Begeleiding en opvolging van de beheermonitoring van de Vlaamse Natuurreservaten

inbo

Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek

Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek - Kliniekstraat 25 - 1070 Brussel - T.: +32 (0)2 558 18 11 - F.: +32 (0)2 558 18 05 - [email protected] - www.inbo.be

Begeleiding en opvolging van de beheermonitoring van de Vlaamse Natuurreservaten Vademecum deel I&II: Concept beheermonitoring & Methodiek met technische bijlagen en multisoortenlijsten Raphaël De Cock, Maurice Hoffmann, Dirk Maes, Geert De Blust

INBO.R.2008.07

INBO.R.2008.07

Auteurs: Raphaël De Cock, Maurice Hoffmann, Dirk Maes, Geert De Blust Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek Het Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek (INBO) is het Vlaams onderzoeks- en kenniscentrum voor natuur en het duurzame beheer en gebruik ervan. Het INBO verricht onderzoek en levert kennis aan al wie het beleid voorbereidt, uitvoert of erin geïnteresseerd is. Vestiging: INBO Brussel Kliniekstraat 25, 1070 Brussel www.inbo.be e-mail: [email protected] [email protected] Wijze van citeren: De Cock R., Hoffmann M., Maes D., De Blust G. (2008). Begeleiding en opvolging van de beheermonitoring van de Vlaamse Natuurreservaten. Vademecum deel I&II: Concept beheermonitoring & Methodiek met technische bijlagen en multisoortenlijsten. Rapporten van het Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek 2008 (INBO.R.2008.07). Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek, Brussel. D/2008/3241/036 INBO.R.2008.07 ISSN: 1782-9054 Verantwoordelijke uitgever: Jurgen Tack Druk: Managementondersteunende Diensten van de Vlaamse overheid. Foto cover: Yves Adams / Vilda © 2008, Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek

Begeleiding en opvolging van de beheermonitoring van de Vlaamse Natuurreservaten

Vademecum deel I&II: Concept beheermonitoring & Methodiek met technische bijlagen en multisoortenlijsten

De Cock, R., Hoffmann, M., Maes, D. & De Blust, G.

Opdrachtgever: Agentschap voor Natuur en Bos (ANB) - AMINAL, Afdeling Natuur Uitvoerder: Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek (INBO)

Rapportnummer INBO.R.2008.7 Opdrachtnummer 2004/NVP/01

Project: Begeleiding en opvolging van de beheermonitoring van de Vlaamse Natuurreservaten Projectleiding: Geert De Blust, algemeen projectleider Dirk Maes, co-projectleider partim multi-soorten Maurice Hoffmann, co-projectleider partim monitoring Projectuitvoering: Raphaël De Cock, coördinator beheerminitoring Stuurgroep: Inge Brichau, AMINAL afd. natuur - ANB Vlaams-Brabant Xavier Coppens, AMINAL afd. natuur - ANB Brussel (tot begin 2007) Geert De Blust, IN - INBO Raphaël De Cock, IN - INBO Thomas Defoort, AMINAL afd. natuur - ANB Oost-Vlaanderen Koen Deheegher, AMINAL afd. natuur - ANB Antwerpen Lutgart Demarest, AMINAL afd. natuur - ANB West-Vlaanderen Else Demeulenaere, Natuurpunt Maurice Hoffmann, INBO Marc Leten, AMINAL afd. natuur - ANB West-Vlaanderen, Kust (2005) Dirk Maes, IN - INBO Wim Slabbaert, AMINAL afd. natuur - ANB West-Vlaanderen Elke Vandenbroeke, AMINAL afd. natuur - ANB Brussel (2005-2006) Bert Vanholen, AMINAL afd. natuur - ANB Limburg Glenn Vermeersch, IN - INBO (2005) Nico Verwimp, AMINAL afd. natuur - ANB Brussel (2005) Els Vints, AMINAL afd. natuur - ANB Vlaams-Brabant An Wouters, AMINAL afd. natuur - ANB Brussel (tot begin 2007) Opdrachtgever: Agentschap voor Natuur en Bos (ANB) - AMINAL, Afdeling Natuur Opdrachthouder: Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek (INBO) Opdrachtnummer: 2004/NVP/01 Dankwoord: Graag danken wij de leden van de stuurgroep voor alle opmerkingen en suggesties tijdens, voor en na de vergaderingen. Daarnaast gaat onze dank uit naar Gert Van Spaendonck Stijn Vanacker en Wouter Vanschandevijl voor de ondersteuning bij het uitwerken van de databanken; naar de soortenexperten Tim Adriaensen, Anny Anselin, Dirk Bauwens, Johan Coeck, Geert De Blust, Geert De Knijf, Luc De Bruyn, Kris Decleer, Konjev Desender, Koen Devos, Maurice Hoffmann, Jean-Pierre Maelfait, Dirk Maes, Jo Packet, Jan Schoors, Roosmarijn Steeman, Jan Van Uytvanck, Wouter Van Landuyt, Goedele Verbeylen, Edward Vercruysse, Glenn Vermeersch, Ruben Walleyn en Wouter Vanreusel, voor hun bijdrage en raad bij het samenstellen van de multisoortenlijsten; naar Geert De Blust, Piet De Becker, Maurice Hoffmann, Desiré Paelinckx en Jan Wouters bij het uitwerken van de nieuwe hiërarchische indeling van natuurtypen; naar Dirk Bauwens, Thierry Onkelinx en Paul Quataert voor de statistische onderbouwing bij het uitwerken van de principes voor meetnetmonitoring. Tot slot bedanken we nog de uitvoerders van de veldprotocols, studiebureaus Aeolus en Econnection, alsook de natuurwachters van de onderzochte natuurreservaten, voor de vlotte samenwerking, opbouwende opmerkingen en suggesties.

2

Beheermonitoring: Concept & Methodiek

Samenvatting Ter evaluatie van de effectiviteit en efficiëntie van het natuurbeheer is zowel op beleidsniveau als op projectniveau, monitoring nodig. Dit vademecum met het concept en een praktische handleiding voor de beheermonitoring van de Vlaamse natuurreservaten, vormt een leidraad voor het opstellen en uitvoeren van toekomstige monitoringsplannen. Het uiteindelijke doel is te komen tot een systeem van kwaliteitsbewaking ter ondersteuning en aansturing van het natuurbeleid- en beheer. Dit omvat het omschrijven van een gestandaardiseerde, efficiënte en haalbare methode voor het verzamelen van beleidsrelevante ecologische gegevens. Direct daaraan gekoppeld wordt een vertaling van deze ecologische gegevens voorgeschreven die het effectief gebruik ervan waarborgt. Dit gebeurt onder de vorm van een “distance-to-target” of afstandsmaat tot doelbereiking. Hiermee wordt het mogelijk te controleren of de door het beleid gestelde (natuur)doelen worden gehaald onder het gevoerde beheer en te signaleren of ontwikkelingen plaatsvinden die een herziening van het beleid noodzakelijk maken. Niet alleen evaluatie van het gevoerde beleid is in dit kader van belang, maar ook de evaluatie van de uitgevoerde maatregelen op meer lokaal niveau en eventuele bijsturing dient met de uit de monitoring voortkomende gegevens mogelijk te zijn. Naast het uitwerken van een concept en methode omvatte dit project ook een pilootstudie. Deze pilootstudie droeg bij om de volgens het monitoringsconcept uitgewerkte protocols te evalueren en bij te sturen op basis van de ervaringen op het terrein en van de initiële gegevensverwerking. Een deel van de taak bestond uit het uitwerken van een monitoringschema, het coördineren en begeleiden van studiebureaus bij de uitvoering van de protocols, de gegevensverzameling en -opslag. Een initiële gegevensverwerking en bespreking is terug te vinden in een ander deelrapport binnen deze reeks (De Cock et al. 2008a). De set van reservaten en meetlocaties die werden voorgesteld voor deze pilootstudie, vormen de eerste aanzet voor de uitbouw van een meetnet. Het eerste deel van dit rapport behandelt de monitoringsaanpak waarbij extra aandacht gaat naar de randvoorwaarden, suggesties en knelpunten voor het opstellen van een meetnet voor beheermonitoring. Daarnaast wordt ook aandacht geschonken hoe de standaardmethode voor meetnetmonitoring toegepast kan worden binnen de context van een gebiedsgerichte monitoring van het beheer waarbij extra modules worden voorzien voor opvolging van de gebiedseigen beheerdoelstellingen (lokale aandachtsoorten, streefdoelsoorten, natuurinrichtings- en omvormingsbeheer, lokale ecologische functies, enz.). Voor de standaardaanpak gebeurde de omzetting van beheerdoelen naar sets van meetbare eenheden in drie stappen. Eerst gebeurde een vertaling van de natuurstreefbeelden naar natuurdoeltypen. Vervolgens werden per natuurdoeltype de beheermaatregelen bepaald en tenslotte werden de natuurdoeltypen en beheereffecten naar sets van praktisch ‘meetbare’ grootheden omgezet, bestaande uit een combinatie van biotische en abiotische kenmerken. Het al of niet bereiken van een natuurdoeltype bestaat uit twee deelaspecten: kwantiteit en kwaliteit. Gebied- en structuurkarteringen vormen de meest geschikte aanpak om de kwantiteit en om veranderingen in oppervlakten van natuurdoeltypen op te volgen. De afstand tot doelbereiking van de kwaliteit wordt best bepaald door de volledigheid van de kenmerkende levensgemeenschappen en abiotische aspecten na te gaan en te vergelijken met de referentiesituatie. Instrumenten om de biotische kenmerken op te meten zijn structuur- en vegetatieopnames en het inventariseren van typische en indicerende soorten - vooral fauna - aan de hand van de zogenaamde multisoortenaanpak. De tactiek van de multisoortenselectie wordt uitvoerig toegelicht. Belangrijke aspecten hierbij zijn de relevantie en praktische haalbaarheid van de gekozen soorten. De methode moet immers niet alleen tijd- en kostbesparend zijn, maar mits enige begeleiding ook toepasbaar zijn voor een zo breed mogelijk gamma van waarnemers, gaande van experts tot aanvankelijk niet-gespecialiseerde veldwerkers zoals vrijwilligers of de beheerders zelf. De methode werd uitgewerkt voor 13 natuurdoeltypen, zijnde; circumneutraal stilstaand water, rietmoeras, moerasspiraearuigte, dotterbloemgrasland, kamgrasland, zilverschoongrasland, struisgrasgrasland, droog en vochtig heischraal grasland, binnenlands stuifduingrasland, natte heide, droge heide en zomereiken-berkenbos. De keuze van deze natuurdoeltypen is gebaseerd op hun relevantie voor beheermonitoring (uitBeheermonitoring: Concept & Methodiek

3

voerig toegelicht) en op voorkomen binnen de voorgestelde natuurreservaten van de pilootstudie. Buiten enkele abiotische aspecten die gemakkelijk tijdens de structuuropname kunnen worden geregistreerd, is, zeker voor (grond)waterafhankelijke natuurdoeltypen, een extra opvolging van de waterkwaliteit en grondwaterstanden onmisbaar. De planning, coördinatie en gegevensopslag en verwerking is echter een aangelegenheid van de coördinatoren van het WATINA-grondwatermeetnet. Voor de volledigheid wordt in dit rapport wel aangehaald op welke manier de gegevens kunnen bijdragen voor een “distance-to-target” beoordeling en wordt een handleiding voor het plaatsen van peilbuizen en het nemen van waterstalen mee opgenomen. Het tweede deel van dit rapport bevat de praktische gedetailleerde uitwerking en handleiding met technische bijlagen voor het plannen en uitvoeren van de verschillende monitoringsmodules aangehaald in het eerste deel. Een verkorte versie die concept en veldmethode met elkaar verenigt, is raadpleegbaar in De Cock et al. (2008b).

4


Engelse abstract Monitoring is an essential tool to evaluate the effectiveness and efficiency of nature management for both policy makers and local managers. This manual contains the concept and guidelines for the monitoring of the nature management in the Flanders’ nature reserves with practical instructions for the planning and execution of future monitoring projects. The final goal is to come to a control system for the support and steering of the policy making and management of nature reserves. This consists of the set-up of a standardised efficient and achievable methodology for the gathering of relevant ecological data. Immediately linked herewith we prescribe a translation of these ecological data that guarantee an effective interpretation in the form of a “distance-to-target” measure. This will allow to verify if the assigned targeted nature types are indeed obtained with the currently applied management techniques and to signal if there are developments that demand for a reconsideration of policy making. The data coming forth from this monitoring are not only valuable to sustain policy making, but should also offer possibilities to evaluate the management practices on a more local level and allow for steering. Next to the preparation of a concept and methodology, this project also included a pilot study. The pilot study not only produced first data for an initial analysis, but also contributed to the evaluation and adaptation of the field protocols which were designed according to the monitoring concept. This task partly consisted of elaborating the monitoring schemes, the coordination and guidance of research agencies during fieldwork, data gathering and storage. An initial analysis and interpretation of the data can be found in another report within this series (De Cock et al. 2008a). The set of nature reserves and measuring plots used for this pilot study form the start for the elaboration of a true monitoring network. The first part of this report deals with the monitoring approach in which extra attention goes to the limiting conditions, current bottlenecks and suggestions for the elaboration of a monitoring network for nature management. In addition, also attention is paid how the standard methodology for network monitoring is applicable for or to be integrated within the monitoring and evaluation of single reserves for which extra modules are provided to follow up mere local management goals (local target and aimed species, nature development or conversion projects, etc.). The standard approach in which the nature management goals are transformed into measurable units, consists of three steps. First, we defined the target nature types from the management plans and maps. Then, we determined the applied management approaches per target nature type. Finally, target nature types and management effects were translated into measurable units consisting of a combination of biotic and abiotic characteristics. The evaluation of a distance-to-target to a target nature type can be split into two main aspects: quantity and quality. Landscape and structure mapping are specially designed methods to monitor the quantity and changes in surface of target nature types. Measuring the distance-to-target in terms of quality is achievable by checking for the completeness of the characteristic communities and abiotic conditions and by comparing these with a reference situation. A survey of structure and vegetation and an inventory of typical and indicating species (especially fauna) using a multispecies approach are the necessary tools to fulfil this aim. The strategy of species selection to come to nature type specific multispecies lists is discussed in detail. Most important aspects are the relevance and feasibility of the selected species. After all, the field protocols should not only be time and budget saving, but they should also allow a broad variety of potential observers, ranging from experts to initially less experienced observers, to participate in the monitoring, in the condition that some extra support is delivered. The protocols are elaborated for 13 target nature types; ponds and lakes with neutral water, reed-lands, tall herb Filipendulion communities, wet meadows (Calthion), Cynosurion grasslands, Lolio-Potentillion grasslands, dry Agrostis grasslands, inland dune grasslands, dry and wet heathlands, oak and beech woods. The choice of the target nature types was based on their relevance to nature management and on their presence within the selected nature reserves of the pilot study. Except of some abiotic aspects which are incorporated in the structure survey, extra moniBeheermonitoring: Concept & Methodiek

5

toring for water quality and groundwater levels is necessary, especially in wet and moist nature types which are dependent on (ground)water. The planning, coordination, data storage and analysis is rather a matter of the coordinators of the WATINA groundwater network. For the completeness we mention in which way the data are relevant for the distance-totarget evaluation. Accordingly, a manual for the installation of piezometres and taking water samples has been included. The second part of this report relates to the practical manual with details of the field protocols and technical appendices for the planning and execution of the different monitoring modules. A summarised version integrating concept with field protocols can be consulted in De Cock et al. (2008b).

