat zien dat de ontwikkeling van de GEP in belangrijkere mate werd verklaard door de veranderingen in vraag naar diensten dan door veranderingen in kwaliteit ervan (CBS, 2024a). De GEP vertelt (meestal) niet hoe het gaat met de natuur en dat is dan ook de reden dat er naast de GEP ook andere indicatoren nodig zijn, zoals de KEK (zie verderop, hoofdstuk 3).

Analoog aan het bbp kunnen drie (algemene) toepassingen van de GEP onderscheiden worden:

• Vergelijking met andere landen of tussen bepaalde gebieden. Is de GEP in Nederland hoger of lager dan andere landen/gebieden? Hierbij ligt het voor de hand om de GEP per hectare of per inwoner te bekijken.
• Vergelijking andere macro-economische variabelen. Hoe verhoudt de GEP zich tot andere macro-economische variabelen? Hierbij kan de GEP worden vergeleken met het bbp, maar ook met andere variabelen zoals de toegevoegde waarde van een bepaalde bedrijfstak etc. Bij deze vergelijkingen zijn verschillende mitsen en maren te plaatsen (is het een zinvolle, eerlijke vergelijking?) die nader worden besproken in CBS, 2024a.
• Ontwikkeling in de tijd. Neemt de GEP toe of af in de tijd? Analoog aan het bbp (is er economische groei of krimp?), is dit waarschijnlijk de belangrijkste toepassing van de GEP.

Om de GEP goed te kunnen interpreteren, is het ook aan te bevelen de waarde van de GEP verder te de aggregeren, namelijk naar de verschillende ecosysteemdiensten en ecosysteemtypen. Dit geeft inzicht in welke diensten met name bijdragen aan de GEP en welke ecosystemen daarbij met name van belang zijn (ter vergelijking met het bbp: de productie van welke goederen en diensten, en de productie van welke bedrijfstakken dragen het meest bij aan het bbp). Daarnaast kan door middel van een decompositie-analyse inzicht worden verkregen in de ‘drivers’ achter veranderingen van de GEP in de tijd. Hierbij kan onderscheid worden gemaakt tussen veranderingen in ecosysteemomvang, ecosysteemkwaliteit, de vraag naar ecosysteemdiensten en de achterliggende prijzen (CBS, 2024a).

De GEP kan op verschillende manieren gepresenteerd worden. De eerste manier is om de GEP presenteren vanuit sociaaleconomisch perspectief, bijvoorbeeld in het kader van SDG 8 over economische groei. Hier zal in de volgende paragraaf m.b.t. brede welvaart verder op in worden gegaan. De tweede optie is de GEP samen te presenteren met de kernindicator over ecosysteemkwaliteit (KEK). Het gebruik van ecosysteemdiensten kan milieudruk uitoefenen op ecosystemen, wat weer effect heeft op de ecosysteemkwaliteit en de capaciteit om ecosysteemdiensten te leveren. Duurzaam gebruik van ecosysteemdiensten zorgt ervoor dat de kwaliteit van ecosystemen niet zodanig wordt aangetast dat er een lager aanbod dan vraag naar ecosysteemdiensten ontstaat. Zo kan bijvoorbeeld overmatige natuurrecreatie vervuiling van het bos veroorzaken, waardoor de kwaliteit van het bos achteruitgaat en het minder effectief ecosysteemdiensten kan leveren. De derde optie is om de GEP uit te splitsen naar de onderliggende ecosysteemdiensten en deze per dienst te duiden, en niet de GEP als geheel. De GEP kan ook samen met BBP gepresenteerd worden, zoals gedaan wordt in paragraaf 2.5. Verder zijn er nog tal van opties te bedenken, zoals het presenteren samen met een samenvattende kernindicator van de fysieke ecosysteemdiensten.

2.4 Bruikbaarheid voor brede welvaart en SDG’s

In de samenleving en in het beleid wordt veel gesproken over (het sturen op) brede welvaart. Brede welvaart betreft de kwaliteit van leven hier en nu en de mate waarin deze ten koste gaat van de brede welvaart van latere generaties of van die van mensen elders in de wereld. Het CBS publiceert op het gebied van brede welvaart verschillende producten⁴⁾ . In deze paragraaf wordt uiteengezet in hoeverre de GEP geschikt is voor de monitoring van brede welvaart.

Brede welvaart kijkt dus vanuit meerdere dimensies (‘hier en nu’, ‘later’ en ‘elders’) en vanuit het perspectief van de mens naar verschillende thema’s van brede welvaart. Thema’s binnen ‘hier en nu’ zijn bijvoorbeeld, gezondheid, veiligheid en milieu. Daarnaast wordt er ook vanuit de 17 SDG’s gekeken naar brede welvaart. Voor alle indicatoren die brede welvaart meten is bepaald of de brede welvaart stijgt of daalt als deze indicator een positieve of negatieve ontwikkeling laat zien met betrekking tot brede welvaart.

Dit laatste is lastig om voor de GEP vast te stellen. Om een aantal redenen.

• Een stijging van de GEP kan duiden op een intensiever gebruik van de natuur (i.e. ecosysteemdiensten die de natuur levert). In principe is dat positief voor de kwaliteit van het leven hier en nu: natuur draagt meer bij aan onze materiële welvaart, gezondheid, schone en prettige woonomgeving, vrije tijdbesteding etc. Een intensiever gebruik van de natuur is echter niet altijd duurzaam voor de langere termijn, en daarmee niet positief voor de brede welvaart “later”. Bijvoorbeeld: toename van de visvangst, houtextractie of recreatie van de natuur, kunnen leiden tot uitputting van natuurlijke hulpbronnen en degradatie van ecosystemen. Daarnaast kan men zich afvragen of de afhankelijkheid van de natuur positief of negatief is.
• Een stijging van de GEP betekent een hogere waarde van de ecosysteemdiensten, komt dat omdat we de natuur meer waarderen of wordt de natuur schaarser en stijgt daarom de prijs?
• Daarnaast is een intensiever gebruik en daardoor waardering van de natuur niet altijd positief. De dienst ‘fijnstof afvang’ illustreert dit goed. Hoe meer afvang, hoe groter de ecosysteemdienst en hoe hoger ook de waardering. Als er meer fijnstof wordt afgevangen komt dit, omdat er meer fijnstof in de lucht is. Minder fijnstof afvang en een kleinere dienst is daarom wenselijk.

In het kort is de GEP als indicator in de huidige vorm niet geschikt voor de bestaande monitor brede welvaart, omdat het niet altijd duidelijk is of een stijging/daling van de GEP een stijging/daling van de brede welvaart betekent.

De GEP als indicator wordt bruikbaarder als de indicator op een andere manier wordt ingestoken en gepresenteerd. De GEP kan aangeduid worden als sociaaleconomische gebruikswaarde van natuur en sluit daarmee aan op SDG 8 “waardig werk en economische groei”. Bij SDG 8 is het positief als de economische gebruikswaarde van de natuur stijgt. Op deze manier wordt de GEP bruikbaar voor het communiceren over brede welvaart en de SDG’s. Zoals eerder genoemd kunnen ecosysteemdiensten ook druk leggen op de natuur. Deze afruil wordt zichtbaar bij SDG 14 en 15 “leven in het water” en “leven op het land”.

2.5 Resultaten en interpretatie

Hieronder volgen de belangrijkste resultaten voor de GEP, op basis van de ecosysteemdiensten die het CBS en WUR op dit moment monitoren en waarderen (CBS, 2024b). In een technische toelichting staat beschreven hoe elke ecosysteemdienst is bepaald (CBS en WUR, 2022).

GEP gestegen naar 16 miljard euro

In Nederland is de GEP gestegen van 10,3 miljard euro in 2013 naar 15,8 miljard euro in 2021⁵⁾. Deze toename is vooral te danken aan een toename van de waarde van culturele ecosysteemdiensten die in deze periode met 68% is gestegen. Ook de producerende en regulerende ecosysteemdiensten zijn gestegen, maar minder, met respectievelijk 6% en 26%. In 2020 daalde de GEP scherp naar 12,4 miljard euro, wat met name kwam doordat het natuurgerelateerd toerisme afnam als gevolg van de COVID-pandemie. In 2021 herstelde de GEP zich, met namelijk door een sterke toename van de recreatie-activiteiten (waaronder wandelen) in de natuur. Zie figuur 2.4.

De ontwikkeling van de GEP (lopende prijzen) laat zien dat de bijdrage van de natuur aan de Nederlandse economie en samenleving tussen 2013 en 2021 met ruim 50% is gestegen. Met andere woorden, de baten van ecosystemen voor de bevolking zijn toegenomen, en daarmee het belang van een gezonde natuurlijke leefomgeving. De toename van de GEP had verschillende oorzaken. Ongeveer een derde deel (31%) was louter het gevolg van een stijging van de prijzen voor ecosysteemdiensten. Dit prijseffect weerspiegelt zowel een toegenomen bereidheid om (meer) te betalen voor ecosysteemdiensten (bijvoorbeeld meer uitgaven voor recreatieactiviteiten in de natuur), maar ook een toegenomen schaarste aan ecosysteemdiensten. 17% van de stijging kwam door de grotere vraag naar ecosysteemdiensten. Hier speelden vooral de grotere vraag naar recreatie en wonen in een groene omgeving. De achteruitgang van de milieukwaliteit van ecosystemen had een negatief effect op de waarde van GEP. Uit een eerste analyse komt een daling van 1% (106 miljoen euro), maar dat is waarschijnlijk een onderschatting omdat de effecten op o.a. gezondheid nog niet bekend zijn en daarom niet in de berekening zijn meegenomen. Ten slotte had de impact van veranderingen in landgebruik een effect van per saldo -0,2%. Met name de afname van duinen, kustgebieden en akkerland leidde tot minder ecosysteemdiensten in deze gebieden.