6


Inhoud SAMENVATTING....................................................................................................... 3 ENGELSE ABSTRACT................................................................................................. 5 DEEL 1: CONCEPT BEHEERMONITORING................................................................ 11 1

INLEIDING: WAAROM BEHEERMONITORING?.................................................. 11

2

KADERING PROJECT......................................................................................... 12 2.1 KORTE BESCHRIJVING OPDRACHT ....................................................................12 2.1.1 Looptijd deelprojecten ...............................................................................12 2.1.2 Plan van aanpak .......................................................................................15 2.1.3 Producten ................................................................................................15 2.1.4 Vergaderingen en infomomenten ................................................................15 2.2 MEETLOCATIES EN NATUURDOELTYPEN VAN HET PILOOTPROJECT ........................16

3

AANZET TOT EEN MEETNET VOOR BEHEERMONITORING.................................. 21 3.1 KADERING.....................................................................................................21 3.1.1 Wat is monitoring? ....................................................................................21 3.1.2 Bestaande monitoringsconcepten ................................................................23 3.1.3 Doelstellingen programma beheermonitoring................................................24 3.1.3.1 Waar een meetnet voor beheermonitoring niet toe dient ..........................24 3.1.3.2 Bijkomende doelstellingen ....................................................................25 3.1.4 Doelstellingen pilootproject ........................................................................25 3.2 CONCRETISERING EN RANDVOORWAARDEN ......................................................27 3.2.1 Wat is een strategisch en beleidsgericht meetnet? ........................................27 3.2.2 Het ontwerpen van een meetnet: vijf fasen ..................................................28 3.2.3 Vereiste steekproefgrootte .........................................................................30 3.2.4 Bijkomende adviezen ................................................................................31 3.2.5 Formulering beheerdoelstellingen................................................................32 3.2.5.1 STAP 1. Bepalen van natuurstreefbeelden en omzetting naar natuurdoeltypen 33 3.2.5.1.1 Eenheid van doelbereiking: Vlaamse natuurtypen .................................34 3.2.5.1.2 Nieuwe hiërarchische indeling van Natuurtypen naar formaties ...............34 3.2.5.1.3 Selectie natuurdoeltypen relevant voor beheermonitoring ......................35 3.2.5.2 STAP 2. Nagaan van beheermaatregelen per natuurdoeltype ....................37 3.2.5.3 STAP 3. Omzetting natuurdoeltypen en beheereffecten naar sets van praktisch ‘meetbare’ grootheden .........................................................................40 3.2.6 Nood aan een duidelijke uitgangsituatie indeelbaar in discrete natuur(doel)typen onder uniform beheer ...........................................................................................40 3.2.7 Randvoorwaarden voor de veldprotocols ......................................................40 3.3 KNELPUNTEN I.V.M. DE IMPLEMENTATIE EN UITVOERING VAN BEHEERMONITORING IN DE VLAAMSE NATUURRESERVATEN .......................................................................40 3.3.1 Onduidelijkheden bij de formulering van beheerdoelstellingen ........................40 3.3.1.1 Vermenging van centrale en lokale verwachtingen...................................41 3.3.2 Knelpunten met het uitgangsmateriaal: geen duidelijk overzicht van uniforme beheereenheden met discrete natuurdoeltypen........................................................41 3.3.3 Knelpunten bij de bepaling van beheertypen ................................................42 3.3.4 Moeilijkheid om uniforme beheereenheden te definiëren ................................43 3.3.5 Knelpunten met de steekproefgrootte..........................................................44 3.3.6 Discontinuïteit in opvolging ........................................................................44 3.3.7 Beperkingen van gebruikte methode en data................................................45 3.3.8 Haalbaarheid ............................................................................................46 3.3.8.1 Monitoringcyclus .................................................................................47 3.3.8.2 Ruwe kostenraming .............................................................................47


7

4

DISTANCE-TO-TARGET AANPAK: HOE EN WAAROM ..........................................49 4.1 SCHEMATISCH OVERZICHT ............................................................................. 49 4.1.1 Waarom geen doelsoorten gebruiken als maat voor doelbereiking? ................. 49 4.1.2 Distance-to-target STRUCTUURVARIATIE en VEGETATIESTRUCTUUR .............. 51 4.1.3 Distance-to-target FLORA .......................................................................... 53 4.1.4 Distance-to-target FAUNA: Multisoortenbenadering....................................... 56 4.1.4.1 Waarom Multisoorten? ......................................................................... 56 4.1.4.2 Waarom opsplitsen per ecoregio? .......................................................... 57 4.1.4.3 Selectiecriteria voor multisoortenlijsten.................................................. 58 4.1.4.4 Hoe verliep de selectieprocedure van multisoorten in de praktijk? ............. 59 4.1.4.5 Multisoortendatabank .......................................................................... 61 4.1.4.5.1 Interpretatieniveau multisoorten: ....................................................... 61 4.1.5 Distance-to-target ABIOTIEK...................................................................... 63 4.1.6 Toepassing voor gebiedsgerichte monitoring: basis- en gebiedseigen monitoring 66 4.1.6.1 Hoe rekening houden met gebiedspecifieke doelsoorten? ......................... 67 4.1.6.1.1 Gebiedspecifieke flora ....................................................................... 67 4.1.6.1.2 Gebiedspecifieke fauna ...................................................................... 68 4.1.6.2 Lokale abiotiek ................................................................................... 68 4.1.7 overzicht “distance-to-target” metingen ...................................................... 69 4.2 BEHEERMONITORING EN INTEGRATIE MET ANDERE MONITORINGSPROGRAMMA’S . 69

5

UITVOERING VAN DE VELDPROTOCOLS IN 2006 ..............................................73

6

VOORUITZICHTEN ............................................................................................73

7

ALGEMENE CONCLUSIE CONCEPT......................................................................74

DEEL 2: TECHNISCHE HANDLEIDING PROTOCOLS BEHEERMONITORING ...............76 8

ALGEMENE AANPAK VOOR GEPERCELEERDE GEBIEDEN ....................................76 8.1 STRUCTUURKARTERING.................................................................................. 76 8.1.1 Doel........................................................................................................ 76 8.1.2 Karteringscriteria structuur ........................................................................ 77 8.1.3 Structuurkenmerken voor specifieke natuurdoeltypen ................................... 80 8.1.3.1 Heide................................................................................................. 80 8.1.3.2 Stuifduinen (land- en kustduinen, droge dwergstruwelen, buntgras- en dwerghaververbond) ......................................................................................... 80 8.1.3.3 Veen (Nat dwergstruweel, Zure (oligotrofe) waters) ................................ 80 8.1.3.4 Graslanden......................................................................................... 80 8.1.3.5 Methodiek structuur waters .................................................................. 82 8.1.3.5.1 Profiel waterloop............................................................................... 82 8.1.3.5.2 Stroming ......................................................................................... 82 8.1.3.5.3 Oevervegetatie................................................................................. 82 8.1.3.5.4 Open water ...................................................................................... 83 8.1.3.6 Extra variabelen voor bosstructuur ........................................................ 84 8.1.3.6.1 Structuurindex ................................................................................. 84 8.1.3.6.2 Houtige vegetatie-index..................................................................... 85 8.1.3.6.3 Kruidenvegetatie-index...................................................................... 85 8.1.3.6.4 Dood hout-index............................................................................... 85 8.1.4 Structuurfoto’s ......................................................................................... 85 8.1.4.1 Methodiek .......................................................................................... 86 8.2 INVENTARISATIE VAN FLORA EN FAUNA ............................................................ 87 8.2.1 Doel en inleiding....................................................................................... 87 8.2.2 FLORA ..................................................................................................... 88 8.2.2.1 Vlakdekkende vegetatieopnames .......................................................... 89 8.2.2.2 Vegetatieopnames in permanente kwadraten (PQ’s) ................................ 94 8.2.2.2.1 Doelstelling PQ’s ............................................................................... 94 8.2.2.2.2 Het plaatsen van PQ’s ....................................................................... 94

8


8.2.2.2.3 Werkwijze vegetatieopname in PQ’s ....................................................97 8.2.2.3 Bijzondere aanpak voor vegetatieopnames in waters ...............................98 8.2.2.3.1 Monitoring flora voor de stilstaande waters ..........................................98 8.2.2.3.2 Monitoring flora voor de waterlopen ....................................................99 8.2.2.4 Meetperiode voor vegetaties ............................................................... 100 8.2.3 Multisoorten-aanpak................................................................................ 102 8.2.3.1 Fungi en (korst)mossen ..................................................................... 103 8.2.3.2 Inventarisatie Fauna .......................................................................... 104 8.2.3.2.1 Invertebraten en kleine vertebraten (reptielen & terrestrische amfibieën) 104 8.2.3.2.1.1 .......................................................................Algemene methodiek 105 8.2.3.2.1.2 ................................................... Reptielen & terrestrische amfibieën 106 8.2.3.2.1.3 ...........................................Dagvlinders & (dagactieve) nachtvlinders 106 8.2.3.2.1.4 ..........................................................................................Libellen 107 8.2.3.2.1.5 ................................................................... Sprinkhanen en krekels 108 8.2.3.2.1.6 ............................................................. Kevers - Lieveheersbeestjes 109 8.2.3.2.1.7 ........................................................................................... Mieren 109 8.2.3.2.2 Broedvogels ................................................................................... 110 8.2.3.2.3 Fuikvangsten Amfibieën ................................................................... 112 9 BIJZONDERE AANPAK VOOR WASTINES OF DYNAMISCHE MOZAÏEKLANDSCHAPPEN................................................................................................... 115 9.1 GEBIEDSDEKKENDE OPNAMEN....................................................................... 115 9.1.1 Gebiedskartering .................................................................................... 115 9.1.1.1 Doel ................................................................................................ 116 9.1.1.2 Karteringscriteria gebiedkartering........................................................ 116 9.2 BEMONSTERING IN PROEFVLAKCIRKELS ......................................................... 120 9.2.1 Proefvlakraster ....................................................................................... 120 9.2.1.1 Opname structuur, flora en fauna in Proefvlakcirkels.............................. 120 9.2.1.2 Structuur in PVCs .............................................................................. 121 9.2.1.3 Flora in PVCs .................................................................................... 122 9.2.1.4 Multisoorten in PVCs .......................................................................... 123 10

ABIOTISCH LUIK ......................................................................................... 126

10.1 ECO-HYDROLOGIE: PLAATSING PEILBUIZEN EN OPMAAK BODEMPROFIEL ......... 126 10.1.1 Benodigdheden .................................................................................... 126 10.1.2 Piëzometer klaarmaken......................................................................... 127 10.1.3 Het plaatsen ........................................................................................ 128 10.2 CHEMISCHE SAMENSTELLING VAN GROND- EN OPPERVLAKTEWATER ............... 130 10.2.1 Meetdoelstelling ................................................................................... 130 10.2.2 Meetmethode en periode....................................................................... 132 10.2.3 Methode grondwater: meting in piëzometers ........................................... 133 10.2.4 Methode oppervlaktewater .................................................................... 135 11

AANVULLINGEN VOOR GEBIEDSEIGEN MONITORING ................................ 138

11.1 GEBIEDSPECIFIEKE PLANTEN: FLORAKARTERING EN PQ’S .............................. 138 11.1.1 Extra PQ’s voor gebiedspecifieke vegetaties............................................. 138 11.1.2 Florakarteringen .................................................................................. 138 11.2 GEBIEDSPECIFIEKE FAUNA ......................................................................... 139 11.2.1 Gebiedspecifieke vogels: territoriumkarteringen....................................... 139 Beheermonitoring: Concept & Methodiek

9

12

ALGEMEEN OVERZICHT VAN OP TE NEMEN THEMA’S ....................................140

13

MATERIAAL EN DIENSTEN............................................................................142

14

SUGGESTIES BIJ UITVOERING & COÖRDINATIE ..........................................142

15

INVOER EN DOORSTROMING GEGEVENS......................................................144

16

REFERENTIES ...............................................................................................144

17

LIJST FIGUREN ............................................................................................149

18

LIJST TABELLEN ...........................................................................................150

19

BIJLAGEN.....................................................................................................152

BIJLAGE 1. OVERZICHT EN INDELING VAN NATUURTYPEN IN NATUURTYPEGROEPEN VOLGENS FORMATIE............................................................................................................. 152 BIJLAGE 2: SOORTENLIJST VAN DE INHEEMSE BOMEN EN STRUIKEN IN VLAANDEREN ................ 159 BIJLAGE 3: MONITORINGSTIPS VELDKAARTEN ................................................................ 160 BIJLAGE 4: TIPS BIJ DE CODERING VAN MEETLOCATIES EN GEGEVENS ................................... 161 BIJLAGE 5: VELDFORMULIER STRUCTUUR ALGEMEEN ........................................................ 164 BIJLAGE 6: VELDFORMULIER STRUCTUUR EXTRA VARIABELEN STILSTAANDE WATERS EN WATERLOPEN .......................................................................................................................... 169 BIJLAGE 7: VELDFORMULIER STRUCTUUR EXTRA VARIABELEN STILSTAANDE BOSSEN EN STRUWELEN .......................................................................................................................... 171 BIJLAGE 8: VELDFORMULIER FLORA: PROEFVLAKDEKKENDE INVENTARISATIE .......................... 173 BIJLAGE 9: VELDFORMULIER PQ VEGETATIE-OPNAME ...................................................... 175 BIJLAGE 10: CODETABELLEN EN BEDEKKINGSSCHALEN BIJ FLORA ........................................ 177 BIJLAGE 11: VELDFORMULIER MULTISOORTENMONITORING PROEFVLAKDEKKEND .................... 181 BIJLAGE 12: VELDFORMULIER MULTISOORTENMONITORING TRAJECTEN ................................ 182 BIJLAGE 13: VELDFORMULIER MULTISOORTENMONITORING BROEDVOGELTELLINGEN ................ 183 BIJLAGE 14: VELDFORMULIER MULTISOORTENMONITORING FUIKEN ..................................... 184 BIJLAGE 15: VELDFORMULIEREN VOOR DE MOZAÏEKAANPAK .............................................. 185 BIJLAGE 16: MULTISOORTENLIJSTEN ........................................................................... 192 CIRCUMNEUTRALE WATERS (WSC) ...................................................................... 192 RIETMOERAS (MErm) ......................................................................................... 193 DOTTERBLOEMGRASLAND (GNdb) ....................................................................... 193 ZILVERSCHOONGRASLAND (GSzs) ...................................................................... 194 KAMGRASGRASLAND (GVkgg) ............................................................................. 194 VOCHTIG HEISCHRAAL GRASLAND (GHv) ............................................................. 195 DROOG HEISCHRAAL GRASLAND (GHdg).............................................................. 196 STUIFDUINGRASLAND: Stuifduinen + (binnenlandse) duingraslanden (PMI6 + PPE8 + GDsz + GDdh)................................................................................................... 197 STRUISGRASLAND (GDgk).................................................................................. 199 MOERASSPIRAEARUIGTE (RNms) ........................................................................ 200 NATTE HEIDE .................................................................................................... 201 DROGE HEIDE (DDsh) ........................................................................................ 202 ZOMEREIKEN-BERKENBOS (GDgk)....................................................................... 203

10


Deel 1: CONCEPT BEHEERMONITORING 1 INLEIDING: WAAROM BEHEERMONITORING? Om de biodiversiteit en de natuurwaarden in de reservaten te behouden en te doen toenemen, is een juist beheer noodzakelijk. Monitoring vormt hierbij een instrument dat onlosmakelijk verbonden is aan natuurbeheer (Hurford 2006). Door de resultaten van concrete beheermaatregelen in een reservaat regelmatig te beoordelen, kan men zich een beeld vormen van de gepastheid van de gebruikte technieken. Vergelijking met de resultaten die in andere natuurterreinen met gelijkaardige maatregelen verkregen werden levert een systematische kennis op over de uiteindelijke effecten van beheertechnieken. Die kennis kan dan aangewend worden om meer algemene besluiten te trekken over de effectiviteit en efficiëntie van beheermaatregelen en uiteindelijk van het gevoerde natuurbeheer. De beoordeling van beheerresultaten gebeurt door die resultaten te vergelijken met vooropgestelde doelen die bereikt moeten worden. Die doelen worden meestal beschreven aan de hand van kenmerken van het ecosysteem of de levensgemeenschap: een specifieke soortensamenstelling, een structuur, een kwaliteit van milieuvariabelen, e.d. De “afstand” die men vindt tussen het concrete resultaat op het terrein en het uiteindelijke doel, geeft aan in hoeverre de beheerinspanning al geleid heeft tot het bereiken van dat doel (“Distance-to-target”). Uit een eenmalige vergelijking tussen beheerresultaat en doel kan meestal nog niet afgeleid worden of een maatregel het gewenste effect zal opleveren. Daarvoor is een tijdsreeks aan waarnemingen vereist, tenminste wanneer het doel in termen van een eindtoestand beschreven is; bijvoorbeeld een bepaalde soortensamenstelling van een levensgemeenschap of natuurstreefbeeld.

beheer best niet enkel gebeurt aan de hand van de doelkenmerken alleen, tenzij die kenmerken zeer omvattend zijn en naast de positief te bereiken elementen ook aangeven wat er juist niet mag optreden. Naast de streefwaarden die aan het einddoel gekoppeld zijn, worden dus ook variabelen bepaald die direct verband houden met de beheeringreep en die op zich noodzakelijke voorwaarden vormen opdat het streefdoel zich zou kunnen ontwikkelen. Deze kenmerken gaan dus in op de potenties die ontstaan na het uitvoeren van het beheer. Om de effectiviteit van beheermaatregelen te beoordelen, moet er ook nagegaan worden of de waargenomen toestand na beheer, zowel in termen van aan- als van afwezigheid van soorten bijvoorbeeld, daadwerkelijk het gevolg is van dat beheer. Met andere woorden, bestaat er een éénduidig verband tussen maatregel en effect. Heel wat factoren die men met het beheer niet ‘onder controle’ heeft, kunnen immers van invloed zijn op de resultaten ervan. Daarom zal steeds een algemene ecologische analyse van de waargenomen toestand moeten gebeuren. Konden soorten er geraken, is een zaadbank aanwezig waaruit verwacht wordt dat de soorten kiemden, lieten klimaatsomstandigheden en omgevingskenmerken de vestiging of uitbreiding toe, waren omstandigheden in brongebieden gunstig? Om op dit soort vragen te antwoorden moet men beschikken over een ruime achtergrondkennis. Vergelijking met de toestand in andere gebieden waar de beoogde natuurkenmerken aanwezig zijn of waar een gelijkaardig beheer gevoerd wordt, kan hiervoor de nodige inzichten leveren.

De waargenomen toestand bevat echter meer informatie dan enkel die “afstand” tot het doel. De aanwezigheid van bepaalde soorten of structuren bijvoorbeeld, kan juist het bereiken van dat doel bemoeilijken of zelfs verhinderen. Vandaar dat de beoordeling van een terreintoestand na Beheermonitoring: Concept & Methodiek

11

2 KADERING PROJECT 2.1 KORTE BESCHRIJVING OPDRACHT Uit overleg tussen het IN (nu INBO) en AMINAL Afd. Natuur (nu ANB) bleek de zeer dringende nood aan een duidelijk overzicht van en planningsdocument over noodzakelijk op te starten monitoringsprojecten, zodoende dat in de toekomst efficient over de resultaten van het gevoerde natuurbeheer gerapporteerd kan worden. Hiervoor moet een werkbare structuur uitgebouwd worden om op wetenschappelijk verantwoorde wijze de effectiviteit van het gevoerde natuurbeheer te kunnen beoordelen. Eind 2002 is het project “ontwikkeling van een hiërarchisch monitoringssysteem voor beheerevaluatie van natuurreservaten in Vlaanderen” afgelopen (zie Demeulenaere et al. 2002). Dit project heeft een concept uitgewerkt voor het monitoren van zowel Vlaamse als erkende natuurreservaten. De studie resulteerde in een wetenschappelijk rapport waarin concrete voorstellen en adviezen worden gegeven voor het opzetten van een Vlaams programma voor beheermonitoring. Het Vlaams programma voor beheermonitoring op basis van hoger vermelde studie is opgesplitst in een aantal deelprojecten: Deelproject 1 opmaak dossier per natuurreservaat met de nodige beheerkaarten, kaarten met de huidige en de nagestreefde natuurtypes, etc. Deelproject 2 begeleiding monitoringsprogramma met het opstellen van de nodige protocols en multisoortenlijsten. Bij de aanvang van het project was het oorspronkelijk de bedoeling een methodiek en multisoortenlijsten op te stellen en uit te testen voor een beperkt aantal natuurdoeltypen verspreid over een beperkt aantal reservaten. In de loop van 2005 werd de opdracht enigszins veranderd, meer bepaald; het uitwerken van een methode en multisoortenlijsten voor zoveel mogelijk natuurtdoeltypen zonder testfase.

12

Deelproject 3 de dataverzameling, m.a.w. de uitvoering van de protocols. Deelproject 4 de opvolging van de dataverzameling, de dataverwerking en de rapportage. Deelproject 5 uitvoering kwaliteitsparameters met de staalname van grondwater, oppervlaktewater en bodem en de analyse van stalen. Deelproject 6 opmeten van peilbuizen. Dit project behelst deelprojecten 2, 3 en 4 en beoogt de start van een uitgebreider en continu monitoringsprogramma. De principiële doelstelling van het hier aangehaalde monitoringsprogramma is op een objectieve manier een globale evaluatie maken van de evolutie van de Vlaamse natuurreservaten onder het gevoerde beheer. De evaluatie van het beheer wordt gevoerd in functie van het in het beheerplan van elk individueel natuurreservaat gestipuleerd natuurstreefbeeld. Aan de hand van objectieve criteria moet men het beheer kunnen beoordelen en indien nodig de beheerplanning bijsturen.

2.1.1 Looptijd deelprojecten 2005: Wegens een zeer laattijdig starten van het project (wegens administratieve vertragingen) is er in 2004 weinig uitgevoerd en werd de planning doorgeschoven naar 2005. In 2005 is het project effectief van start gegaan met deelproject 2: het opstellen van een gestandaardiseerde monitoringmethode om op wetenschappelijke wijze correcte uitspraken en beoordelingen te kunnen uitvoeren en te vergelijken met een streefdoel. Voor 9 natuurdoeltypen werden veldprotocols en multisoortenlijsten opgesteld. Het toetsen van de methode a.h.v. gedetailleerde veldwaarnemingen vraagt echter zoveel tijd (zie Van Dyck et al. 2001) dat dit onmogelijk volledig binnen het tijdsbe-


stek van deze opdracht kon gebeuren. 2006: Voor deelproject 3 werden de protocols opgesteld in deelproject 2 uitgevoerd per provincie. Dit gebeurde onder de vorm van een pilootstudie op een eerste set van 12 natuurreservaten die door afd. Natuur, Brussel werden voorgesteld om zodoende het monitoringsprogramma te starten. De dataverzameling gebeurde door studiebureaus onder de begeleiding van een coördinator op het INBO, Raphaël De Cock. Voor de gegevensinvoer en -opslag werd een databank ontwikkeld. Daarnaast werd ook een multisoortendatabank ontworpen waarmee zowel ecoregio- of gebiedspecifieke multisoortenlijsten als soortenfiches met monitoringstips opgevraagd kunnen worden. Deze databanken werden continu bijgewerkt. 2007: De methode (deelproject 2) werd uitgebreid voor 4 bijkomende natuurdoeltypen en er werd ook een bijzondere aanpak voorzien om ook procesgeoriënteerd beheer te kunnen monitoren. De protocols (deelproject 3) zou in een bijkomende set van 17 natuurreservaten uitgevoerd worden om de steekproef per natuurdoeltype te vergroten en de monitoringsmethode voor procesgeoriënteerd beheer uit te testen. Wegens een tekort aan budget en een vertraagde gunningsprocedure is dit niet kunnen gebeuren. De methode, planning en initiële verwerking van de resultaten worden gerapporteerd in verschillende deelrapporten (zie verder). Een effectieve ‘tijdreeksanalyse’ en ‘rapportering van iedere monitoringsronde’ kunnen niet binnen deze opdracht gebeuren omdat hiervoor opeenvolgende datasets nodig zijn. Wel zullen er suggesties gegeven worden van de manier waarop dit in de toekomst kan gebeuren.


13

Meetvariabelen per natuurtypengroep

Multi-soortenlijsten en systeemkenmerken

Info. reservaten natuurtypen beheer

deeltaak

2

2

2

2

deelproject

24 jan

jan

feb

20 mrt

17 mrt

mrt

mei

jun


apr

14 jul

jul

aug

Tabel 1. Schematisch overzicht met de planning en uitvoer van de verschillende deelprojecten en deeltaken over de duur van het project.

Opstellen protocols 3

Jaar: 2005,2006,2007

Monitoringsplan incl. veldwerk 3

3

3

Bouw databank plus archivering 4

begeleiding uitvoerders Organisatie dataverzameling

Selectie secundaire info. bronnen 4

2, 3, 4

4

4

Initiële verwerking rapportering monitoringsplan eindrapportage Interne communicatie

14

22 sep

sep

21 okt

okt

nov

30 nov

dec

2.1.2 Plan van aanpak Het plan van aanpak bestaat uit volgende deeltaken: 1. Opvragen informatie reservaten 2. Vertaling van streefbeelden naar natuurtypen en beheertypen 3. Per natuurtype het opstellen van multisoortenlijsten, systeemkenmerken, beheereffecten 4. Meetvariabelen per natuurtype 5. Opstellen veldprotocols 6. Monitoringsplan incl. veldwerk 7. Training en begeleiding uitvoerders veldprotocols 8. Organisatie dataverzameling 9. Bouw databank plus archivering 10. Selectie secundaire informatiebronnen 11. Initiële verwerking 12. Rapportering monitoringsplan 13. Verwerking en eindrapporten 1ste ronde 14. Interne communicatie

-

-

van het natuurdoeltype en huidige voorkomen binnen Vlaanderen en de Vlaamse natuurreservaten. de op te nemen multisoortenlijst met uitgebreide toelichting bij de soortselectie. Voorstellen voor verwerkings- en interpretatiemogelijkheden. Een initiële verwerking met vooruitzicht op de mogelijkheden voor evaluatie zowel op de individuele meetlocaties als op meer algemeen niveau.

3. Databank voor opslag van de monitoringsgegevens: Op CD-rom met metadata (geleverd aan de opdrachtgever): -

de eerste monitoringsgegevens uit 2006 en de structuur voor de opslag van data voor toekomstige monitoringsronden.

4. Digitale bestanden: Op CD-rom met metadata (geleverd aan de opdrachtgever):

Tabel 1 geeft schematisch weer hoe de uitvoering van de verschillende deeltaken verliep over de duur van het project.

-

2.1.3 Producten

-

De verschillende uit dit project te verwachten eindproducten zijn een reeks deelrapporten en bestanden met volgende inhoud:

-

1.