GEP versus bbp

De ontwikkeling van de GEP kan worden vergeleken met die van het bruto binnenlands product (bbp), zie figuur 2.5. Omdat veranderingen in het bbp gewoonlijk in constante prijzen (economische groei) worden gepresenteerd, gebeurt dat hier ook voor de GEP. Voor Nederland steeg de GEP met 17% in constante prijzen. De GEP en het bbp zijn in de periode 2013-2021 min of meer in hetzelfde tempo gestegen. In 2020 daalde de GEP meer dan het bbp, maar in 2021 was dit andersom.

Het bbp meet de productie van goederen en diensten en de GEP meet de productie van ecosysteemdiensten. Een vergelijking tussen het bbp en de GEP geeft een indicatie van de productiviteit van de natuur ten opzichte van de economie. Prijseffecten hebben een grote impact op zowel het bbp als de GEP. In dat opzicht is het nuttiger om deze vergelijking in constante prijzen te doen in plaats van in lopende prijzen. Resultaten voor Nederland geven aan dat de natuur net zo ‘productief’ is als de reguliere economie, en/of dat de finale vraag naar normale goederen en diensten en ecosysteemdiensten in hetzelfde tempo is toegenomen.

GEP uitgesplitst naar ecosysteemdiensten

De totale waarde van de GEP voor Nederland bestaat uit de bijdrage van twaalf verschillende ecosysteemdiensten. In de GEP zijn drie producerende diensten opgenomen: de voorziening van voedsel en sierteeltgewassen, de voorziening van veevoedergewassen en houtvoorziening. In totaal dragen deze drie diensten 1.249 miljoen euro bij aan de GEP. Nederland kent substantiële landbouwactiviteiten die plaatsvinden op akkerland en grasland. Ecosystemen leveren een belangrijke bijdrage (bodemvruchtbaarheid, bodemwater, bodemstructuur, bestuiving etc.) aan deze activiteiten. Waarden voor de bijdrage aan de landbouwproductie, die gebaseerd zijn op pachtprijzen, zijn het belangrijkst, namelijk 564 miljoen euro voor de bijdrage aan de voorziening van voedsel en sierteeltgewassen en 597 miljoen euro voor de bijdrage aan de voorziening van veevoedergewassen. Zie figuur 2.6.

Regulerende diensten dragen in totaal 2.512 miljoen euro bij aan de GEP. Koolstofvastlegging en koolstofretentie dragen met 1.619 miljoen euro het meest bij. Dit is de waarde die de natuur bijdraagt door koolstof vast te leggen in bomen en andere vegetatie, maar ook door het op te slaan in vegetatie en bodem en daarmee te voorkomen dat het weer in de atmosfeer terechtkomt. Andere regulerende diensten die hier zijn opgenomen zijn waterzuivering, luchtfiltratie door vegetatie, bestuiving en kustbescherming.

Culturele diensten leveren veruit de grootste bijdrage aan de GEP, namelijk 11.977 miljoen euro. Er is een grote vraag naar recreatie/toerisme in natuurgebieden en wonen in de buurt van groen. De daarmee samenhangende uitgaven leveren een belangrijke bijdrage aan onze economie, maar deze diensten leveren ook allerlei sociale baten op, waaronder gezondheidsvoordelen. Voor Nederland leveren natuurrecreatie, natuurtoerisme en wonen in een groene leefomgeving de hoogste sociaaleconomische gebruikswaarden.

De natuur draagt bij aan ons welzijn door het creëren van een aantrekkelijke natuurlijke omgeving voor recreatie. De waarde van deze ecosysteemdienst is geschat op basis van wat mensen daadwerkelijk uitgeven om van natuurgebieden te genieten. Natuur gerelateerde activiteiten die van belang zijn, zijn onder meer wandelen (1.307 miljoen euro), fietsen (225 miljoen euro) en buitensporten (1.140 miljoen euro).

Daarnaast draagt de natuur 5.266 miljoen euro bij door het bieden van mogelijkheden voor natuurtoerisme, dat wil zeggen activiteiten in natuurgebieden waarin minimaal één overnachting zit. Hiervan profiteren niet alleen Nederlandse burgers die op vakantie gaan in eigen land, maar ook buitenlandse toeristen die ons land bezoeken.

Ten slotte geeft de ecosysteemdienst groene leefomgeving uitdrukking aan de voordelen die verband houden met het wonen in de buurt van de natuur, waaronder recreatie in de nabije omgeving, visuele esthetiek en lagere niveaus van lucht- en geluidsvervuiling. De ecosysteemdienst groene leefomgeving bedraagt 1.979 miljoen euro in 2021. Dit is 4% van de totale uitgaven voor het gebruik van de eigen woning, zoals geregistreerd in de Nationale rekeningen.

GEP per ecosysteemtype

De GEP kan ook worden uitgesplitst naar ecosysteemtype, zie figuur 2.7. Hieruit blijkt de omvang van de baten die de verschillende ecosysteemtypen leveren aan de samenleving. Bossen leveren de hoogste waarden aan ecosysteemdiensten, gevolgd door grasland, en duinen en kustgebieden. Bebouwde gebieden en heidevelden leveren de laagste waarden op. Wellicht interessanter zijn de verschillen in waarden per ha, die in dezelfde figuur 2.7 zijn afgebeeld. Hier zijn relatief hoge waarden per ha voor alle (semi)natuurlijke ecosysteemtypen (met de hoogste waarde voor duinen en kustgebieden) en stedelijk groen. Agrarische ecosysteemtypen en bebouwd gebied hebben lagere waarden per hectare.

Bossen leveren een relatief grote bijdrage aan veel verschillende ecosysteemdiensten waarnaar ook veel vraag is, waaronder natuurrecreatie, natuurtoerisme en koolstofvastlegging. Daarnaast is de omvang van bossen (als ecosysteemtype) groter dan die van de overige (semi)natuurlijke ecosysteemtypen. Duinen en kustgebieden dragen veel bij aan natuurrecreatie en toerisme en kustbescherming, waardoor ze een hoge waarde per hectare hebben. Omdat hun omvang relatief klein is, is de totale waarde lager dan die van bossen. Akkerland levert ook een aanzienlijke hoeveelheid baten, maar de bijdrage per hectare is lager vergeleken met (semi)natuurlijke ecosysteemtypen. Agrarische ecosysteemtypen hebben een relatief grote omvang. Ze leveren met name producerende diensten, maar veel minder culturele diensten. Dit resulteert in een aanzienlijke totale monetaire waarde, maar per hectare in lage waarden. Stedelijke groene gebieden (parken, plantsoenen etc.) bevinden zich in of nabij dichtbevolkte gebieden en bieden veel recreatie- en groene leefbaarheid diensten, wat resulteert in hoge waarden per hectare.

3.1 Inleiding

Het overheidsbeleid is gericht op behoud en bevordering van de kwaliteit van de natuur. Dit stelt het CBS voor de uitdaging om een kernindicator te ontwikkelen voor de beoordeling van ecosysteemkwaliteit in Nederland. Dit verkenningsrapport inventariseert de verschillende methoden die gebruikt kunnen worden om de kernindicator ecosysteemkwaliteit (KEK) te maken.

Ecosysteemkwaliteit verwijst naar de gezondheid en veerkracht van een ecosysteem, bepaald door de staat van de biodiversiteit, de kwaliteit van het milieu, en de mogelijkheid natuurlijke processen te onderhouden. De KEK, met als centrale vraag “hoe gaat het met de natuur?”, beoogt een samenvattend overzicht te bieden van de kwaliteit van de natuur in Nederland. Het concept van ecosysteemkwaliteit is van essentieel belang omdat ons gebruik van natuurlijke hulpbronnen rechtstreeks invloed heeft op de staat van de natuur. Onze economische activiteiten, landgebruikspraktijken en beleidsmaatregelen hebben niet alleen gevolgen voor onze eigen welvaart, maar ook voor de gezondheid en vitaliteit van onze ecosystemen. Andersom is de mens zelf ook ahankelijk van de gezondheid van ecosystemen, doordat deze diensten leveren die effect hebben op onze gezondheid en economische activiteiten. Daarom is monitoring van de kwaliteit van ecosystemen belangrijk.

De totstandkoming van zo’n indicator is echter geen eenvoudige opgave. Zo is de structuur van ecosystemen in hoge mate complex vanwege de diverse dynamische interacties tussen organismen onderling, en met hun omgeving. De ecosystemen verschillen ook enorm van elkaar. Een alomvattende indicator zou dus rekening moeten houden met de verschillende kenmerken van alle verschillende ecosystemen. Vervolgens kan het verkrijgen van hoogwaardige en representatieve data over de natuurlijke omgeving ingewikkeld zijn.

Er kan verschil gemaakt worden tussen de intrinsieke (gericht op natuur) en instrumentele kwaliteit (gericht op ecosysteemdiensten). Zo kan een bos met een dichte ondergroei van struiken en kruiden ecologisch waardevol zijn omdat het een hoge biodiversiteit ondersteunt en essentiële leefgebieden biedt voor verschillende soorten. Deze dichte vegetatielaag kan recreatieve activiteiten zoals wandelen en observeren van fauna echter hinderen, omdat die paden onbegaanbaar kan maken en het zicht belemmert. Omdat er zoveel verschillende invalshoeken zijn voor ‘kwaliteit’ is dus een hoge mate van consensus nodig over de weging van kenmerkende factoren voor een ecosysteem van goede kwaliteit. Na aggregatie en weging van de verschillende data, is het vervolgens belangrijk dat de complexe informatie, die inherent is aan ecosysteemkwaliteit, aan beleidsmakers en het bredere publiek op een begrijpelijke manier wordt gepresenteerd. In een poging om deze uitdagingen te overwinnen, worden verschillende methodieken uit de literatuur vergeleken. Om aan te sluiten bij het SEEA EA, wordt eerst de voorgestelde meerstapsbenadering van het raamwerk in dit verkenningsrapport geanalyseerd. Parallel aan deze analyse zijn alternatieve methodologieën onderzocht, zoals bijvoorbeeld de natuurpuntensystematiek en de Living Planet Index, om een volledig beeld te krijgen van de beschikbare opties voor het monitoren van ecosysteemkwaliteit.

Dit rapport richt zich op terrestrische ecosystemen. Beoordelingssystematieken zoals gebruikt voor aquatische en mariene ecosystemen, vanuit de Kaderrichtlijn Water (KRW) en Kaderrichtlijn Marien (KRM), worden hier daarom niet behandeld⁶⁾.

De Habitatrichtlijn rapportage is een essentieel proces voor het rapporteren over de staat van instandhouding van beschermde habitats en soorten binnen de Europese Unie. Deze rapportage vormt echter niet noodzakelijkerwijs een standaardmethode die in elke context toegepast kan worden. Om deze reden zal deze rapportagevereiste niet verder worden uitgediept in ons rapport.

Bij het beoordelen van verschillende methodes voor een KEK kunnen diverse criteria worden overwogen. Een belangrijk criterium is de dekking van ecosystemen: in hoeverre kunnen verschillende ecosystemen accuraat en volledig worden vertegenwoordigd? Verder speelt de methodologische consistentie een rol, waarbij gekeken wordt naar de mate waarin de methode herhaalbare en vergelijkbare resultaten levert. Ook de bruikbaarheid van gegevens voor beleidsmakers is essentieel, met name hoe de resultaten helpen bij het nemen van weloverwogen beslissingen. Daarnaast is de transparantie van de methode van belang, oftewel hoe duidelijk en toegankelijk de methode is voor verschillende gebruikers. Tot slot moet de methode in staat zijn om diverse aspecten van ecosystemen, zoals flora, fauna en waterkwaliteit, samen te voegen om een compleet en gedetailleerd overzicht te bieden van de algehele kwaliteit van het ecosysteem. Deze criteria helpen bij het selecteren van een effectieve en toepasbare methode voor het meten van ecosysteemkwaliteit.

3.2 Meerstaps benadering van SEEA EA

Het SEEA EA raamwerk omvat een uitgebreide systematiek om ecosysteemkwaliteit te beschrijven met een set van indicatoren. Tevens beschrijft SEEA EA een methode om de afzonderlijke kwaliteitsindicatoren te aggregeren naar een overkoepelende indicator in de vorm van een index (UN, 2021) die met name als doel heeft om de integriteit van de betrokken ecosystemen te reflecteren. De methode vereist verschillende stappen die hieronder verder worden uitgelegd. Het proces bestaat uit:
-gegevensverzameling en -verwerking, -koppeling van deze gegevens aan relevante referentiewaarden, en -de aggregatie van deze informatie tot een enkele indicator.
Deze benadering is cruciaal om een alomvattend beeld te schetsen van de staat van onze ecosystemen en hun dynamische veranderingen.

A) Selecteren van variabelen

In de eerste stap worden gegevens verzameld over verschillende variabelen die de kwaliteit van ecosystemen kunnen meten. Deze beschrijven verschillende aspecten van het ecosysteem, zoals bijvoorbeeld biodiversiteit en de lucht-, bodem- en waterkwaliteit. Elk type ecosysteem kent meestal zijn eigen set aan variabelen die van specifiek belang zijn, al kunnen er variabelen zijn die van toepassing zijn voor meerdere ecosysteemtypen. Het SEEA EA raamwerk gebruikt een aparte classificatie die kwaliteitskenmerken onderverdeelt in hoofdgroepen en subgroepen. Er worden drie hoofdgroepen onderscheiden: abiotische kenmerken, biotische kenmerken en kenmerken op landschapsniveau. Abiotische kenmerken omvatten niet-levende componenten zoals water, lucht, mineralen en klimaatcondities (bijv. temperatuur, neerslag). Biotische kenmerken verwijzen naar structuur, functie en compositie van ecosystemen. Compositie verwijst hierbij naar de soorten organismen die binnen het ecosysteem leven. Structuur verwijst naar een aantal meetbare kenmerken hiervan zoals biomassa, en functie naar bijvoorbeeld hun rol in de voedselketen. Kenmerken op landschapsniveau betreffen de ruimtelijke samenhang en fysieke arrangementen van ecosystemen, zoals habitatconnectiviteit en landschapsdiversiteit (bijv. landgebruikspatronen, habitatfragmentatie). De bedoeling is dat elk van deze hoofdgroepen voldoende gerepresenteerd wordt door de geselecteerde variabelen, al is dat in de praktijk vaak lastig.

B) Relateren aan referentiewaarden

Elke variabele wordt omgevormd tot een indicator die op een uniforme schaal past. Dit proces houdt in dat voor elke indicator een gemeenschappelijke meeteenheid wordt gebruikt en dat de waarden worden aangepast naar een schaal die loopt van 0% (de slechtste score) tot 100% (de optimale score die als referentiewaarde dient). Hierdoor zijn alle indicatoren direct met elkaar te vergelijken. Hiervoor is het nodig referentiewaarden vast te stellen die representatief zijn voor een goede dan wel slechte ecosysteemkwaliteit. Het vaststellen van referentiewaarden kan op verschillende manieren en hangt ook af van het type ecosysteem. Er kan bijvoorbeeld een historische waarde van het oorspronkelijke ecosysteem gekozen worden of een voorgeschreven waarde zoals een beleidsdoelstelling. Een andere optie is de waarde van een bepaald vast basisjaar als referentiewaarde aan te houden. De SEEA EA raadt daarbij aan om zoveel mogelijk referentiewaarden te selecteren die aansluiten bij een intact en onverstoord ecosysteem, waarin al de natuurlijke ecologische processen aanwezig zijn. Het raamwerk specificeert niet expliciet of referentiewaarden binnen het land of wereldwijd gesteld moeten worden, maar benadrukt het belang van ecologische relevantie en vergelijkbaarheid. In landen zonder onaangetaste natuur, zoals Nederland, wordt aangeraden creatief te zijn door historische data, internationale benchmarks, of modellen van natuurlijke vegetatie te gebruiken. Het kiezen van referentiewaarden uit een land met een ander klimaat is minder ideaal vanwege ecologische verschillen.

C) Aggregeren

Nadat alle variabelen zijn omgezet in indicatoren met eenzelfde schaal, kunnen deze in de laatste stap worden geaggregeerd. Alvorens te aggregeren naar een samenvattende kwaliteitsindicator per ecosysteem, moeten er eerst sub-indices gemaakt worden. Sub-indices kunnen bijvoorbeeld gemaakt worden op basis van het type kenmerk (abiotisch/biotisch/landschap). Een sub-index wordt gemaakt door de genormaliseerde waarden van de indicatoren op te tellen of te combineren volgens een vastgestelde methode (bijv. rekenkundig gemiddelde, geometrisch gemiddelde, minimum of maximum). Hierbij kunnen indicatoren ook een weging krijgen op basis van hun relatieve belang, voor het beoordelen van de totale kwaliteit van het ecosysteem. Het wegen moet zorgvuldig worden gekozen omdat dit veel invloed heeft op de uiteindelijke kwaliteitsindicator. Beoordelingen van experts en informatie uit de wetenschappelijke literatuur kunnen helpen bij het maken van deze keuzes. In de studie van Maes et al (2023) waarin deze methodiek wordt toegepast op Europese bos-ecosystemen, wordt de weging bepaald op basis van een aantal criteria (relevantie voor ecologische integriteit, instrumentele waarde, eenduidige interpreteerbaarheid, relatie tot antropogene drukfactoren, en conformiteit met het SEEA raamwerk). Voor alle ecosysteemtypen worden vervolgens sub-indices berekend door de genormaliseerde waarden van de indicatoren te combineren volgens de gewichten die aan elk ervan zijn toegewezen.
Om ten slotte de overkoepelende kwaliteitsindicator te berekenen, worden alle sub-indices gecombineerd. Dit kan worden gedaan door de gemiddelde waarden van de sub-indices te nemen of door een andere methode te gebruiken, afhankelijk van de gewichten die aan elk ecosysteemtype zijn toegewezen. In Tabel 3.1 is een voorbeeld te zien van een ecosysteemkwaliteit rekening met genormaliseerde indicatoren en sub-indices volgens de SEEA EA methode.

Tabel 3.1. Voorbeeld van een ecosysteemkwaliteit rekening met genormaliseerde indicatoren en sub-indices (SEEA EA).

3.2.1 Presentatie

Het is belangrijk dat de presentatie van een overkoepelende kwaliteitsindicator op een begrijpelijke manier gebeurt, met voldoende transparantie om de complete context goed te begrijpen. Om het simpel en begrijpelijk te houden is een presentatie van de indicator met een schaal tussen 0 en 1, waarbij 1 de beste kwaliteit vertegenwoordigt, een goede basis. Er kan ook gekozen worden om de gebieden te categoriseren op basis van de kwaliteit door bijvoorbeeld de categorieën “laag”, “gemiddeld” en “hoog” aan te houden.
Daarnaast is een goede documentatie van het gehele proces nodig en een methode die herhaalbaar is voor toekomstige evaluaties. Dit helpt bij het vergelijken van de kwaliteit tussen verschillende tijdsperioden.
Ook is het essentieel om de interpretatie van de resultaten uit te schrijven en de trends uit te leggen met de onderliggende sub-indices. Als de overkoepelende kwaliteits-index aangeeft dat bepaalde ecosystemen in slechte staat verkeren, kunnen zo passende beleidsacties worden ondernomen om hun kwaliteit te verbeteren.