-

Concept beheermonitoring & methodiek met technische bijlagen (dit rapport): kaderbeschrijving argumentatie voor de methode aanbevelingen voor het opstellen van een meetnet gedetailleerde veldprotocols

GIS-lagen met de ligging van de meetlocaties gedigitaliseerde resultaten (karteringen en fotobestanden) overzichten met resultaten van initiële verwerking. De initiële verwerking bestond uit: • een analyse van de vegetaties per meetlocatie • een analyse van de multisoortengroepen naar de aan/afwezigheid van soorten

2.1.4 Vergaderingen en infomomenten Stuurgroepvergaderingen:

2. Rapportenreeks per natuurdoeltype: • Bij de initiële verwerking van de monitoringsgegevens werd gekozen voor een uitwerking van het natuurdoeltype “dotterbloemgrasland” (De Cock et al. 2008a). Dit rapport bevat:

• • •

-

een beschrijving van de referentiesituatie: een diagnose en conditionerende systeemkenmerken

•

1ste stuurgroepsvergadering, 17 maart 2005 2e stuurgroepsvergadering, 22 september 2005 3e stuurgroepsvergadering, 21 oktober 2005 4e stuurgroepsvergadering, 14 juli 2006 5e stuurgroepsvergadering, 30 november 2006


15

• •

6e stuurgroepsvergadering, 24 januari 2007 Voorstelling totaalprogramma beheermonitoring aan de ANB-leiding, 20 maart 2007

INFO-momenten en voordrachten: •

• • •

Natuurtypen: toepassing in Beheermonitoring (Studiedag Natuurtypen, INVERDE), 23 november 2005 INFO-moment INBO, Brussel, 15 mei 2007 INFO-moment INBO, Geraardsbergen, 1 juni 2007 Voorstelling methode op het internationaal congres “Monitoring the Effectiveness of Nature Conservation”, 3-6 september 2007, voordracht: Combining distance-to-target criteria for vegetation composition and characteristic multispecies lists to monitor nature management: a case study from Flanders’ (WSL Birmensdorf), zie zendingsverslag EVINBO.ZV.2007.1

Vergaderingen met uitvoerders van de veldprotocols, studiebureaus (AEOLUS en ECONNECTION): • • • •

1ste kennismaking en overleg 27 april 2006 Veldtraining AEOLUS 4 mei 2006 Veldtraining ECONNECTION 8 mei 2006 Evaluatie monitoringronde 2006, 30 november 2006

2.2 MEETLOCATIES EN NATUURDOELTYPEN VAN HET PILOOTPROJECT Om de methodeontwikkeling voor de beheermonitoring zo concreet mogelijk te maken, werd aangegeven dat uitgegaan moest worden van reële natuurreservaten, met hun doelen en beheermaatregelen. Daarom werd bij de aanvang van het project eerst een selectie gemaakt van meetlocaties (natuurreservaten) en natuurdoeltypen. Op de door Afd. Natuur/ANB voorgestelde gebieden voerden we analysen uit om zo te komen tot de meest bruikbare selectie.

starten. Op deze selectie werden de in deelproject 2 opgestelde veldprotocols toegepast (Tabel 2, Figuur 1). Tabel 2. Selectie en de oppervlakte in beheer van

12 Vlaamse Natuurreservaten (VNR) verspreid over Vlaanderen voorgesteld door afd. Natuur / ANB om beheermonitoring aan te vatten.

RESERVAAT (Code) Antwerpen Goorken - Rode Del (GK) Olens Broek (OB) Duivelskuil (DK) Robbroek (RB) Limburg Mangelbeekvallei (MB) Oudsberg (OU) Vlaams Brabant Rodebos en Laanvallei (RL) Walenbos (WB) (sectie Sengensbeemd) West Vlaanderen Assebroekse Meersen (AM) IJzerbroeken – (YB) Oost Vlaanderen Kraenepoel (KP) Drongengoed – Ursel (DG)

61 40 16 42

ha ha ha ha

56ha 158 ha 93 ha 34 ha

7 ha 124 ha 25 ha 141 ha

Tabel 3 toont een overzicht van qua oppervlakte meest voorkomende natuurdoeltypen met een voldoende spreiding over de 12 reservaten. Verder geeft de tabel aan voor welke natuurdoeltypen een monitoringsmethode met multisoortenlijsten werd uitgevoerd in 2006. De keuze voor deze natuurdoeltypen werd overeengekomen op de 3e stuurgroepvergadering en werd voornamelijk afgewogen op basis van de relevantie voor natuurbehoud, het beheer en de spreiding en oppervlakte beschikbaar voor monitoring (details zie 3.2.5.1.3). Uiteindelijk werd er in 2006 bemonsterd voor: • • •

9 Natuurdoeltypen verspreid over de 12 reservaten binnen 76 proefvlakken met uniform beheer (perceelsmatige aanpak)

Twaalf Vlaamse natuurreservaten (VNR) werden aangereikt door afd. natuur / ANB om het programma beheermonitoring op te 16

Opp


Overzicht van geselecteerde natuurdoeltypen voor beheermonitoring 2006: 1. Circumneutrale matig tot sterk gebufferde wateren (WSC) 2. Rietmoerassen (MErm) 3. Dotterbloemgrasland (GNdb) 4. Gewoon kamgrasgraslanden (GVkgg) 5. Droge heischrale graslanden (GHdg) 6. Vochtige heischrale graslanden (GHv) 7. Halfnatuurlijke droge heiden (DDsh) 8. Natte heide met Gewone dopheide (DNdh) 9. Zomereiken-berkenbos (BDebz)

Tabel 4 illustreert voor de geselecteerde natuurdoeltypen het aanbod aan beheereenheden, de oppervlakte en de spreiding beschikbaar voor de selectie van proefvlakken voor de uitvoering van beheermonitoring in 2006. Tabel 5 verduidelijkt de spreiding van de proefvlakken over natuurdoeltypen en VNR. Details van de afbakening van proefvlakken, meetlocaties en te bemonitoren oppervlakten zijn terug te vinden op CD-rom bijgeleverde aan de opdrachtgever (zie Shapefiles). Op de CD-rom is ook in meer detail terug te vinden waar en wat er voor de monitoringsrondes van 2006 en 2007 exact diende te gebeuren per proefvlak (zie toelichting monitoringslocaties en veldprotocols).

Figuur 1. Ligging en afbakening van de 12 reservaten aangereikt door afd. Natuur / ANB om beheermonitoring op te starten in 2006


17

Graslanden

Ruigten

Dwergstruwelen

Struwelen

Bossen

Kleine landschapselementen Stilstaande waters

Zure laagvenen met Wateraardbei en Zwarte zegge Vochtige venige graslanden met Biezenknoppen en Pijpenstrootje Dotterbloemgrasland

O

X

X

X

X

Braamstruweel

S

X

S

S

GK X

X

X

X

O

X

X

X

X

O

X

X

X

X

O

X

X

X

X

X

O X

X

X

O

X

X

X

X

X

X

X

DK

RB X

X

X

X

+

X

X

+

O

+

X

+

X

O X

X

X

S

X

S

X

S

S

X

O

X

X

X

X

+

X

X

X

X

+

O

X O

X

X

O

O

O

S

S

S

S

X

X

X

S

S

X

X

S

X

X

X

O

S

X X

X

X

X

X

X

X

X

O

O

X

X

X

X

S

O

S

S

S

S

S

S

Bomenrijen

S

O

S

S

S

S

S

Solitaire boom

S

O

S

S

S

S

S

S

S

O

X

X

X

X

X

X

X

Matig tot sterk zure wateren Circumneutrale, matig tot sterk gebufferde wateren

+

X

X

Elzenbroekbos (Carici elongatae-Alnetum) Hagen

MULTISOORTENLIJST

X

DG OB

Robbroek

KP X

Duivelskuil

WB O

Ursel-drongengoed

RL

het Goorken

X

OU

Olens broek

S

Kraenepoel

MB O

Walenbos

YB

Gewoon kamgrasgraslanden Droge heischrale graslanden Vochtige heischrale graslanden Periodiek onder water staande graslanden Nitrofiele ruigten van het verbond van Lookzonder-look Natte ruigten van het Moerasspirea verbond Halfnatuurlijke droge heiden Natte heide met Gewone dopheide Gagelstruweel Inlandse wilgenstruwelen met breedbladige wilgen Zomereiken-berkenbos

Mangelbeekvallei

Yzerbroeken

AM X

Rodebos-laanvallei

Natuurdoeltype Grote zeggengemeenschapp en Rietmoerassen

Oudsberg

FORMATIE Gemeenschappen van niethoutige grasachtige moerasplanten

Assebroekse meersen

RESERVATEN

Tabel 3. Overzicht van de meest voorkomende natuurdoeltypen over de geselecteerde Natuurreservaten en de natuur(doel)typen waarvoor multisoortenlijsten worden opgesteld.

O

S

O

X

+

X X

+

X = aanwezig in beheerde oppervlakte en bemonitorbaar natuurdoeltype; S = aanwezig als structureel natuurtype binnen beheereenheden met een ander natuurdoeltype; O = aanwezig binnen visiegebied maar nog niet aangekocht, omgevormd of nog niet in beheer; + = natuurtypen waarvoor multisoortenlijsten worden opgesteld en die in aanmerking komen voor de (multisoorten)monitoring in 2006.

18


Tabel 4. Geselecteerde natuurdoeltypen voor de uitvoering van beheermonitoring in 2006 met per natuurdoeltype de totaal beschouwde oppervlakte in eigendom en beheer (opp), het aantal afgebakende beheereenheden (#BE), het aantal geselecteerde proefvlakken (#PV), de gemonitorde oppervlakte (opp MO), het percentage beschikbaar natuurdoeltype in monitoring (%M) en de spreiding over de 12 VNR.

Natuurdoeltypen BDebz Zomereiken-berkenbos DDsh Halfnatuurlijke droge heiden op voedselarme zandgronden DNdh Natte heide met Gewone dopheide GHdg Droge heischrale graslanden GHv Vochtige heischrale graslanden GNdb Dotterbloemgraslanden GVkgg Gewoon kamgrasgraslanden MErm Rietmoerassen WSC Circumneutrale, matig tot sterk gebufferde wateren (meso-oligotroof) Eindtotaal

opp 194,69

#BE 373

#PV opp MO %M 9 30.24 16%

N 8

73,76

194

11

37.50

51%

5

14,40 21,85 32,60 34,90 45,70 27,90

55 51 31 61 27 53

4 10 7 13 4 9

9.72 15.92 14.88 29.18 8.53 20.16

68% 73% 46% 84% 19% 72%

3 6 3 7 4 5

20,78

16

9

8.78

42%

10

466,56

862

76

174.906 37%

61

Assebroekse Meersen Ursel Milit. Vliegveld Duivelskuil Het Goorken Kraenepoel Mangelbeekvallei Olens Broek Oudsberg Robbroek Rode Bos – Laanvallei Walenbos Yzerbroeken Totaal per NDT

2 2 1

1 2

1 1 2

1 2

1 4

2 1

2

9

10

•

1 1

1 2 3 1 2

4

de steekproef voor de natuurdoeltypen reeds bemonsterd in 2006 uit te breiden 4 extra natuurdoeltypen in beheermonitoring op te nemen

11

1 1

2

1

2

3

1 1 3 1 2 13

7

•

2

Circumneutraal Stilst. TOTAAL

Rietmoeras

1

3

2

Voor de monitoringplanning in 2007 werden bijkomende proefvlakken geselecteerd om: •

Vochtig heischr. grasl. Dotterbloemgrasl. Kamgrasl.

Natte heide

Zomereikberkenbos Droge heide

Gebied

Droog heischr. grasl.

Tabel 5. Verdeling van proefvlakken per natuurdoeltype (NDT) over de gemonitorde reservaten beheermonitoring VNR.

1 1 1 1 1 1 1 1

2 1 1 4

2 9

9

4 6 7 12 1 6 7 10 2 11 5 5 76

een methode voor mozaïeksituaties uit te testen

Tabel 6 toont het aanbod van 17 VNR verspreid over Vlaanderen die voorgesteld werden om beheermonitoring aan te vatten in 2007. Figuur 2 illustreert de ligging van deze gebieden.


19

Tabel 6. Selectie van Vlaamse Natuurreservaten gepland voor beheermonitoring in 2007

PROVINCIE Antwerpen

Oost-vlaanderen

Vlaams-brabant West-vlaanderen Limburg

RESERVAAT (Code) Tielenheide (TH) Kijkverdriet (KV) Pomp-Poelberg (PP) Bovenloop Mark (BM) Bunders (BU) Vallei van de Gr. Nete (VGN) Vallei van de Mark (VM) Serskampse beek (VSB) Warande duinen (WD) Bovenschelde (BSV) Militair Vliegveld Ursel (URSELmoz) Wolfsputten (WP) Driebeken (DB) Paddegat-Klemskerke (PK) Heuvelland (HL) Teut (TE) Oudsberg (OUmoz)

VM BM KV PP TH PK Ursel-moz VGN DB WD

BU

OU-moz TE

BSV

VSB

HL WP

Figuur 2. Ligging en afbakening van de reservaten in beheer van ANB gepland voor beheermonitoring in 2007. Codes reservaten zie Tabel 6.

Voor een aantal van de meest verspreid over het totaalaanbod van Vlaamse Natuurreservaten (2006 + 2007) voorkomende prioritaire natuurdoeltypen werd een monitoringschema uitgewerkt. Voor 4 nieuw bijkomende natuurdoeltypen werden extra multisoortenlijsten opgesteld. Voor de volgende reeks van natuurdoeltypen werd een eerste ronde beheermonitoring gepland voor 2007 – de 4 nieuw bijgekomen natuurdoeltypen staan in vet aangeduid: 1. Circumneutrale matig tot sterk gebufferde wateren (WSC: WSC(z)b(Fe)) 2. Zilverschoongraslanden (GSzs)* 20

3. (Stuif)duingraslandencomplex (PMI8+GDsz+GDdh)* 4. Struisgraslanden (GDgk)* 5. Dotterbloemgrasland (GNdb) 6. Gewoon kamgrasgraslanden (GVkgg) 7. Droge heischrale graslanden (GHdg) 8. Vochtige heischrale graslanden (GHv) 9. Moerasspiraearuigten (RNms)* 10. Halfnatuurlijke droge heiden (DDsh) 11. Natte heide met Gewone dopheide (DNdh) Zoals eerder aangehaald kon deze monitoringsronde niet doorgaan wegens een te klein budget en een te langdurig aanslepende gunningsprocedure.


3 AANZET TOT EEN MEETNET VOOR BEHEERMONITORING Dit pilootproject vormt de basis voor een langdurig en grootschaliger opgevat monitoringsprogramma. Om dit project te kaderen binnen de totaalcontext worden in de hoofdstukken onder 3.1 volgende aspecten behandeld: 1. het begrip monitoring 2. doelstellingen: meetnet beheermonitoring pilootstudie Vervolgens wordt in deel 3.2 dieper ingegaan op vereisten en randvoorwaarden om een dergelijk meetnet te concretiseren. Het laatste deel 3.3 gaat dieper in op de aanpak om beheerdoelen te vertalen naar meetbare eenheden die gebruikt kunnen worden voor een “distance-to-target” beoordeling.

3.1 KADERING 3.1.1 Wat is monitoring? Om de noodzakelijke vergelijkingen en beoordelingen wetenschappelijk correct te kunnen uitvoeren, moet een gestandaardiseerd monitoringsysteem opgezet worden. Dat moet garanderen dat de verzamelde gegevens vergelijkbaar zijn en dat ze zo verzameld worden dat wetenschappelijk zinvolle uitspraken over beheereffecten gedaan kunnen worden. Het eerste heeft ermee te maken dat met geaggregeerde datasets gewerkt moet kunnen worden; de waarnemingen van verschillende plaatsen of jaren zullen immers dikwijls tezamen verwerkt worden. Het tweede stelt eisen aan het aantal en de representativiteit van de waarnemingen binnen een ruimte met een bepaald beheer. Natuurbeheer beoogt het behouden van een status quo, of het systeem zo te manipuleren dat een vooraf gedefinieerd doel wordt bereikt door de processen die fundamenteel zijn voor de structuur of het functioneren van een ecosysteem bij te stellen (Legg & Nagy 2006).

Het begrip Monitoring Monitoring is het op regelmatige tijdstippen gestandaardiseerd beschrijven van variabelen om met die verzamelde gegevens na te gaan in hoeverre er vooruitgang of een status quo werd geboekt bij het realiseren van de doelen of de normen* (Kuijken et al. 2001). * Biodiversiteitsdoelen en natuurgerichte normen kunnen in natuurstreefbeelden worden vastgelegd en in het gebiedsgerichte beleid ingezet. Alleen wanneer doelen en normen duidelijk (vooraf) gekwantificeerd zijn, kan ook een degelijke en gerichte monitoring plaatsvinden.

Trendopvolging (‘surveillance’) is de periodieke herhaling van een gestandaardiseerde bemonstering van variabelen die toelaat de toestand en evolutie van een doelpopulatie te beschrijven. Monitoring is te definiëren als een trendopvolging waarbij in het bijzonder de evolutie van een doelpopulatie vergeleken wordt met a priori vastgestelde normen, referentiewaarden of doelstellingen. Een erg strikte benadering van monitoring vereist een precieze, kwantitatieve formulering van de streefwaarden. Een minder beperkende benadering hanteert de uitgangsituatie (i.e., de toestandsbeschrijving tijdens de eerste meetperiode) als referentiebeeld waarmee de latere metingen kunnen vergeleken worden. De verzamelde gegevens moeten daarom rechtstreeks verband houden met die doelen en de daarin vermelde streefwaarden moeten in meetbare eenheden omgezet kunnen worden. Daarenboven speelt monitoring een specifieke rol in het beleidbeslissingsproces. Meer bepaald geven de resultaten uit monitoringmeetnetten signalen naar beleidsmakers zodat zij kunnen fungeren als een soort thermostaat: de beleidsmakers staan, door het nemen van gepaste beleidsmaatregelen, in voor het behoud van een minimum kwaliteit van de ons omringende natuur en het leefmilieu. Het schema in Figuur 3 toont een terugkopplings-


21

schema dat aangeeft waar de essenties van het uitvoeren van monitoring liggen. Monitoring is een essentiëel instrument met drie hoofddoelen (Legg & Nagy 2006): •

• •

Het informeren van de beheerder wanneer het systeem afwijkt van een gewenste staat Het succes opmeten van beheerpraktijken Het effect van verstoring detecteren

natuurtypen, vegetatiesamenstelling, vegetatiestructuur, flora en fauna, etc.) variabelen zijn potentiëel op te volgen. Daar de monitoringsresultaten moeten dienen voor wetenschappelijk onderbouwde evaluatie van de efficiëntie en effectiviteit van het natuurbeheer en toekomstige aanpassingen aan beheer een gevolg zouden kunnen zijn van deze evaluatie, is het essentieel dat de gegevens op een gestandaardiseerde manier verzameld worden.

Zowel abiotische (grondwaterkwaliteit, kwantiteit, oppervlaktewaterkwaliteit, etc.) als biotische (oppervlakte en ligging van

Natuurbeleid

Beleidsniveau

Beleidsdoelen Bijstelling beleid

Gebiedskeuze

Analyse Bijstelling beheer

Projectniveau

Natuurdoelen (visie)

Monitoring

Beheer Toetsing beleidsdoelen

stratificatie

Toetsing beheerdoelen Toetsingssleutels beleidsdoelen

Parameterkeuze monitoring

Toetsingssleutels beheerdoelen

Planning + kostenanalyse

Aggregatie meetgegevens + beoordeling

meetnetontwerp Opslag meetgegevens (tijdreeksen)

metingen

Figuur 3. Monitoring vormt binnen het natuurbeleid en in de hiervan afgeleide beheerdoelen een terugkoppelingsmechanisme, waarmee gestelde doelen kunnen worden getoetst en zonodig bijgesteld. Terugkoppeling heeft in eerste instantie betrekking op het projectniveau, maar kan ook van invloed zijn op het beleidsniveau. Beleidsniveau: Binnen het beleid bestaan doelen met betrekking tot natuurbeheer. Deze zijn er veelal op gericht de verspreiding van zeldzame typen ecosystemen (met bijbehorende soorten) regionaal of landelijk te stimuleren. Uitgaande van deze beleidsdoelstellingen kunnen op basis van de specifieke kenmerken en eisen van gewenste ecosystemen, levensgemeenschappen en soorten, doelen worden gesteld ten aanzien van het beheer van zowel reeds bestaande natuurgebieden, als de inrichting en het beheer van nog te ontwikkelen nieuwe natuur (natuurinrichting). Projectniveau: alvorens in een gekozen gebied natuur kan worden ontwikkeld is het nodig een analyse te maken van de kenmerken van zo’n gebied (b.v. eco-hydrologische systeemanalyse). De kenmerken van een gebied geven de randvoorwaarden aan waarbinnen ‘nieuwe’ natuur gerealiseerd kan worden. Hieruit moet worden afgeleid welke typen natuur realiseerbaar zijn en met welke inrichtings- en/of beheersmaatregelen een ontwikkeling in die richting in gang kan worden gebracht. (naar Albers et al. 2001).

22


3.1.2 Bestaande monitoringsconcepten Het rapport Demeulenaere et al. (2002) leverde een eerste poging voor de uitbouw van een geïntegreerd monitoringsconcept met een coherentere visie op de mogelijke rol van monitoring voor het beleid en de daarop afgestemde instrumenten die de doorstroming van informatie en het gebruik ervan moesten verbeteren. Het rapport zou een eerste aanzet geven om in de toekomst de toestand van de natuur op een meer uniforme en continue manier op te volgen en ongewenste ontwikkelingen tijdig te signaleren. Daarnaast zou de uitbouw van het voorgestelde monitoringconcept inspelen op de vraagstelling en verwachtingen van het natuurbeleid. De voornaamste bedoeling van Demeulenaere et al. (2002) was een raamwerk of concept voor te stellen als aanzet tot een meer hiërarchische monitoring waarbij uitspraken gedaan zouden kunnen worden van perceels- of gebiedsniveau tot op het niveau van Vlaanderen. Daarenboven was het meer toegespitst op monitoring van erkende reservaten en bleef de uitwerking van een methodologie voor veldprotocols eerder beperkt tot praktische aspecten voor vegetatie-opnamen en een eerste poging tot het inschakelen van het multisoortenconcept sensu Van Dyck et al. (2001). De hier uitgewerkte methoden voor beheermonitoring kan gezien worden als een opvolging van het rapport Demeulenaere et al (2002) waarin vooral het concept van een meetnet voor beheermonitoring meer in detail wordt uitgewerkt. Nog nieuw in de hier voorgestelde aanpak zijn de sterkere nadruk op de praktische aspecten en uitvoerbaarheid van het meten, met een meer concrete uitwerking naar de verwerkings- en interpretatiemogelijkheden toe voor het evalueren van de effecten van beheermaatregelen. In de hier voorgestelde aanpak ligt de nadruk ook meer op het belang van integratie van de floristische, multisoorten-, structuur- en abiotische gegevens bij de evaluatie van de toestand van de natuurstreefbeelden en van de effectivitdeit van het beheer. Verder wordt getracht bij de uitwerking van de veldprotocols zoveel mogelijk een integratie te voorzien van bestaande monitoringmethoden waarbij soms gekozen wordt voor een specifieke aanpak

per biotooptype. Voorbeelden hiervan zijn het gebruik van de basisindex voor bosstructuur (Govaere & Vandekerkhove 2005), de aanpak volgens de Kaderrichtlijn Water voor vegetatieopnames in aquatische milieus (Schneiders et al. 2004; Leyssen et al. 2005), BioHab voor structuurkartering (Bunce et al. 2005), inschatting van de botanische kwaliteit van graslanden (Zwaenepoel 2000) en uit de aanpak voor instandhoudingsdoelstellingen voor Natura2000 habitats (Heutz & Paelinckx 2005). De invulling van dit monitoringprogramma is sensu Demeulenaere et al. (2002) nog het best te omschrijven als meetnetmonitoring (Figuur 4). “Meetnetmonitoring dient om een globaal beeld van de ontwikkeling van de natuur in de reservaten van Vlaanderen en tegelijk een zeer gedetailleerd beeld van de betrokken reservaten te schetsen. Hiervoor wordt een meetnet van een beperkter aantal, maar voor de globale Vlaamse ecologische diversiteit zo representatief mogelijk staal van natuurreservaten opgericht, waarin een intensere monitoring wordt uitgevoerd. Dit zal een evaluatie moeten toelaten van de mate van realisatie van globale beleidsdoelstellingen in verband met natuurbeheer, uiteraard verder onderbouwd met de resultaten uit lagere-ordemonitoring. Daarnaast moet die monitoring een evaluatie van het beheer toelaten van het reservaat waarop ze betrekking heeft. (Demeulenaere et al. 2002).” In het kader van het sterk gelijkaardige project Monitoring Natuurinrichting werd eveneens een kwalitatief hoogwaardige, systematische en efficiënte methode voor het verzamelen van beleidsrelevante ecologische gegevens uitgewerkt. Ook hier, was het de bedoeling om te komen tot een systeem van kwaliteitsbewaking ter onderbouwing en aansturing van het natuurbeleid. Niet alleen evaluatie van het gevoerde beleid, maar ook de evaluatie van de uitgevoerde maatregelen op projectniveau en eventuele bijsturing diende met de uit monitoring voortkomende gegevens te worden uitgevoerd. Als leidraad stelden Albers et al. (2001) het “Vademecum voor monitoring van natuurinrichtings-projecten in Vlaanderen” samen dat kaderde binnen het opstellen van mo-


23

nitoringplannen voor toekomstige natuurinrichtingsprojecten. Dit werk vormde eveneens een belangrijke basis bij de totstandkoming van de concepten en methoden uitgewerkt binnen dit rapport.

3.1.3 Doelstellingen programma beheermonitoring Totnogtoe blijft een éénduidige monitoring op Vlaamse schaal ontbreken. De hoofddoelstelling is te komen tot een meetsysteem dat de effectiviteit van natuurbeheer in de natuurreservaten in functie van de beheerdoelstellingen nauwkeurig en zo gestandaardiseerd mogelijk opmeet en evalueert, zodanig dat de monitoringsgegevens onderling vergelijkbaar en integreerbaar zijn. De doelstelling kan in het kort omschreven worden als:

Draagt het gevoerde beheer in de Vlaamse Natuurreservaten bij tot het behoud of herstel van biodiversiteit?

Is het in de Vlaamse Natuurreservaten toegepaste beheer in globo efficiënt in functie van de gestelde natuurstreefbeelden?

3.1.3.1 Waar een meetnet voor beheermonitoring niet toe dient Beheermonitoring levert geen directe bijdrage tot kosteneffectiviteits- en efficiencyonderzoek. Hiervoor dienen eventueel in een later stadium gegevens verzameld te worden over geldstromen en tariefstellingen. Verder leveren de gegevens uit de monitoring niet direct een idee over de effecten van het openstellen van natuur voor recreatie. Hoewel de hier uitgewerkte veldmethodes weliswaar geschikte gegevens opleveren om het beheer binnen één welbepaald reservaat op te volgen en te evalueren, kan een monitoringsschema voor een meetnetmonitoring niet dienen voor een systeem van 1:1 gerichte monitoring. Een dergelijke gebiedspecifieke beheermonitoring vergt immers een totaal andere aanpak wat betreft de keuze van meetlocaties (4.1.6). Dit wordt verderop uitvoeriger beargumenteerd (zie 3.1.3.2 en 3.2.1). 24

Voor een meetnetmonitoring wordt er immers per doelhabitat onder een welbepaald uniform beheertype een random steekproef getrokken uit de hele set van Vlaamse natuurreservaten. Hierdoor zullen binnen individuele gebieden tekens maar enkele meetlocaties gekozen worden. Om alle biotoop- en beheertypes binnen een natuurreservaat te bestrijken zullen extra meetlocaties en dus bijkomend waarnemingswerk uitgevoerd moeten worden. Het monitoren van soortgerichte beheerdoelstellingen wat zich gewoonlijk ook meer op het gebiedsniveau afspeelt, vergt meestal een geheel eigen aangepaste monitoringsaanpak met soms de toepassing van bijzondere technieken. Het INBO kan desgewenst bijstaan om zulke waarneminsgmethoden aan te leveren of mee helpen een soortmonitoring op punt te stellen. Strikt genomen behoort een gebiedseigen of soortmonitoring niet tot het algemeen programma voor beheermonitoring Beheermonitoring is niet hetzelfde als monitoring voor Natura2000 habitats. De monitoring van de Staat van Instandhouding van Natura2000 habitats (SvIH) is een ander op stapel zijnde grootschalig meetnet-monitoringinitiatief. Grote verschillen met beheermonitoring zijn: 1. alleen habitats van internationaal belang: de nadruk ligt voornamelijk op habitats waarvoor verplichte rapportage geldt naar Europa, terwijl in veel gevallen de beheerinspanningen gericht zijn op lokaal belangrijke natuurdoeltypen die niet steeds zijn opgenomen in de habitatrichtlijn (vb. Regionaal Belangrijke Biotopen) 2. alleen actuele habitatvlekken, geen streefbeelden: er wordt niet specifiek gemonitord op natuurstreefbeelden of natuurdoeltypen , maar op reeds gerealiseerde (eventueel gedegradeerde) vlekken habitat 3. geen koppeling aan beheer: er zullen geen éénduidige uitspraken mogelijk zijn over de effectiviteit van beheer afhankelijk van de aanpak. Daar de keuze van sites en proefvlakken voor de monitoring van SvIH onafhankelijk van het uitgevoerde beheer zal zijn en de evaluatie van instandhouding niet gebeurt in relatie tot bepaalde beheermaatregelen zoals bij beheermonitoring, is er geen kop-


koppeling tussen huidige toestand, beheeraanpak en evolutie tot het natuurstreefbeeld. 4. geen opvolging van evoluties ten opzichte van een streefdoel: er wordt een signaal gegeven of de actuele toestand voor een bepaald habitat over geheel Vlaanderen al dan niet “gunstige staat” is zondermeer. Met deze criteria zal het niet mogelijk zijn om evoluties en trends vast te stellen, zeker in suboptimale gebieden of daar waar men via omvormingsbeheer nog ver van de doelstellingen af staat. Bij beheermonitoring is het juist de bedoeling om te werken via “distance-totarget” criteria zodat de detectie van al dan niet positieve evoluties in de richting van de natuurdoelen alsnog gedetecteerd kunnen worden en dit onafhankelijk van de uitgang- of huidige status van de individuele gebieden of proefvlakken.

om toe te komen aan de extra monitoring in functie van dergelijke lokale beheerdoelstellingen.