3.2.2 Voor- en nadelen

Het creëren van een overkoepelende kwaliteitsindex voor ecosystemen heeft verschillende voordelen en nadelen. Aan de positieve kant biedt het een manier om complexe ecologische gegevens samen te vatten en trends in de kwaliteit van ecosystemen in de loop van de tijd te detecteren, waardoor effectieve beleidsvorming en gericht natuurbehoud mogelijk worden. Bovendien vergemakkelijkt het de communicatie van deze informatie richting het publiek en beleidsmakers. Daarnaast is deze methode flexibel in de zin dat er in de loop van tijd indicatoren toegevoegd kunnen worden of juist kunnen vervallen. Ook kan voortschrijdend inzicht leiden tot aanpassingen van wegingen of referentiewaarden. De tijdsreeks kan in zo’n geval vrij eenvoudig gereviseerd worden.

Een nadeel is dat aggregeren zal leiden tot het verlies van gedetailleerde informatie over individuele indicatoren. Daarnaast is het vaststellen van referentiewaarden niet eenvoudig. Het is namelijk nodig een duidelijk beeld te hebben van hoe het ecosysteem er in goede kwaliteit uit zou zien of wat ooit de beste kwaliteit is geweest. Een pragmatische benadering is om naar een referentiejaar te kijken en de veranderingen ten opzichte van dat jaar te monitoren. Ook is de toewijzing van gewichten aan indicatoren en sub-indices vaak subjectief en discutabel. Het vergelijken van resultaten op verschillende schalen kan uitdagend zijn. Bovendien is het belangrijk te erkennen dat ecosystemen intrinsiek complex zijn, en dat een enkele index de volledige complexiteit daarvan niet kan vastleggen, wat het risico op een te simplistische presentatie met zich meebrengt. Een specifiek voorbeeld daarvan is de situatie wanneer een index vooral gebaseerd wordt op gemakkelijk meetbare indicatoren zoals boombedekkingsgraad die positief kunnen scoren, terwijl kritische indicatoren van biodiversiteit, zoals de aanwezigheid van sleutelsoorten of genetische diversiteit, over het hoofd worden gezien of negatief scoren. Dit zou dan tot de conclusie leiden dat het bos in een goede conditie verkeert, terwijl in werkelijkheid de afname van biodiversiteit een ernstige bedreiging vormt voor de veerkracht en functionaliteit van het ecosysteem. Het is daarom van groot belang om zorgvuldig af te wegen hoe deze methode wordt samengesteld en toegepast, en voortdurend te streven naar verbetering en transparantie in het proces.

3.3 Natuurpuntensysteem

Het Natuurpuntensysteem (Sijtsma et al., 2009; PBL, 2014) is een innovatieve benadering die is ontwikkeld door het Planbureau voor de Leefomgeving (PBL) en het Centraal Planbureau (CPB). Deze is specifiek ontwikkeld ten behoeve van Maatschappelijke Kosten-Baten Analyses (MKBAs), en heeft als doel om de impact van projecten of beleid op de natuurwaarde in meetbare eenheden om te zetten, om zo een evenwichtige afweging tussen ecologische, economische en sociale belangen te bevorderen. Het Natuurpuntensysteem biedt een uniforme, objectieve maatstaf om de natuurkwaliteit van een gebied te beoordelen vóór, tijdens en na projecten, en speelt een cruciale rol in zowel monitoring als planvorming door het verwachte effect van toekomstige ontwikkelingen in kaart te brengen. Het heeft een breed scala aan toepassingen, waaronder het creëren van draagvlak bij belanghebbenden, milieueffectrapportages, aanbestedingen, ‘habitatbanking’ en kosten-batenanalyses. Dit systeem is ontwikkeld om de natuurinclusieve benadering in de praktijk te ondersteunen en is gebaseerd op wetenschappelijke principes en praktijkervaringen.

3.3.1 Methode

Het Natuurpuntensysteem is gebaseerd op een relatief eenvoudig berekeningsprincipe:

Natuurpunten = oppervlakte x kwaliteit x weegfactor.

Dit berekeningsprincipe wordt toegepast op relatief homogene gebiedseenheden die worden geïdentificeerd op basis van een natuurtypologie. In eerste instantie werd hierbij gebruik gemaakt van het Handboek Natuurdoeltypen (Bal et al., 1995), en tegenwoordig de natuurbeheertypen uit de Index Natuur en Landschap/ Subsidiestelsel Natuur en Landschap indeling (BIJ12, 2021b). Aan elk natuurtype worden referentielijsten van kenmerkende soorten gekoppeld. Voor elk natuurtype worden de volgende factoren bepaald:

• Oppervlakte: De gemeten of berekende oppervlakte van de natuurtype-eenheid in hectare.
• Kwaliteit: Het percentage van het aantal referentielijstsoorten dat aanwezig is in de huidige situatie of in de toekomstige situatie verwacht, gemiddeld over minimaal 3 kenmerkende soortengroepen. Naast planten en vogels worden terrestrische ecosystemen aangevuld met vlinders en natte ecosystemen aangevuld met soortgroepen vanuit de KRW, zoals macrofauna, bodemdieren, vissen en zoogdieren.
• Weegfactor: Een (door het PBL bepaalde) factor gebaseerd op (inter)nationale zeldzaamheid en trend van soorten.

Het totale aantal natuurpunten voor een project of gebied wordt vervolgens berekend door de natuurpunten van de verschillende natuurtypen in de huidige of toekomstige situatie op te tellen.

3.3.2 Presentatie

Het Natuurpuntensysteem kan worden gebruikt om stakeholders te informeren, milieueffectenrapportages te ondersteunen en besluitvorming te ondersteunen bij aanbestedingen en gebiedsontwikkeling. Tabel 3.2 geeft een illustratief voorbeeld van de berekening op basis van oppervlak, kwaliteit en weegfactor vanuit de context van planvorming.

Tabel 3.2. Berekening van de natuurpunten voor een fictief voorbeeld waarbij een stukje uiterwaard in gebruik als agrarisch grasland wordt omgezet in een nevengeul en natuurgebied. Aangepast naar van Gaalen en al., (2014), hun tabellen 8.1. en 8.2. Uitgedrukt in natuurpunten verviervoudigd de natuurkwaliteit door deze maatregel.

3.3.3 Voordelen- en nadelen

Er zitten zowel voor- als nadelen aan de Natuurpuntensystematiek. Voordelen zijn dat het een gestandaardiseerde manier is om ecosysteemkwaliteit te meten. Dit is essentieel voor het ontwikkelen van een betrouwbare kernindicator. Ook gebruikt het systeem reeds vastgestelde parameters zoals kwaliteit (aantal referentielijstsoorten), weegfactor (op basis van zeldzaamheid) en oppervlakte, wat het mogelijk maakt om een concreet cijfer te genereren dat de ecosysteemkwaliteit weergeeft. Verder is de methode ook herhaalbaar en kan die daardoor meermaals worden toegepast om ecosysteemkwaliteit over de tijd te volgen. Het is ook toepasbaar in verschillende gebieden in heel Nederland. Dit zorgt voor consistentie in de metingen en vergemakkelijkt de vergelijking van ecosysteemkwaliteit tussen verschillende regio’s. Als laatste is het systeem gericht op gebiedsontwikkeling met natuurdoelstellingen, wat het relevant maakt voor het meten van ecosysteemkwaliteit in specifieke gebieden.

De focus op biodiversiteit alleen kan echter als een beperking worden gezien, omdat dit mogelijk andere belangrijke kwaliteitsaspecten van ecosystemen uitsluit, zoals de instrumentele waarde (gerelateerd aan het vermogen om ecosysteemdiensten te kunnen leveren). Ook is het de vraag of biodiversiteit als een allesomvattende indicator voor intrinsieke kwaliteit kan dienen, of dat er behoefte is aan uitbreiding naar andere kwaliteitsaspecten om een vollediger beeld van ecosysteemkwaliteit te bieden. Ook vereist de beoordeling van de kwaliteit voor de toekomstige situatie een expertbeoordeling en kan de methode daardoor als minder objectief worden beschouwd. Deze toekomstgerichte beoordeling is noodzakelijk om de duurzaamheid van ecosysteemkwaliteit te evalueren, maar introduceert subjectiviteit en onzekerheid in de analyse. Bovendien is de methode gebiedspecifiek, en gebaseerd op het lokaal voorkomen van soorten. Dit betekent dat de resultaten ook gebiedspecifiek zijn, en niet zonder meer kunnen worden geëxtrapoleerd naar grotere gebieden, zoals heel Nederland. Daarom zullen er voor het gebruik als kernindicator voor ecosysteemkwaliteit aanvullende criteria en parameters moeten worden toegevoegd om een uitgebreidere evaluatie mogelijk te maken. Bijvoorbeeld, door het integreren van waterkwaliteitsparameters of bodemgezondheidsindicatoren kan de methode worden uitgebreid om een breder scala aan ecosysteemkwaliteitsindicatoren te omvatten.

In het geval van het Natuurpuntensysteem als kernindicator voor ecosysteemkwaliteit, biedt het voordelen zoals objectiviteit en meetbaarheid, maar het vereist ook aandacht voor de beoordeling van toekomstige situaties en aanpassing ervan om breder toepasbaar te zijn. Het is belangrijk om de methode te blijven ontwikkelen en valideren om ervoor te zorgen dat het een nauwkeurige en betrouwbare indicator is voor ecosysteemkwaliteit.