3.1.3.2 Bijkomende doelstellingen

-

Hoewel meetnetmonitoring oorspronkelijk niet de doelstelling heeft om te komen tot een systeem van 1:1 gerichte monitoring waarbij het beheer binnen één welbepaald reservaat wordt opgevolgd en geëvalueerd, bleek uit stuurgroepvergaderingen met de buitendiensten van ANB de extra vraag voor maximalisatie van de output binnen deze context. Op die manier zouden ook lokale beheerders mogelijkheden krijgen tot evaluatie van de kwaliteit en de soortensamenstelling van biotopen i.f.v beheerstrategieën. Dit leidde tot de “spin-off” doelstelling om na te gaan in welke mate het natuurstreefbeeld op een welbepaalde locatie in de tijd benaderd wordt (distanceto-target), ondanks alle argumenten dat een volledige integratie van het gebiedspecifieke niveau niet compatibel is met het meetnetniveau (zie uitwerking over meetnetontwerpen 3.2.1). Zoals eerder aangehaald is het wel mogelijk om op gebiedsniveau uitspraken te doen over de algemene kwaliteit van de natuur en de doelbereiking van de natuurstreefbeelden, mits een uitbreiding van het monitoringsschema en aantal meetlocaties op basis van het aantal op te volgen (doel)biotopen en beheertypen binnen een individueel gebied (4.1.6). Demeulenaere et al. (2002) geven aan dat er extra financiële ruimte voorzien zou moeten worden

De exacte uitwerking van een schema voor gebiedsgerichte monitoring wordt van reservaat tot reservaat ontworpen. De lokale, meer specifieke beheerdoelstellingen zijn immers moeilijk te standaardiseren. Voorbeelden: -

-

-

wanneer specifieke soorten worden benadrukt in beheerplan (aandachtsoorten en streefdoelsoorten) wanneer voor specifieke soorten een apart soortbeschermingsplan wordt uitgewerkt (IHD-soorten): hiervoor dient een extra monitoring uitgewerkt die zo gestandardiseerd mogelijk gebeurt om de beheerdoelstellingen te kunnen testen beheerdoelstellingen kunnen nagestreefde functies zijn, zoals pleisterplaasten of paaiplaatsen. etc.

3.1.4 Doelstellingen pilootproject Het doel van dit pilootproject is een aanzet te geven tot de uitbouw van een meetnet voor beheermonitoring. De voornaamste pilootproject zijn:

doelstellingen

van

dit

1. aanleveren van een veldmethodiek bruikbaar voor zowel meetnet- als gebiedsgerichte beheermonitoring 2. opstellen van multisoortenlijsten voor een reeks van natuurdoeltypen 3. eerste aanzet geven voor meetnetmonitoring op het terrein Het is in de eerste plaats de bedoeling om, eenduidige gestandaardiseerde, consistente en praktisch werkbare veldprotocols op te stellen waarmee gegevens kunnen verzameld worden om de realisatie van beleidsdoelen te toetsen op biodiversiteitscriteria die de realisatie van natuurdoeltypen indiceren (Wiertz et al 2007). Hierbij denken we aan biodiversiteitscriteria zoals de “vegetatiekwaliteit” en aantal of trend van doelsoorten, kensoorten, multisoorten, instandhoudingscriteria, etc.


25

De effectiviteit van de veldprotocols komt neer op een oefening tussen de beste methode en frequentie tegenover de praktische haalbaarheid en het beschikbare budget. Belangrijk is dat de toegepaste monitoringsmethoden gestandaardiseerd zijn

zodat de gegevens verzameld door een breed spectrum aan waarnemers, algemeen bruikbaar blijven voor de wetenschappelijk onderbouwde evaluatie (cfr. Demeulenare et al. 2002).

Figuur 4. Niveau’s binnen het hiërarchische monitoringsconcept van Demeulenaere et al 2002.

26


3.2 CONCRETISERING EN RANDVOORWAARDEN Uit overleg met de INBO-cel “Biometrie, Methodiek en Kwaliteitszorg” (BMK) werd duidelijk dat er rekening gehouden dient te worden met een aantal randvoorwaarden om tot een goed programma beheermonitoring te komen. Vereist zijn: •

het ontwerpen van een strategisch meetnet

•

het formuleren van doelstellingen: • •

•

•

•

STAP 1: definitie eenheid van doelbereiking: natuurdoeltypen STAP 2: uniforme beheertypen: nood aan duidelijk omschreven en consequent toegepaste beheermaatregelen per natuurdoeltype STAP 3: kwantificeren en “distance-to-target”: omzetten van beheereffecten en doeltypen naar sets van meetbare grootheden

Nood aan duidelijk omschreven uitgangsituatie, indeelbaar in discrete natuurtypen en doeltypen met uniform beheer Nood aan tijd en kostefficiënte veldprotocols

In de volgende hoofdstukken volgt een uitwerking van de hierboven aangehaalde punten. Dit kan enerzijds dienen als een uitgangsbasis voor de verdere uitbouw van het programma beheermonitoring en anderzijds dient het als basis om aan te geven waar de huidige knelpunten liggen om tot een dergelijk meetsysteem te komen. De hieronder volgende paragrafen over meetnetontwerp zijn gebaseerd op overleg met Dirk Bauwens (BMK-cel, INBO).

3.2.1 Wat is een strategisch en beleidsgericht meetnet? De vragen en verwachtingen t.a.v. het milieuen natuurbeleid worden steeds veelzijdiger en complexer. Gedetailleerde gegevens over de tijdsgebonden veranderingen van relevante variabelen moeten toelaten het effect van de genomen beleiden beheermaatregelen te evalueren. Dat vereist de uitbouw van meetnetten die zorgen voor een breder, dieper en beter toegankelijk gegevensaanbod. In de eerste plaats moet goed nagedacht worden over de omvang en de aard van de gegevens die nodig zijn om de informatiebehoefte in te vullen en bij te dragen aan de beleidswerking. Een beleidsgericht meetnet is een meetnet dat in opdracht van beleidskringen de toestand van een bepaalde doelpopulatie beschrijft. Het adequaat functioneren van een beleidsgericht meetnet vereist een afstemming van de meetnetdoelstellingen, de gegevensinzameling, de data-analyse en de rapportage op de informatiebehoefte van het beleid. Kortom, de meetnetgegevens moeten voldoende beleidsrelevant zijn en gebruikt worden met een duidelijk omschreven doel. In de praktijk totnogtoe missen veel ecologische monitoringprogramma’s dikwijls duidelijke omschreven doelstellingen (Vos et. al 2000). Vaak is “weten-wat-ergebeurt” het enige argument dat de inspanningen rechtvaardigt, maar dit leidt niet tot een duidelijke invulling van de doelstelling en leidt vaak tot een ongecontroleerde datavergaring. Het afstemmen van het informatieaanbod op de vragen vanuit het beleid vereist een nauwe en herhaalde samenwerking tussen enerzijds de opdrachtgever en anderzijds de meetnetontwerper, bijgestaan door methodologen, statistici en domeinexperten. Het ontwerpen van een kwaliteitsvol meetnet is dus een interactief en multidisciplinair proces. Een meetnet is een instrument waarmee we met een bepaalde methode een aantal kenmerken opmeten die de toestand van een doelpopulatie beschrijven. Een doelpopulatie is een verzameling van elementen


27

waarover we met het meetnet een uitspraak willen doen. Wanneer de metingen op een consistente manier en over een voldoende lange tijdsperiode herhaald worden, is het mogelijk evoluties in de toestand van de doelpopulatie waar te nemen. Meetnetten (voor milieu en natuur) worden quasi altijd uitgetekend als een steekproef. Het is immers financieel en praktisch niet haalbaar om op alle plaatsen in een bepaald gebied of regio metingen uit te voeren. Bovendien is dat ook niet nodig: een doelgerichte selectie van meetpunten in functie van de vraag naar gegevens volstaat om voldoende betrouwbare informatie aan te leveren. Beleid- en beheerinstanties hebben diverse informatiebehoeften. Ook vragen over eenzelfde thema (bv. biotoopkwaliteit) kunnen sterk uiteenlopen en vereisen vaak een andere aanpak en een verschillend meetnetontwerp. Het is een diepgewortelde, maar ook grote misvatting dat één meetnet de informatie kan verschaffen die nodig is om de diverse vragen t.a.v. een bepaald thema (bv. doelbereiking van beheer) te beantwoorden

3.2.2 Het ontwerpen van een meetnet: vijf fasen Hieronder volgen enkele stappen waarmee rekening gehouden moet worden bij het opzetten van een meetnet. Een conceptueel model voor het ontwerpen van een doordacht en doelgericht meetnetontwerp op een wetenschappelijk geijkte manier omvat vijf fasen (zie schema): I. II.

III. IV. V.

Prioriteren van de informatiebehoeften Uitwerken van het steekproefontwerp en de gegevensinzameling Plannen van de gegevensverwerking Plannen van de rapportering en communicatie Laatste voorbereidingen, implementatie en kwaliteitszorg

Een meetnet in een strategische context baseert zich op de informatie geleverd door de totaliteit van de steekproefpunten. De steekproefpunten zijn zo gekozen dat ze samen een representatief beeld geven van de doelpopulatie in de betrokken regio of gebied. Een individueel steekproefpunt hoeft daarom niet representatief te zijn voor zijn directe omgeving. De doelgroep van dergelijk meetnetten zijn (beleids)instanties die informatie willen over de globale toestand en evolutie van een bepaalde doelpopulatie. Binnen de context beheermonitoring gaat het om een evaluatie van doelbereiking. Een meetnet dat de toestand van de doelpopulatie opvolgt (signalerende functie) en de waargenomen evoluties vergelijkt met a priori geformuleerde doelen of normen (monitoring).

Fase I: Prioriteren van de informatiebehoeften

Het expliciet formuleren van de context, doelstelling en functie van een meetnet is een essentiële stap in het meetnetontwerp.

In veel gevallen is de initiële informatiebehoefte vrij vaag omschreven. Daarom moet de opdrachtgever samen met de meetnetontwerper voldoende aandacht besteden

28


aan een grondige analyse van welk type informatie nodig is. De opdrachtgever moet zo goed mogelijk de behoefte aan bepaalde informatie expliciteren. De meetnetontwerper moet helpen bij het prioriteren en een inzicht krijgen in de context, doelstelling en functie van het te ontwerpen meetnet. Deze bepalen immers heel sterk het type en de dimensies van het meetnet (Fase II). Ook de randvoorwaarden (budgettair, tijdsgebonden, e.a.) moeten duidelijk in kaart gebracht worden. Voor elk van de prioritaire vragen zal de ontwerper de belangrijkste functies, doelstellingen en kenmerken van het te ontwerpen meetnet specificeren. Mogelijk kunnen niet alle prioritaire vragen met eenzelfde meetnetontwerp worden beantwoord. Dat betekent dat een verdere bijstelling of afzwakking van de prioritaire vragen nodig is. Hierbij moeten vermoedelijk enkele fundamentele keuzes gemaakt worden over de inhoudelijke prioriteiten van het meetnet. Het eindresultaat is een meetnetontwerp met duidelijk omschreven hoofd- en nevenvragen. Deze zullen het verdere meetnetontwerp sturen. We benadrukken dat het selecteren en omschrijven van de hoofd- en nevenvragen een gedeelde verantwoordelijkheid is van de opdrachtgever en de meetnetontwerper. Indien aan deze interactie te weinig aandacht besteed wordt, is de kans groot dat een meetnet ontworpen wordt zonder een feitelijke doelomschrijving of op basis van valse verwachtingen. Het is evident dat een meetnet zonder een duidelijke doelomschrijving niet adequaat kan functioneren en leidt tot een inefficiënte inzet van tijd en middelen.

Fase II: Uitwerken van de gegevensinzameling Om op basis van steekproefgegevens conclusies te formuleren over de doelpopulatie is het noodzakelijk gebruik te maken van statistiek. Statistiek moet opgevat én gebruikt worden als een coherent geheel van concepten en inzichten die leiden tot een wetenschappelijke aanpak van (beleids)gerichte vragen. Op basis van de prioritaire beleidsvragen

zoekt de meetnetontwerper - in samenwerking met domeinexperten en statistici en voor bepaalde aspecten op basis van uw input - uit welke gegevens op welke manier ingezameld moeten worden en welke steekproefgrootte hierbij aangewezen is: 1. Welke gegevens inzamelen: nauwkeurige omschrijving van de doelpopulatie en vertalen van de beleidsvragen naar meetvragen leidt tot de selectie van relevante eindvariabelen. 2. Hoeveel gegevens inzamelen: voor elk van de meetvragen formuleert de meetnetontwerper hypothesen waarbij de opdrachtgever dient aan te geven wat de gewenste precisie is van de gegevens en de minimale grootte van het effect dat u wil detecteren. Op basis hiervan berekent de meetnetontwerper – in samenwerking met een statisticus - de vereiste minimale steekproefgrootte. Ook tekent hij enkele mogelijke steekproefdesigns uit. 3. Hoe gegevens inzamelen: voor elk van de meetvragen bepaalt de meetnetontwerper waar en hoe de steekproefpunten geselecteerd moeten worden. Daar worden dan volgens een gestandaardiseerde bemonsteringsmethode de waarnemingen verricht. Fase III: Plannen van de gegevensverwerking Het doel van Fase III is het uittekenen van een strategie om de ‘gegevensstroom’ te beheersen en de meetgegevens optimaal te verwerken. Dit komt neer op een exante evaluatie, de meetnetontwerper maakt immers een voorafspiegeling van hoe de toekomstige meetnetbeheerder met de data zal omgaan. Deze voorafspiegeling omhelst volgende aspecten: 1. Ontwerp databank: eenmaal de meetcampagne van start is gegaan, moet een veelheid aan data in een vooraf goed opgebouwde databank terecht kunnen. Deze blauwdruk zal ook helpen eventuele tekortkomingen in de voorgestelde gegevensinzameling op te sporen. 2. Kwaliteitsvolle dataverwerking: enkel door een doordachte en correcte toepassing van statistische analysetechnieken kunnen weten-


29

schappelijk gefundeerde conclusies geformuleerd worden. Om een statistische analyse geldig te laten verlopen, moet aan een aantal randvoorwaarden voldaan zijn. 3. Uitbouw interpretatiekader: meestal volstaan de gegevens uit het meetnet niet om de meetnetresultaten volledig en correct te kunnen interpreteren. Dat impliceert een behoefte aan gegevens uit andere informatiebronnen. We benadrukken dat deze aspecten reeds aandacht moeten krijgen vóór de start van het meetnet. Op deze manier kan uitgezocht worden of er nog tekortkomingen schuilen in de data. Deze kunnen vereisen dat bepaalde facetten van de gegevensinzameling bijgesteld worden (terugkoppeling naar Fase II). Hierbij is het belangrijk dat de opdrachtgever een zo concreet mogelijk beeld krijgt van de mogelijke resultaten van het meetnet, zodat hij kan aangeven dat aanpassingen aan het meetnetontwerp nog nodig zijn. Hierbij kunnen de resultaten van de pilootmonitoring 2006 en voorstellen van analysemethoden in De Cock et al. (2008a) van dienst zijn. Dit is essentieel omdat keuzes m.b.t. de gegevensinzameling heel sterk de mogelijkheden tot dataverwerking en dus de output van het meetnet determineren. Fase IV: Plannen van de rapportering en communicatie Om een effectief en optimaal gebruik van de meetnetresultaten te garanderen, is op voorhand een reflectie nodig over hoe we de gegevens kunnen aanwenden en hoe we op de beste manier de resultaten kunnen ontsluiten en communiceren. Dit alles wordt concreet gemaakt door het uitwerken van een communicatiestrategie en het opstellen van een kostenraming. Daarnaast moet een langetermijnplanning aangeven welke instantie zal instaan voor welk eindproduct en met welke cyclus het product uitgebracht of geactualiseerd zal worden. Op basis van deze informatie moet de opdrachtgever beslissen welke eindproducten het meetnet zal genereren.

Na het beëindigen van de eerste vier fasen, moet de opdrachtgever beslissen over het al dan niet effectief opstarten van het meetnet. Indien beslist wordt om het meetnet op te starten, dan moeten de meetnetontwerper en/of de toekomstige meetnetbeheerder nadenken over de implementatie en verdere kwaliteitszorg van het meetnet. Zelfs nog voor de start van het huidige pilootproject hadden best een aantal praktische en operationele aspecten uitgeklaard geweest, waaronder de begroting, personeelsplanning en werkplanning. Tot slot moet begroot worden op welke momenten een kritische evaluatie of audit van het meetnet doorgevoerd zal worden.

3.2.3 Vereiste steekproefgrootte Het voorgaande en verder overleg met de BMK-cel leverde volgende bemerkingen en randwoorwaarden op in verband met steekproefgroottes en hun afhankelijkheid van bepaalde keuzes. De vereiste steekproefgrootte kan berekend worden en is volledig afhankelijk van de power of detectiegraad voor veranderingen die men wil toepassen (Legg & Nagy 2006). Een “power analyse” is fundamenteel bij de planning van langetermijn monitoringsprogramma’s. Op basis van de resultaten voor de berekening van de steekproefgrootte voor de uitwerking van een gelijkaardig meetnet, meer bepaald voor de monitoring van de Stand van instandhouding van Natura2000 habitats (Thierry Onkelinx, BMK-cel, INBO), zijn de volgende conclusies nuttig. Eerst moeten duidelijke hypothesen en detectieniveaus worden afgesproken. Stel dat we willen nagaan of de proportie beheereenheden met een al dan niet gunstige ontwikkeling, wijzigt in de tijd. De vraag is nu welke statistische test van toepassing is en hoeveel locaties we moeten bemonsteren. Stel dat een ongunstige verandering in 25% van de meetlocaties als voldoende relevant criterium wordt beschouwd. Mogelijke hypothesen zijn dan:

Fase V. Implementatie en kwaliteitszorg meetnet 30

•

Nulhypothese: het natuurdoeltype kent een ongunstige evolu-


•

evolutie in 25% van de beheereenheden Alternatieve hypothese: het natuurdoeltype kent een ongunstige evolutie in meer, of in minder dan 25% van de beheereenheden

Mogelijke dan:

uitspraken

per

criterium

zijn

1. gunstige evolutie: de nulhypothese kan worden verworpen en < 25% van de beheereenheden kent een negatieve ontwikkeling 2. ongunstige evolutie: de nulhypothese kan worden verworpen en > 25% van de beheereenheden kent een negatieve ontwikkeling 3. geen duidelijke indicatie: de nulhypothese kan niet worden verworpen. Ofwel bevindt ca. 25% zich in een ongunstige staat, maar er is geen indicatie of dit nu > of < dan 25% is, ofwel is het meetnet te klein.

Het onderscheidingsvermogen levert een objectieve maat om verschillende proefopzetten met elkaar te vergelijking. Het onderscheidingsvermogen of de “power” van een statistische test is immers de kans dat indien een bepaald effect (hier een bepaald verschil tussen de twee proporties) aanwezig is, we een significant effect kunnen aantonen. Het onderscheidingsvermogen hangt af van vier verschillende parameters: 1) de totale steekproefgrootte (N), 2) de proportie op het eerste tijdstip (startproportie), 3) de proportie op het tweede tijdstip (eindproportie) en 4) de gewenste Type I-fout (α = 0.05). Een onderscheidingsvermogen van 80% wordt standaard als aanvaardbaar beschouwd. Tabel 7 toont de nauwkeurigheid in relatie tot de steekproefgrootte waarmee veranderingen rond een proportie van 25% gedetecteerd kunnen worden bij een onderscheidingsvermogen van 80%. Hoe groter de steekproef hoe nauwkeuriger verschillen ten opzichte van de 25% proportie kunnen worden aangetoond. Voor een aanvaardbare nauwkeurigheid van 5% (α = 0.05) ligt de steekproefgrootte dus al gauw rond de 600 meetlocaties.

om een verschil van 25% te detecteren bij een onderscheidingsvermogen van 80% (naar Thierry Onkelinx, BMK-cel, INBO)

Ondergrens

Bovengrens

N

<25%

>25%

Alles

<22.6%

>27.5%

2444

<20%

>30%

617

<16%

>35%

153

<12%

>40%

78

<7%

>50%

32

Uit het voorgaande kan besloten worden dat een aanvaardbare steekproefgrootte voor de evaluatie van de algemene toestand van de natuur en/of het halen van algemene beheerdoelstellingen voor (slechts) één enkel doeltype haalbaar zijn bij een steekproef met grootteorde van 500-600. De berekening in Tabel 7 is uitgevoerd voor dichotome criteria (vb. ongunstige versus gunstige staat). Als gewerkt wordt met continue variabelen (bv. distance-totarget criteria met proportionele waarden tussen 0 en 1) dan neemt de power over het algemeen toe (Bhandari et al. 2004) en kan met een kleinere steekproef eenzelfde power en nauwkeurigheid worden bekomen. Het onderscheidend vermogen neemt eveneens toe met het in rekening brengen van meerdere criteria (bv. “multiple testing” gebaseerd op scores of indices voor flora, fauna, abiotiek, etc..).

3.2.4 Bijkomende adviezen Uit de bespreking van de vijf fasen van meetnetontwerp blijkt duidelijk dat een intensieve interactie tussen opdrachtgever en de meetnetontwerper cruciaal is voor een doelgericht meetnetontwerp. Nogmaals dient benadrukt te worden dat het ontwerpen van een meetnet een multidisciplinaire aanpak vereist. Immers, zowel beleidsmakers, methodologen, statistici als domeinexperten moeten in een of meerdere fasen een cruciale input leveren. Het is de taak van de opdrachtgever om het ontwerpproces voldoende te begroten zodat de ontwerper een beroep kan doen op een multidisciplinair team en voldoende ruimte krijgt voor interactie en overleg.

Tabel 7. Nauwkeurigheid met onder- en bovengrens in functie van de steekproefgrootte N Beheermonitoring: Concept & Methodiek

31

Het is belangrijk dat de opdrachtgever een actieve rol speelt bij het maken van keuzes en beslissingen durft nemen. Het uitbouwen van een overlegstructuur (stuurgroep) kan hierbij een inhoudelijke ondersteuning en meerwaarde betekenen. Over de samenstelling en functie van de stuurgroep geven we volgende adviezen mee: 1. Zowel de potentiële meetnetgebruikers (de belangrijkste doelgroepen) als domeinexperten (wetenschappers uit de onderzoekswereld, meetnetbeheerders en -ontwerpers) moeten in de stuurgroep vertegenwoordigd zijn. 2. Organiseer, in overleg met de meetnetontwerper, op geregelde tijdstippen stuurgroepvergaderingen. Het is logisch om dit te doen bij de aanvang van het meetnetontwerp en vanaf dan na het beëindigen van iedere fase. A.d.h.v. een tussentijds verslag stelt de meetnetontwerper de stuurgroepleden op de hoogte van de vorderingen en knelpunten. 3. Koppel de inhoud van de stuurgroepvergaderingen zo goed mogelijk aan het 5-fasen ontwerpplan zodat de gesprekspartners weten welke aspecten van het meetnetontwerp besproken worden. Zo worden discussies vermeden die op dat moment niet relevant zijn in het proces van het meetnetontwerp. Stuur daarom ook vooraf een agenda door zodat iedereen zich kan voorbereiden en het overleg vlot kan verlopen. 4. na iedere stuurgroepvergadering maakt de opdrachtgever of de meetnetontwerper een verslag en stuurt dit ter goedkeuring door naar alle betrok-

32

kenen. Geef hierbij een overzicht van de genomen beslissingen en knelpunten die verder uitgeklaard moeten worden. Indien nodig, stel een taakverdeling op met vermelding van de termijn en de verantwoordelijken. We benadrukken nogmaals dat het meetnetontwerp voldoende ernstig moet genomen worden. De kwaliteit van de vijf fasen bepaalt immers de kwaliteit van het meetnet gedurende de volgende jaren / decennia. Een relatief kleine meerinvestering kan voorkomen dat het meetnet informatie inzamelt die niet voldoet aan de verwachtingen.

3.2.5 Formulering beheerdoelstellingen De uiteindelijke beheerdoelen die bij de monitoring van de Vlaamse natuurreservaten geformuleerd worden, kunnen in twee deelaspecten worden opgedeeld. De doelbereiking oppervlakte is haalbaar via een “standaardmonitoring sensu Demeulenaere et al. (2002) waarbij via regelmatige veldkarteringen van de natuurtypen in reservaten areaalveranderingen en ruimtelijke spreiding van (beoogde) plantengemeenschappen of natuurdoeltypen opgevolgd kunnen worden. De doelbereiking kwaliteit is te bepalen via gegevens uit gestandaardiseerde monitoring op het terrein.