3.4 Werkwijze monitoring en beoordeling Natuurnetwerk en Natura 2000

De Werkwijze Monitoring en Beoordeling Natuurnetwerk en Natura2000, ontwikkeld door BIJ12, biedt een waardevol kader voor het beoordelen van de natuurkwaliteit in Nederlandse natuurgebieden (BIJ12, 2021a). Het doel van deze werkwijze is om de gegevens te verzamelen en te analyseren met het oog op een gedegen eindoordeel over de natuurkwaliteit in specifieke gebieden. Het Natuurnetwerk Nederland (NNN) is een samenhangend netwerk van beschermde natuurgebieden, gericht op het behouden, herstellen en ontwikkelen van biodiversiteit door het creëren van grote, aaneengesloten leefgebieden. Bijna alle beschermde natuurgebieden op land, die valt onder Natura 2000, is onderdeel van het NNN

3.4.1 Methode

De methode voor het creëren van een kernindicator voor ecosysteemkwaliteit in Nederland zou gebaseerd kunnen worden op de bestaande “Werkwijze Monitoring en Beoordeling Natuurnetwerk en Natura 2000” (hierna NNN/Natura 2000). Het proces is een samenhangend stelsel van verschillende monitoringsmethodieken ten behoeve van het Natuurnetwerk (Figuur 3.1). Binnen dit stelsel is er specifieke aandacht voor de gebieden die vallen onder de Habitat- en Vogelrichtlijn (Natura 2000).

Figuur 3.1. Een schematische weergave van het samenhangende stelsel van monitoringsmethodieken ten behoeve van het Natuurnetwerk (Bij12, 2021a).

De methode van de NNN/Natura 2000 werkwijze benadrukt een gecombineerde aanpak gericht op natuurbehoud en -beheer, waarbij gefocust wordt op twee deelgebieden, het Natuurnetwerk (NNN) en de Natura 2000 gebieden (die daar grotendeels, voor 93% van het oppervlak, deel van uitmaken). Voor het NNN wordt een integrale beoordeling uitgevoerd waarbij verschillende kwaliteitsindicatoren per beheertype worden geëvalueerd, gebaseerd op veldgegevens zoals de dichtheid van planten- en diersoorten per oppervlakte. Elk onderdeel krijgt een deelscore van ‘goed’, ‘matig’, of ‘slecht’, waarbij ‘goed’ 2 punten oplevert, ‘matig’ 1 en ‘slecht’ 0. Vervolgens worden deze onderdelen gewogen met een weegfactor, en worden de scores van alle onderdelen bij elkaar opgeteld om tot één kwaliteitsindicator te komen (BIJ12, 2021a). In totaal kan elk beheertype dan maximaal 30 punten verdienen.

De monitoring van Natura 2000-gebieden hanteert een specifiekere benadering, geleid door een programma van eisen dat minimale vereisten en doelstellingen voor soorten en habitattypen vaststelt. Deze instandhoudingsdoelstellingen blijven constant, terwijl de feitelijke staat van het gebied verandert, idealiter richting deze doelstellingen. Er wordt specifiek gekeken of de waarden waarop de aanwijzing van het gebied is gebaseerd, zich in de gewenste richting ontwikkelen, met speciale aandacht voor habitatkwaliteit gemeten aan de hand van vier deelparameters (vegetatietype, abiotische randvoorwaarden, typische soorten, en overige kenmerken van een goede structuur en functie). Elke deelparameter wordt weer beoordeeld met ‘goed’, ‘matig’, of ‘slecht’, en de oppervlakten worden dan opgeteld om zo een kwantitatief overzicht te krijgen.

Beide stelsels leiden tot hun eigen beoordeling, maar zijn wel nauw met elkaar verbonden. Door samenwerking en gegevensuitwisseling tussen deze twee benaderingen wordt een integraal beeld van de natuurstatus verkregen (Figuur 3.2.2).

Figuur 3.2. Een schematische visualisatie van de samenhang tussen de monitoring voor het Natuurnetwerk (integrale beoordeling) en de Natura 2000 aanpak (beoordeling van specifieke doelen) (Bij12, 2021a).

3.4.2 Presentatie

Wanneer het CBS deze methode implementeert, zouden de resultaten van de beoordeling kunnen worden gepresenteerd in de vorm van een gestandaardiseerd rapportformat of een online dashboard. Het rapport zou de volgende elementen moeten bevatten: 1) een overzicht van de algehele ecosysteemkwaliteit in NNN/Natura 2000 gebieden in Nederland, met vermelding van het percentage gebieden met “goede”, “matige” of “slechte” kwaliteit (Figuur 3). Met geschiktheid van ruimtelijke condities wordt bedoeld hoe groot of aaneengesloten het leefgebied is. Dit zijn belangrijke factoren voor soorten om zich te kunnen verplaatsen.

Figuur 3.3. Voorbeeld van een presentatie van de resultaten van de Werkwijze Monitoring en Beoordeling Natuurnetwerk en Natura2000 (CBS et al., 2024b).

Ook is het goed om gedetailleerde rapporten per provincie of gebied toe te voegen, waarin de beoordeling van individuele natuurgebieden wordt gepresenteerd, inclusief de gebruikte gegevens, beoordelingscriteria en resulterende kwaliteitsclassificaties. Beleidsmakers en belanghebbenden zijn vaak geïnteresseerd in specifieke gebieden. Het is dus belangrijk om de resultaten ook ruimtelijk, door middel van kaarten, weer te geven (figuur 3.4).

Figuur 3. 4. Voorbeeld van een ruimtelijke presentatie van de condities van de natuur (CBS et al., 2024c).

De ruimtelijke condities zijn niet goed wanneer het leefgebied voor veel soorten te klein is en/of te veel versnipperd, met andere woorden, wanneer de leefgebieden onvoldoende ruimtelijke samenhang hebben.

3.4.3 Voor- en nadelen

Het streven naar standaardisatie en objectiviteit in de beoordeling van ecosysteemkwaliteit maakt gebieden en verschillende perioden vergelijkbaar, ook op nationaal niveau.
Deze methode vereist echter ook aanzienlijke inspanning voor gegevensverzameling en –analyse en is het complex om de criteria voor ecosysteemkwaliteit te definiëren. Bovendien zijn de methode en beoordelingscriteria momenteel alleen opgezet voor Natura 2000 en Natuurnetwerkgebieden, en niet voor heel Nederland. Dit kan gezien worden als een beperking omdat de criteria voor ecosysteemkwaliteit hierdoor niet universeel toepasbaar zijn over alle Nederlandse ecosystemen. Daarnaast is het vaststellen van deze criteria subjectief en gerelateerd aan specifieke doelen die niet noodzakelijkerwijs van toepassing zijn op ecosystemen buiten het bovengenoemde netwerk. Dit introduceert een risico voor de interpretatie van de uitkomsten: een kernindicator ontworpen rond deze specifieke gebieden en doelen kan leiden tot een vertekend beeld van de algehele ecosysteemkwaliteit in Nederland. Bijvoorbeeld: als verbeteringen in Natura 2000-gebieden worden waargenomen, kunnen deze ten onrechte worden geïnterpreteerd als een landelijke trend, terwijl ecosystemen buiten deze beschermde gebieden mogelijk verslechteren.

Deze nadelen en interpretatierisico’s tonen aan hoe belangrijk het is om diverse perspectieven te betrekken bij het vaststellen van criteria voor ecosysteemkwaliteit en het kiezen van de belangrijkste indicatoren. Zo zorgen we voor een accurate en representatieve beoordeling van de staat van alle Nederlandse ecosystemen.

3.5 Mean Species Abundance (MSA) methode

De Mean Species Abundance (MSA) is een methode om natuurkwaliteit te meten. De methode is gebaseerd op de grootte van populaties ten opzichte van een referentie, en wordt uitgedrukt als percentage, waarbij 100% voor intacte natuur staat. De MSA wordt vooral toegepast om de mate van verstoring door menselijke oorzaken te meten (Schipper et al., 2020).

3.5.1 Methode

De eerste stap is om de referentiewaarde vast te stellen voor de populatiegrootte van elke soort in een bepaalde omgeving. Deze referentiewaarde wordt meestal bepaald op basis van historische waarden, ecologische modellen, of een combinatie van die twee.

De volgende stap is om de huidige populatieniveaus van specifieke soorten uit de referentie-situatie (nieuwe soorten worden dus per definitie niet meegenomen) te bepalen op basis van veldonderzoeken, aardobservatie, of andere ecologische monitoringstechnieken. Voor elke soort wordt dan een percentage berekend door de huidige populatieniveaus te delen door de referentiewaarde. Dit percentage laat dan zien hoeveel de populatie is gekrompen vergeleken met de referentiewaarde. Een waarde van 100% betekent dat de populatie van een soort op het niveau zit van zijn natuurlijke populatiegrootte (of hoger⁷⁾ ), en een waarde lager dan 100% betekent dat deze gekrompen is.

De MSA wordt vervolgens berekend door het rekenkundig gemiddelde te nemen van de percentages voor alle soorten in de studieomgeving. De MSA geeft dan één waarde die de staat van de biodiversiteit reflecteert, relatief aan de referentiewaarden. Een hoge MSA geeft aan dat de biodiversiteit relatief intact is en een lage MSA suggereert en hoge mate van verstoring en/of druk op de populatiegroottes en biodiversiteit.

Figuur 3.5. Visualisatie van de Mean Species Abundance rekenmethode. Nota bene: de grijze ratten en de extra kikker illustreren dat zij niet bijdragen aan de MSA omdat ze niet aanwezig waren in de referentietoestand.

3.5.2 Presentatie

De MSA wordt meestal uitgedrukt als een fractie tussen 0 en 1 of een percentage tussen 0 en 100%. Door deze dimensieloze wijze van presenteren wordt een complex begrip als biodiversiteit inzichtelijk gemaakt. Ook wordt het zo mogelijk om verschillende gebieden onderling te vergelijken, of trends door de tijd te kunnen volgen. Het biedt een gestandaardiseerde maatstaf voor het evalueren van de algehele gezondheid van ecosystemen en wordt vaak gebruikt in ecologische studies, natuurbeschermingsplannen en beleidsvorming.

Figuur 3.6. Trends in de kwaliteit van landnatuur en water, uitgedrukt door middel van de MSA.

3.5.3 Voor- en nadelen

De MSA is een effectief instrument in de ecologie en natuurbescherming, dat de impact van menselijke activiteiten op biodiversiteit meet door afnames in soortenrijkdom te kwantificeren. Het biedt een gestandaardiseerde en eenvoudige methode die breed toepasbaar is en gemakkelijk te begrijpen voor zowel wetenschappers als het publiek. De MSA kent echter ook beperkingen. De MSA neemt namelijk geen toenames in populaties of nieuwe soorten t.o.v. de referentie mee. Ook kan het erg lastig zijn om referentiewaarden vast te stellen doordat er geen data zijn met betrekking tot de referentiesituatie. Bovendien kan een gebrek aan data specifieke veranderingen over-generaliseren. Zo kan lokaal biodiversiteitsherstel de totale trend voor Nederland positief beïnvloeden, terwijl gebieden die niet worden gemeten juist achteruitgaan. Dit is een foutieve interpretatie als gevolg van een niet representatieve steekproef.

In principe zou de MSA-methode kunnen worden gegeneraliseerd naar andere ecologische kwaliteitsindicatoren naast populatiegrootte. Zo’n gegeneraliseerde MSA kan helpen bij het beoordelen van de algehele gezondheid van ecosystemen. Het vergemakkelijkt ook de vergelijking tussen verschillende ecosystemen of tijdperioden. Deze aggregatie kent echter nadelen, zoals het potentieel verlies van gedetailleerde informatie over individuele soorten en het risico op oversimplificatie van complexe ecologische dynamieken. Dit kan leiden tot het risico dat belangrijke signalen van ecologische stress of achteruitgang worden gemist, omdat de subtiele maar belangrijke veranderingen binnen specifieke soorten of habitats gereduceerd worden tot een enkele score. Hoewel de MSA een waardevol hulpmiddel is, is het essentieel om het te gebruiken in combinatie met andere methoden en indicatoren voor een vollediger begrip van ecosysteemgezondheid. Dit is bijzonder relevant omdat, net als bij de Natuurpunten systematiek, de MSA-methode het risico loopt belangrijke ecologische nuances te missen zonder aanvullende context die andere indicatoren bieden. Zo beperkt de MSA zich tot de afname in soortenrijkdom, waardoor soorten die van nature voor horen te komen terugkeren maar er al niet meer waren in de referentiestatus, niet worden meegenomen. Ook worden belangrijke instrumentele kwaliteitskenmerken over de omgeving weggelaten zoals hoe goed het ecosysteem in staat is om (drink)water te filteren. Het verschil tussen de MSA en de Natuurpunten systematiek benadrukt de behoefte aan een diversifieerde aanpak bij ecosysteemevaluaties. De MSA focust alleen op soorten in vergelijking met hun ongestoorde natuurlijke staat, terwijl de Natuurpuntensystematiek ook kijkt naar hun zeldzaamheid en de oppervlakte van de habitat om de kwaliteit te beoordelen. Die details zijn belangrijk voor het begrip van een ecosysteem waardoor bij de MSA de combinatie met andere methoden van groter belang is.

3.6 Living Planet Index (LPI)

Het CBS publiceert indicatoren over de trends in aantal en/of verspreiding van verschillende soortgroepen, al dan niet uitgesplitst per habitat. Hierbij wordt gebruik gemaakt van de Living Planet Index (LPI) methode (CBS et al., 2024a), die aansluit bij de gelijknamige methodiek zoals die internationaal door het Wereld Natuurfonds wordt gebruikt (Loh et al, 2015).

3.6.1 Methode

De LPI wordt berekend op basis van gegevens over aantallen en verspreiding van verschillende soortgroepen zoals vogels, zoogdieren, vlinders en libellen, reptielen, amfibieën en vissen, zoals die op landelijke schaal worden verzameld vanuit het Netwerk Ecologische Monitoring (NEM). Hierbij wordt gebruik gemaakt van vaste locaties en strikte monitoringsprotocollen.

In de eerste stap wordt voor elke soort afzonderlijk een trend bepaald. Hiervoor worden per jaar de afzonderlijke tellingen geco mbineerd, waarbij rekening wordt gehouden met mogelijk ontbrekende gegevens voor individuele locaties. Omdat de totaal getelde aantallen afhankelijk zijn van het aantal tellocaties, worden deze omgerekend naar een dimensieloze index, met een waarde van 100 voor een (in principe willekeurig) referentiejaar. Het tijdsverloop van deze indexcijfers representeert de trend in de populatiegrootte van de betrokken soort (Van Strien et al., 2016).

In een tweede stap worden indices voor meerdere soorten gecombineerd tot een enkelvoudige indicator die een algemeen beeld geeft van de veranderingen in populatiegroottes. Elke soort telt daarbij even zwaar mee. Voor het combineren van de indexcijfers van de afzonderlijke soorten wordt gebruik gemaakt van een meetkundig gemiddelde. Dit legt de nadruk op relatieve veranderingen. Een verdubbeling in aantal van de ene soort kan dan een halvering in aantal van een andere soort compenseren (Van Strien et al., 2016; Soldaat et al., 2017).
De indicatorwaarden hebben doorgaans een bepaalde jaar-tot-jaar variatie die niet per se betekenisvol is. Deze kan bijvoorbeeld afhankelijk zijn van het weer in een bepaald jaar. De ruwe indicatorwaarden worden dan ook gesmooth, tot een trend. Als laatste stap wordt deze trend zo geschaald dat de waarde in het basisjaar exact 100 is.

Deze indicator wordt berekend voor alle soorten samen (de Living Planet Index), of voor afzonderlijk soortgroepen, of voor soorten die representatief zijn voor verschillende habitats, zoals bos, heide, of het boerenland.

3.6.2 Presentatie

De Living Planet Index en varianten worden door het CBS gepubliceerd op het Compendium voor de Leefomgeving (CLO) en door het Wereld Natuur Fonds (WWF-NL) gebruikt als onderbouwing van hun Living Planet Report Nederland. De LPI wordt doorgaans weergegeven als een grafiek van de trend, al dan niet vergezeld van de ruwe jaarcijfers. Deze grafieken zijn beschikbaar voor alle soorten (de formele LPI) en kunnen worden uitgesplitst per regio, habitattype en/of soortgroep, zoals bijvoorbeeld vogels van het boerenland, waardoor het makkelijker wordt om specifieke trends en veranderingen daarin te identificeren. Bovendien wordt op het CLO de indicator altijd begeleid door een gedetailleerde analyse en technische toelichting, die de onderliggende factoren en implicaties van de waargenomen trends uitleggen. Deze discussie wordt opgesteld in samenspraak met de betrokken specialisten (bijvoorbeeld SOVON in het geval van vogels).

Figuur 3.7. LPI voor alle habitats en alle soorten, https://www.clo.nl/indicatoren/nl156908-living-planet-index-nederland-1990-2021

Figuur 3.8. LPI van natuurgebieden op het land, https://www.clo.nl/indicatoren/nl158108-fauna-van-natuurgebieden-op-land-1990-2021

3.6.3 Voor- en nadelen

De LPI (en varianten) meet alleen veranderingen in populatiegrootte en/of verspreiding van soorten. Vergeleken met andere indicatoren is de LPI-aanpak aantoonbaar beter (Van Strien et al, 2012). Het vertalen van de trends in soorten naar informatie over de habitats waarin deze soorten leven, is echter minder eenvoudig. Om te beginnen maakt de ecologische kwaliteit van deze habitats niet expliciet deel uit van de indicator, maar de LPI reflecteert uiteraard wel deze kwaliteit, aangezien deze een belangrijke factor van invloed is op de populatiegrootte. Zo reflecteren dalende populaties vaak verslechtering van habitat- of waterkwaliteit, waardoor deze bredere ecologische gezondheidsaspecten impliciet in de LPI worden geïntegreerd. Dit biedt een integraler beeld van de ecologische toestand en vergemakkelijkt de vergelijking tussen tijdperiodes en, tot op zekere hoogte wegens verschillen in soortselecties, tussen verschillende ecosystemen. Deze beperkingen leiden ertoe dat de geschiktheid van de LPI als generieke maat voor ecosysteemkwaliteit beperkt is.

3.7 Discussie

3.7.1 Overwegingen bij aggregatie van informatie tot één indicator

Zoals de SEEA EA aangeeft, kan aggregeren helpen bij het communiceren van trends, maar tegelijkertijd kan deze aanpak ook belangrijke details verbergen. Dit geldt natuurlijk voor elke methodiek. Aggregatie moet daarom altijd met voorzichtigheid gepaard gaan en expertkennis moet bij elke stap in acht genomen worden, net als het doel van de index.

Om een zinvolle beoordeling van de kwaliteit van ecosystemen te maken, is het essentieel om het ecosysteem zelf in acht te nemen. Zo heeft elk ecosysteemtype zijn eigen ecologische drijfveren (natuurlijk of antropogeen) en karakteristieken die direct of indirect aanleiding zijn voor verandering, zoals bijvoorbeeld gedefinieerd in de Global Ecosystem Typology (Keith et al., 2022). Daarom is het belangrijk om de individuele ecosysteemtypes apart te beschouwen voordat enige vorm van aggregatie plaatsvindt. Deze benadering erkent de unieke karakteristieken en behoeften van verschillende ecosystemen en verzekert dat de beoordelingen relevant en specifiek zijn.

Om de kwaliteit van elk ecosysteem apart te berekenen, zoals bossen of kwelders, moeten specifieke indicatoren worden ontwikkeld en toegepast. Bijvoorbeeld, bossen kunnen beoordeeld worden op leeftijdsverdeling en biodiversiteit, terwijl dat bij kwelders is op aspecten als aanwezigheid van de voor dit ecosysteemtype kenmerkende plantensoorten en de stabiliteit van het sediment. Ook in het geval dat eenzelfde kenmerk gemeten wordt, kan de optimale of kritieke waarde per ecosysteem verschillen. Zo is bij sommige ecosystemen de aanwezigheid van een bepaalde plantensoort een teken van goede kwaliteit, terwijl dit in andere ecosystemen juist een teken kan zijn van achteruitgang. Daarom zal er steeds vanuit het ecosysteem beredeneerd moeten worden wat de juiste indicatoren zijn.

Daarnaast moet worden overwogen om verschillende methodologische benaderingen te hanteren voor verschillende ecosysteemtypen, afhankelijk van hun unieke eigenschappen en uitdagingen. Dit kan betekenen dat voor sommige ecosystemen meer gewicht wordt gegeven aan bepaalde indicatoren of dat alternatieve meetmethoden worden gebruikt (zie Maes et al., 2023 voor een uitgewerkt voorbeeld).

De geschiktheid van methoden kan afhankelijk zijn van de nauwkeurigheid van de data en van de fragmentatie van het ecosysteem. De resolutie van geografische data speelt een cruciale rol in het bepalen van ecosysteemkwaliteit. Ecosystemen die groot en aaneengesloten zijn, hebben andere dynamieken en uitdagingen dan kleinere, gefragmenteerde ecosystemen. Het ‘edge effect’ – waarbij de randen van een ecosysteem een hogere mate van onzekerheid in de data kunnen ervaren door invloeden van het naastgelegen ecosysteem – is bijvoorbeeld prominenter in gefragmenteerde ecosystemen. Gezien de fragmentatie is het aan te raden om de indicatoren voor elk afzonderlijk fragment te berekenen en vervolgens het gemiddelde te nemen voor een algeheel beeld. Daarnaast kan meer gewicht worden gegeven aan indicatoren die continuïteit van het ecosysteem benadrukken, zoals bij bossen de boomkronenbedekking. De SEEA EA ecosystem condition typology voorziet hierin.

Hoewel een gemiddelde score van verschillende ecosysteemtypen een overkoepelend beeld kan geven, is het belangrijk om de nuances en context van elk ecosysteem te behouden. Aggregatie kan waardevolle informatie verbergen over de staat en behoeften van individuele ecosystemen. Een uitstekend voorbeeld hiervan is de overall LPI die min of meer stabiel is, maar samengesteld is uit een toenemende trend voor zoet water en een afnemende trend voor de droge natuur. Daarom is het essentieel om, naast een geaggregeerde score, ook gedetailleerde rapportages per ecosysteemtype te verstrekken.

3.7.2 Objectiviteit en het bepalen van ecosysteemkwaliteit

Een kernindicator ecosysteemkwaliteit zou een objectieve beoordeling moeten geven over de staat van de natuur. Wat een goede ecosysteemkwaliteit inhoudt kan echter sterk verschillen afhankelijk van wie je het vraagt of welke invalshoek wordt gebruikt. Zo kijkt de visserijsector vooral met een instrumentele blik naar het mariene ecosysteem (d.w.z. de hoeveelheid vis), terwijl natuurbeschermingsorganisaties meer aandacht hebben voor de intrinsieke kwaliteit, gerelateerd aan biodiversiteit, en meer soortgroepen in beschouwing nemen, zoals zeezoogdieren en schelpdieren.

Vanuit de SEEA EA wordt aanbevolen om vooral het intacte ecosysteem (de intrinsieke kwaliteit), dus onverstoord door menselijke activiteiten, als uitgangspunt te nemen voor de “goede” toestand. In Nederland is het land echter al zo veranderd door, en verweven met, menselijk handelen dat zo’n natuurlijke intacte toestand niet zo eenduidig te bepalen is. Daarnaast is het de vraag of het realistisch is om te streven naar een volledig intacte en onaangetaste staat. Alternatieve benaderingen zijn beschreven in het SEEA EA (annex 5.2), zoals het gebruiken van een referentiepunt gebaseerd op de minst verstoorde conditie, of een moment in het verleden waarop het ecosysteem stabiel was en sindsdien systematisch gemeten is (UN, 2021). Vanuit dat punt kunnen veranderingen in de ecosysteemkwaliteit gemeten worden. Dit biedt een pragmatische oplossing door niet te focussen op een mogelijk onbereikbare, ideale toestand, maar op concrete veranderingen over tijd. Een ander alternatief zou zijn om meer uit te gaan van beleidsdoelstellingen, met als risico dat die beleidsdoelstellingen mogelijk meer zullen uitgaan van de nut en noodzaak voor de mens en niet de natuur zelf centraal stellen. Tegenwoordig lijkt het belang van de natuur een steeds belangrijke rol te spelen in maatschappelijke discussies en beleidsvoering. Zo is er in Europees verband het initiatief genomen om tot een Natuurherstelwet te komen. In de praktijk vinden dit soort initiatieven nog te weinig steun om daadwerkelijk opgenomen te worden in beleid of wetgeving.

3.7.3 Methodologische overwegingen

Bij het beoordelen van de ecosysteemkwaliteit is het essentieel om een methode te kiezen die zowel standaardisatie als flexibiliteit biedt. Standaardisatie helpt bij het verkrijgen van consistente en vergelijkbare data, wat cruciaal is voor het monitoren van trends en verschillen tussen locaties. Tegelijkertijd vereist de verscheidenheid van ecosystemen een flexibele aanpak, die ruimte biedt voor verschillende indicatoren en verschillende methoden. Een effectieve methode combineert diverse ecologische indicatoren om de complexe interacties binnen ecosystemen te ontrafelen. Accurate en betrouwbare data zijn hierbij van groot belang om foute conclusies en beslissingen te voorkomen.

3.7.4 Vergelijking van de methoden

Bij het vergelijken van verschillende methoden is het essentieel om te evalueren hoe elke voldoet aan specifieke criteria die relevant zijn voor het ontwikkelen van een kernindicator ecosysteemkwaliteit (tabel 3.3). Zo is het bijvoorbeeld essentieel dat met de benodigde data een methode op landelijk niveau kan worden toegepast en op een hoge resolutie. Het schaalniveau van SEEA EA is het ecosysteemtype zelf en met onze ecosysteemtypekaart kan deze methode daarom makkelijk op landelijk en regionaal niveau worden toegepast. Het Natuurpuntensysteem gaat meer uit van de soorten die voorkomen, de zeldzaamheid en oppervlakte van het gebied. De NNN/Natura 2000 methode van Bij12 is breed ingesteld waarbij zowel gegevens van flora en fauna als structuur, waterkwaliteit en milieucondities en ruimtelijke samenhang worden gebruikt. De methode is echter per definitie gefocust op natuurgebieden, en in de huidige vorm niet direct in te zetten voor meer artificiële ecosystemen zoals landbouwgebieden of stedelijke gebieden. De MSA-methode is een methode om de mate van afname in biodiversiteit te meten. Door de focus op biodiversiteit en het gebrek aan data zal de methode in de praktijk minder geschikt zijn om ecosysteemkwaliteit landelijk te meten door gebrek aan data in stedelijke gebieden. De LPI-methode berekent een ongewogen gemiddelde trend van alle soorten in een bepaald gebied.

Tabel 3.3. Vergelijking van de verschillende methoden om een kernindicator ecosysteemkwaliteit te maken, met daarin een analyse van de verschillende criteria waar de methoden aan voldoen.

De SEEA EA methode normaliseert op basis van de onafhankelijk vastgestelde referentiewaardes. De NNN/Natura 2000 methode gebruikt ditzelfde principe. De MSA-methode gebruikt een normalisatie waarbij er naar een referentiewaarde van de populatie gekeken wordt, terwijl de LPI-methode juist naar een referentiejaar gebruikt voor de normalisatie. Bij de MSA en LPI-methode wordt vervolgens ook nog een trend berekend, terwijl bij SEEA EA en NNN/Natura 2000 de absolute waarden leidend zijn. In tabel 3.3 is te zien dat de SEEA EA methode aan de meeste opgestelde criteria voldoet. Deze criteria zijn gebaseerd op essentiële ecologische en methodologische aspecten. Zo wordt ecosysteem integriteit gemeten aan de hand van structuur, functie en compositie (Hansen et al., 2021). Het CBS kiest daarom om verder te gaan met de SEEA EA methode voor het maken van een KEK.

Tabel 3.4. Het type referentiewaarde waarop de normalisatie per methode is gebaseerd.

3.7.5 Bruikbaarheid brede welvaart en SDG’s

Een belangrijk beleidsthema is de brede welvaart en de bijbehorende Sustainable Development Goals (SDG’s) en de KEK kan hier een rol in spelen. Met name SDG14 “Leven in het water” en SDG15 “Leven op het land” zijn relevant. De SDG-rapportages vereisen een specifieke aanpak voor diverse doelen, waarbij de indicatoren volgens strikte richtlijnen worden opgesteld. In de rapportages over brede welvaart hanteert het CBS bovendien een eigen interpretatie van de SDG’s. Vooral binnen de bredewelvaartrapportage biedt een kernindicator over ecosysteemkwaliteit een duidelijk en samenhangend beeld van de ecologische gezondheid van onze planeet, essentieel voor het informeren van zowel beleidsmakers als het publiek over de urgentie en aard van milieukwesties.

De onderliggende kwaliteit-indicatoren eenduidig moeten zijn in het duiden op een ‘goede’ of ‘slechte’ toestand van ecosystemen. De complexiteit van de methode moet beperkt blijven om brede toegankelijkheid en bruikbaarheid te waarborgen.

Bovendien is het van belang om de relatieve belangrijkheid van verschillende ecosystemen in overweging te nemen. Zo zouden bedreigde of kritieke ecosystemen een hogere weging kunnen krijgen. Dit zorgt ervoor dat de kernindicator niet alleen een algemeen beeld geeft van de ecosysteemkwaliteit, maar ook de aandacht vestigt op de meest urgente kwesties.

4.1 Gross Ecosystem Product (GEP)

4.1.1 Conclusie

De GEP is de bijdrage van ecosystemen en natuur aan de economie en maatschappij (ecosysteemdiensten) weergegeven in monetaire waarden. Het is een belangrijke kernindicator die kan worden afgeleid uit het SEEA EA.

De GEP als kernindicator vergemakkelijkt de communicatie rondom natuurlijk kapitaal. De bijdrage van alle ecosysteemdiensten afzonderlijk is soms lastig te begrijpen en te communiceren. Een kernindicator die alle (monetaire) ecosysteemdiensten aggregeert, verbetert dit. Daarnaast krijgt de term GEP ook steeds meer bekendheid in het beleid. De GEP kan beleidsmakers en economen helpen om het belang van de natuur voor de economie en de mens inzichtelijk te maken. De bijdrage en afhankelijkheid van de natuur is vaak cruciaal, maar is niet direct duidelijk uit de bestaande statistieken en indicatoren. Denk hierbij aan het voorbrengen van voedsel- en veevoedergewassen. Het voordeel van ecosysteemdiensten uitdrukken in monetaire waarden, is dat euro’s voor iedereen bekend zijn en zodanig goed te interpreteren. Een ander voordeel is dat de GEP direct kan worden vergeleken met andere macro-economische variabelen zoals productie of toegevoegde waarde.

De GEP kent echter ook zijn tekortkomingen. De waarde van de GEP is gebaseerd op een aantal inhoudelijke keuzes en beschikbare databronnen. Daarnaast is de interpretatie van de indicator niet altijd eenduidig. Naast de GEP moeten ook altijd andere indicatoren worden gezet om de bredere contact goed weer te geven, zie de aanbevelingen hieronder.

4.1.2 Aanbevelingen

Net als met andere kernindicatoren zoals het bbp, zijn er onderliggend aan de GEP aannames en keuzes die van invloed zijn op de hoogte ervan. Om de GEP goed te interpreteren en te gebruiken moet de gebruiker bekend zijn met de keuzes die gemaakt zijn in de meetmethode. De hoogte van de GEP is afhankelijk van de gekozen waarderingsmethoden voor het berekenen en monetair waarderen van de ecosysteemdiensten. De volgende keuzes/ onzekerheden zijn met name bepalend voor de waarde van de GEP:

• Er is onzekerheid rondom de brondata voor het berekenen van de ecosysteemdiensten;
• Er zijn verschillende uiteenlopende methoden om de monetaire waarde van ecosysteemdiensten te bepalen;
• De keuze welke diensten worden meegenomen bij het berekenen van de GEP.

Wanneer de GEP gebruikt gaat worden in beleidskeuzes, is het belangrijk dat de informatie over bovenstaande punten bekend is. Zo kan bijvoorbeeld vastgesteld worden dat onderschatting een gevolg is van het alleen gedeeltelijk meetellen van de ecosysteemdiensten.

De Natuurlijk kapitaalrekeningen zijn een complex systeem die relaties tussen ecosystemen en de maatschappij in kaart brengt. Het CBS doet de aanbeveling om de GEP en KEK samen presenteren. Wanneer er meer gebruik wordt gemaakt van ecosysteemdiensten, wat hoogstwaarschijnlijk de waarde van de GEP verhoogt, zal er ook meer druk komen te staan op de kwaliteit van de ecosystemen zelf. Er is een risico dat dit soort afruilen uit het oog wordt verloren bij het gebruik van de GEP. Daarnaast wordt de GEP ook gemaakt op basis van de waarde in het hier en nu. De invloed op de capaciteit om ecosysteemdiensten te leveren in de toekomst wordt niet zichtbaar.

Het CBS doet verder de aanbeveling om naast een kernindicator ecosysteemdiensten in monetaire waarden, ook een kernindicator te ontwikkelen over ecosysteemdiensten in fysieke waarden (kilo’s, liters, etc.). Dit kan uit het systeem van Natuurlijk kapitaalrekeningen ontwikkeld worden.

4.2 Kernindicator ecosysteemkwaliteit (KEK)

4.2.1 Conclusie

Dit onderzoek heeft onze kennis aanzienlijk vergroot door diverse methoden zoals die van het SEEA EA, Natuurpunten systematiek en de Living Planet Index te verkennen. Het heeft ook geleid tot belangrijke nieuwe inzichten. Het is essentieel om ecosystemen individueel te beoordelen met specifieke indicatoren voordat deze geaggregeerd worden tot een KEK. De effectiviteit van deze methoden hangt af van de kwaliteit en beschikbaarheid van data, en de mate waarin ecosystemen zijn versnipperd. Voor een heldere interpretatie en nuttig gebruik, moet de KEK eenvoudig en toegankelijk zijn, ondersteunend aan doelen zoals brede welvaart en de Sustainable Development Goals (SDG’s). In Nederland, waar onverstoorde natuur zeldzaam is, benadrukt ons onderzoek het belang van het vinden van alternatieve manieren om referentiewaarden vast te stellen. Een verdiepende evaluatie van de door SEEA EA voorgestelde referentiemethoden kan hierbij helpen. Tot slot, de balans tussen standaardisatie en flexibiliteit in deze methoden is cruciaal om ze effectief te maken voor toekomstige toepassingen.

Op basis van al het voorgaande, is de conclusie dat de SEEA EA methode de meest logische is voor het ontwikkelen van de KEK. Dit komt omdat de SEEA EA methode zich specifiek richt op ecosystemen in bredere zin, en niet alleen op trends in biodiversiteit. Deze benadering stelt ons in staat om de unieke kenmerken en kwaliteit van individuele ecosystemen grondig te beoordelen. Bovendien is deze methode internationaal afgestemd waardoor het in theorie makkelijker wordt landen met elkaar te vergelijken. Ook is deze methode flexibel en is het mogelijk een breed scala aan indicatoren te gebruiken die voor het hele ecosysteem van belang zijn. Nieuwe indicatoren kunnen worden toegevoegd zonder dat de hele methode gewijzigd hoeft te worden. De grootste uitdagingen blijven echter het vaststellen van referentiewaarden, de weging van indicatoren bij aggregatie per ecosysteem en de weging van ecosystemen bij aggregatie tot één overkoepelende kwaliteitsindicator. Ook beschikbaarheid van ruimtelijk dekkende data blijft nog een probleem. Daarom concluderen we dat de SEEA EA methode de meest geschikte is voor het ontwikkelen van de KEK, dankzij haar brede aanpak en internationale afstemming. De uitdagingen op het gebied van data en referentiewaarden vragen wel om verdere aandacht om de methode optimaal te benutten. In de praktijk heeft deze methode zich ook nog niet bewezen.

4.2.2 Aanbevelingen

Een eerste stap richting een volwaardige KEK zou nu zijn om meer ecosysteemkwaliteit indicatoren te ontwikkelen, met als doel om voor elk ecosysteemtype de verschillende onderdelen van de Ecosystem Condition Typology afgedekt te hebben met tenminste één indicator. Daarnaast is het van belang om voor alle gebruikte indicatoren referentiewaarden proberen vast te stellen. Daartoe adviseert het CBS het gebruik van een gecombineerde aanpak van historische ecologische data (waar mogelijk) en actuele beheerdoelstellingen, om zo een realistische en relevante basislijn te creëren die zowel verleden als heden van ecosystemen weerspiegelt. De tweede stap zou zijn om tot een goede aggregatie te komen door wegingen vast te stellen. Dit kan bijvoorbeeld door de cruciale indicatoren of zeldzame ecosystemen een hogere weging te geven. Uiteindelijk zou dit leiden tot een overkoepelende indicator.

Naast deze methodologische vooruitgang, is ook de samenwerking met overheidsinstanties zoals het ministerie van Landbouw, Natuur en Voedselkwaliteit (LNV) essentieel om de benodigde gegevens en steun te verkrijgen voor het implementeren van deze kernindicator op nationaal niveau. Een specifiek voorstel is om een pilotstudie te doen waarin de SEEA EA-methoden worden gebruikt en waarin referentiewaarden worden vastgesteld gebruikmakend van beschikbare conditie-data. Door deze data te aggregeren en te analyseren over tijd, bijvoorbeeld ten opzichte van een basisjaar, kunnen we inzichten verkrijgen. Verder kunnen we experimenteren met het opstellen van een KEK, zowel met als zonder traditionele referentiewaarden. Dit zou het CBS in staat stellen om de betrouwbaarheid van deze aanpak te beoordelen en te bepalen hoe deze verder ontwikkeld kan worden met meer tijd en middelen.

De resultaten en aanbevolen experimenten die zijn uiteengezet in dit rapport tonen de vooruitgang aan die is geboekt in het onderzoek naar het begrijpen en kwantificeren van ecosysteemkwaliteit. Ook bieden ze heldere stappen voor de toekomstige ontwikkeling en implementatie van de KEK. Het CBS beschikt nu over een benadering om de bestaande indicatoren van de ecosysteemkwaliteit voor de SEEA EA condition account samen te voegen tot een alles omvattende index, die vervolgens in de praktijk getoetst kan worden.