Doelbereiking natuurbeheer

Kwantitatief: oppervlakte

Natuurstreefbeelden

Opvolgbaar via gebiedkarteringen volgens gestandaardiseerd protocol

Kwalitatief: functioneren ecosysteem

Opvolgbaar via uitvoeren van veldprotocols voor beheermonitoring

De doelbereiking oppervlakte behoort in strikte zin niet tot de methodiek beheermonitoring s.s. maar vormt wel een niet te missen onderdeel bij beheerevaluatie. De uitvoering van dergelijke kartering kan bijvoorbeeld uitgevoerd worden door (de buitendiensten van) ANB, net zoals nu binnen de erkende reservaten gebeurt. Hierbij kan het binnen dit pilootproject ontwikkelde protocol voor de gebiedkartering (kartering van mozaïeken van natuur(doel)typen) als leidraad dienen (zie 9.1.1). Een eerste analyse en evaluatie van de doelbereiking oppervlakte werd bijvoorbeeld toegepast op de erkende reservaten door het NARA-team voor het Natuurrapport 2007 (Dumortier et al. 2007).

oordeling werd in 3 stappen gewerkt:

Voor de doelbereiking van kwaliteit leveren gegevens uit een inventarisatie bestaande uit habitatkarteringen, vegetatieopnames, soortenlijsten en verspreidingskaarten van soorten een belangrijke bijdrage om tot goed onderbouwde beslissingen te komen voor natuurbehoud (Hurford 2006b). Hieronder volgt het stappenplan dat we volgden om via veschillende criteria tot een onderbouwd protocol te komen om dit deelaspect kwaliteit te ondersteunen. Voor de uitwerking van een methode voor de kwantificeren en omzetting van beheerdoelen naar een “distance-to-target” be-

STAP 3. Omzetting natuurdoeltypen en beheereffecten naar sets van praktisch ‘meetbare’ grootheden

STAP 1. Bepalen van natuurstreefbeelden (= doelen) per reservaat + omzetting ervan in natuurdoeltypen

STAP 2. Nagaan van beheermaatregelen per natuurdoeltype

3.2.5.1 STAP 1. Bepalen van natuurstreefbeelden en omzetting naar natuurdoeltypen Normaliter wordt er per reservaat een beheerplan of beheervisie opgesteld. Hierin worden de beheerdoelen onder de vorm van een natuurstreefbeeld opgenomen


33

dat op zich bestaat uit of op zijn beurt vertaalbaar is in natuurdoeltypen die onder een welbepaalde beheeraanpak staan (maaien, begrazen, kappen, plaggen, uitbaggeren, …, eventueel combinaties)

3.2.5.1.1 Eenheid van doelbereiking: Vlaamse natuurtypen De natuurtypen zijn de eenheid van doelbereiking. Op dit moment zijn de meeste Vlaamse natuurtypen al wel beschreven en is een syntheserapport in opmaak, maar gedetailleerde synoptische tabellen van kensoorten met trouw- en presentiegraden of gestandaardiseerde technieken om de actuele distance-to-target status van gebieden, proefvlakken of PQ’s te bepalen, zijn totnogtoe niet ontwikkeld. Demeulenaere et al. (2002) beargumenteren uitvoerig waarom het natuurtypenysteem geprefereerd wordt in natuurbeheermonitoring, boven BWK en het ecotopensysteem. De habitats van Natura2000 hadden een ander alternatief kunnen zijn, maar worden niet besproken door Demeulenare et al. (2002). Uit intern overleg op INBO blijkt overigens dat de Natura2000 habitats in vele gevallen gemakkelijk vertaalbaar zijn naar natuurtypen of bestaan uit een combinatie van natuurtypen. Hierdoor zal in de praktijk het bereiken van een Natura2000 habitat bestaan uit een combinatie van beheeringrepen, al dan niet uitgevoerd in aparte eenheden, omdat die habitats dikwijls op een hoger landschappelijk niveau zijn gedefinieerd. Dit laatste levert mogelijk problemen bij het definiëren van uniforme beheereenheden waardoor de voorkeur automatisch teruggaat op het natuurtypensysteem dat iets gedetailleerder is uitgebouwd. De belangrijkste argumenten vóór natuurtypen zijn: • Biotisch gedefinieerd en leunen daardoor dichter aan bij de formulering van beheerdoelstellingen • Natuurtypensysteem laat een éénduidige bepaling toe van natuurtypen op het terrein (een synthese van de verschillende natuurtyperapporten is in opmaak) • Bij een verdere uitwerking van het systeem zouden natuurtypen volledig kwantificeerbaar worden op vlak van flora, fauna (zie verder bij multisoortenaanpak) 34

en eventueel specifieke structuurkenmerken • streefbeelden in beheervisies zijn in veel gevallen vertaald als natuurdoeltypen

3.2.5.1.2 Nieuwe hiërarchische indeling van Natuurtypen naar formaties Bij de aanvang van dit project werd een aangepaste hiërarchische indeling van de natuurtypen opgesteld (zie Bijlage 1). Er was immers geen bruikbare hiërarchische indeling en codering van natuurtypen voorhanden. Om een relevant overzicht van natuurtypegroepen, natuurtypen en subtypen te verkrijgen, was het nodig de indeling te herzien. Een eerste onderverdeling in “formaties” is grotendeels gebaseerd op groeivormen (watervegetaties, pioniersmilieus, moerassen, graslanden, ruigten en zomen, dwergstruwelen, struwelen en mantels, bossen). De indeling naar natuurtypegroepen is eerder gebaseerd op abiotische kenmerken (waterhuishouding, zuurtegraad) terwijl de detailindeling naar natuurtypen en natuursubtypen samenhangt met de plantengemeenschappen. Op die manier is het (ook op het terrein bvb. bij structuurkarteringen) in de praktijk eenvoudiger om éénduidig natuurtypen te definiëren dan wanneer men zich baseert op de indeling op habitatniveau (cfr. Demeulenaere et al. 2002). Let wel dat in werkelijkheid in veel gevallen een natuurdoeltype bestaat uit een “natuurhoofdtype” waarbinnen nog “structurele typen” kunnen voorkomen. Hieronder zijn bijvoorbeeld te verstaan plekken met pioniersituaties of natuurtypen behorende tot de successiereeks van het “hoofdtype” die normaliter nooit als een natuurdoeltype op zich worden aangeduid in beheerdoelstellingen. Ter illustratie; voor een natuurdoeltype van droge heide (zie code DDsh in de hiërarchische indeling natuurtypen Bijlage 1), verwachten we bij een goed ontwikkelde en gevarieerde plek ook volgende elementen: open zand (PMI6), stuifzand (PMI10) met lokale cryptogame stuifduinvegetaties (PPE8), buntgras- (GDsz) en dwerghaververbond (GDdh), verspreide alleenstaande bomen (KHw; zomereik of berk) en struweelbosjes met brem (SDb), en misschien lokaal zelfs wat vochtigere heide (DNdh)


3.2.5.1.3 Selectie natuurdoeltypen relevant voor beheermonitoring Wat betreft de keuze van natuurdoeltypen kan de voorkeur uitgaan naar biodiversiteitbelangen, zowel in internationale (Habitatrichtlijn en Instandhoudingdoelstellingen, RAMSAR-gebieden, Vogelrichtlijngebied), regionale (Regionaal belangrijke biotopen) of lokale context (lokale waarde, mate van beheerinspanning). Hier volgt een overzicht van mogelijk “prioritaire” natuurdoeltypen uit de totaallijst van natuurtypen (overzicht en gebruikte codes zie Bijlage 1) die relevant kunnen zijn voor beheermonitoring (vetgedrukte voorbeelden werden behandeld in het pilootproject): A. Prioritair voor Europa: Habitatrichtlijnhabitats: Bij de codes wordt voor de gemakkelijkheid een verkorte naamgeving gebruikt. Voor de volledige namen zie Decleer et al. 2007. Codes van overeenkomende natuurtypen staan tussen haakjes (zie Bijlage 1) -

-

-

-

-

-

7210 galigaanmoeras (niet gedefinieerd als natuurtype) 7220 kalktufbronnen met tufsteenformatie (niet gedefinieerd als natuurtype) 6230 soortenrijkere en goed ontwikkelde struisgrasgraslanden (= GDgk) 6230 Nardus graslanden (Heischrale graslanden = GHdg + GHv) 2330 landduingraslanden (= GDsz, GDdh) 6210 Vlaams kalkgrasland (indien orchideëenrijk) (= GDkalk, zeer zeldzaam) 2150 grazige kustduinheide met struikhei (= DDkust, zeer zeldzaam; 2 locaties) 7110 actief hoogveen (= DNhv) 91E0 alluviale bossen(= BNa), elzenbroekbossen (= BMeb), wilgenvloedbossen/struwelen (= BNwv, SNsw)

B. Lokaal prioritair: Regionaal Belangrijke Biotopen (RBB) vb. historische permanente graslanden

Het gaat hier om zeldzame natuurtypen met hoge natuurwaarde die niet vervat zijn in een habitattype, maar wel opgenomen in de Natuurtypen van Vlaanderen en/of in de BWK-legende (dit criterium is gehanteerd in Heutz & Paelinckx 2005) én daarenboven vegetaties die via het BVR 23.06.98 in uitvoeren van het Natuurdecreet (verbod of vergunning op vegetatiewijziging) een wettelijke bescherming genieten maar niet tot een habitattype gerekend kunnen worden. In de praktijk voldoen alle in Heutz & Paelinckx (2005) en Paelinckx et al. (2006) geselecteerde rbb. De bescherming ervan is echter onafhankelijk van monitoring. -

rbbah zilte plassen (= WSBzl) rbbhc dotterbloemgrasland (= GNdb) rbbzil zilverschoongrasland (= GSzs) rbbkam kamgrasgrasland (= GVkg) rbbhf moerasspirearuigten (= RNms) rbbmr rietland en Phragmitionvegetaties (MEr, ~ MErm) rbbmc grote zeggenvegetaties (= MEgz) rbbms kleine zeggenvegetaties (= MM) rbbsm gagelstruweel (= DNg) rbbso vochtig wilgenstruweel op venige en zure grond (= SN) rbbsp doornstruwelen van leemhoudende gronden (= SDmd) rbbsf moerasbos van breedbladige wilgen (= SNbw)

Natuurtypen van duinen en kust: Bij aanvang van het project werd ons duidelijk gemaakt dat de kust en duinen buiten het programma beheermonitoring zouden vallen omdat hier reeds andere monitoringsinitiatieven werden opgestart. Momenteel loopt hier het monitoringsprogramma “Permanente inventarisatie van de Natuurreservaten aan de kust” (PINK) uitgevoerd door het INBO, o.l.v. Sam Provoost. Indien er een voldoende afstemming van beide monitoringsprogramma’s bestaat of gebeurt zodat de methodologie en gegevens vergelijkbaar zijn, dan kan eventueel wel een gegevensverwerking en evaluatie binnen het kader van beheermonitoring gebeuren. Bij de selectie van reservaten en bijkomende natuurdoeltypen in het kader van de uitbouw van een meetnet, zouden vol-


35

gende aspecten een belangrijke rol kunnen spelen: • • •

ligging in Habitatrichtlijn- en/of RBB-gebied areaal en spreiding Habitat of RBB gecombineerd voorkomen Habitat of RBB

Vanuit de visie voor een geïntegreerd meetnet voor Vlaanderen lijkt het minder prioritair om nog meer stilstaande (WS) en stromende waters (WL) toe te voegen indien er voldoende gemonitord wordt binnen de Kaderrichtlijn Water. Indien hier enkel grote oppervlaktes worden gemonitord vervalt dergelijk argument en kan bijvoorbeeld wel gekozen worden voor de opname van poelen, vennetjes, kleine beken en bronbeken. Meer specifiek, verdienen goed ontwikkelde zure stilstaande waters (WSZ) dan weer de nodige aandacht in functie van de habitatrichtlijn. Veel pionierstypen (P) zijn erg lokaal (nooit perceelsdekkend) en tijdelijk en worden alsdusdanig niet als doeltype binnen een beheerplan verwacht en zitten meestal vervat binnen andere typen (vb. pioniersvegetaties van oevers, open zandplekken in heide, ..). Ze worden alsdusdanig behandeld. Meer continue in tijd, maar lokale of lineair voorkomende pionierstypen of vegetaties (vb in slikken –en schorrenmozaïek) worden best via een andere dan de hier voorgestelde methode bemonsterd (vb. uitgebreid PQ-steekproef). Voorbeelden van dergelijke natuurtypen zijn pioniersgemeenschappen met zeekraal of met Engels slijkgras. Het is maar de vraag of dergelijke types in voldoende mate voorkomen binnen de VNR. Bij een verdere selectie voor relevante natuurdoeltypen voor beheermonitoring kan het voorkomen in vlakken of betekenisvolle (perceelsdekkende) oppervlakten een rol spelen (pers. comm. M. Hoffmann): • • • • 36

•

•

• •

Haagbeuken-eikenbossen: voldoende opgenomen in bosinventaris? Indien data betekenisvol zijn voor beheermonitoring dan minder prioritair om toe te voegen Natuurtypen binnen (kust)duinlandschappen: oa Vochtig dwergstruweel, grazige kustduinheide, duinroosdwergstruweel, duingraslanden, enz. Zilte graslanden Stuifduingraslanden (stuifzand, buntgrasgrasland, dwerghavergrasland)

Verdere voorwaarden voor de selectie van monitorbare natuurtypen betreft de beschikbaarheid van basisgegevens. Zo zijn bijvoorbeeld, een op Vlaamse schaal voldoende grote (doel)oppervlakte met een gunstige spreiding van het natuurdoeltype binnen het areaal en een statistisch voldoende spreiding over het totaalaanbod aan uniforme beheervormen, essentiële criteria. Hurford (2006c) biedt een uitgewerkt overzicht voor mogelijke verschillende nationale en internationale criteria en de uitwerking van een gewogen scoresysteem die een rol kunnen spelen bij de keuze van natuur(doel)typen relevant voor beheermonitoring. Ook de opdeling over proces- of patroongeoriënteerde beheerdoelstellingen kan een rol spelen voor de keuze. Het kan dus dat bepaalde natuurtypen minder in aanmerking komen als doeltype voor beheermonitoring doordat ze te zeldzaam zijn in Vlaamse context, minder interessant qua beheerinspanning, budgettaire redenen, etc. Op dit moment is het moeilijk te zeggen wat de totale oppervlakte per natuurdoeltype is op Vlaams niveau omdat er geen centraal overzicht bestaat. Via de BWK kan wel een idee bekomen worden over de spreiding en oppervlakte aan huidige natuurtypen, maar dat geeft alleen een idee over de uitgangsituatie.

Wilgenvloedbossen (is ook HRLhabitat) Wilgenstruwelen (is deels ook HRLhabitat) Alluviale bossen (is ook HRL-habitat) Hellingbossen Beheermonitoring: Concept & Methodiek

Op basis van voorgaande criteria en het aanbod aan reservaten en natuurdoeltypen in het kader van het pilootproject werden volgende natuurdoeltypen reeds opgenomen voor beheermonitoring: 1. Circumneutraal stilstaand water WSC 2. Rietmoeras MErm 3. Kamgrasgrasland GVkgg 4. Dotterbloemgrasland GNdb 5. Vochtig heischraal grasland 6. Droog heischraal grasland GHdg 7. Natte heide DNdh 8. Droge heide DDsh 9. Zomereiken-berkenbos BDebz 10. Struisgrasgrasland 11. Moerasspirearuigte 12. Zilverschoongrasland 13. Stuifduingrasland bestaande uit een mozaïek van: 1. stuifduin 2. buntgrasgrasland 3. dwerghavergrasland De binnen het pilootproject behandelde natuurdoeltypen sluiten goed aan bij de reeks prioritaire natuurtypen.

3.2.5.2 STAP 2. Nagaan van beheermaatregelen per natuurdoeltype Hoe beheermaatregelen definiëren? Om het effect van beheermaatregelen te kunnen monitoren is het essentiëel dat vooreerst duidelijk is wat hiermee juist wordt bedoeld en vooral op welk niveau beheer geëvalueerd kan worden voor beheermonitoring. In sommige gevallen zijn de opgegeven beheertypen, weergegeven in beheerplannen, zeer algemeen, gedateerd of onder-

tussen aangepast aan de ervaringen of nieuwe inzichten. Om een exact en up-todate beeld te verkrijgen van de toegepaste beheermaatregelen moet per natuurdoeltype een extra navraag bij de beheerders gebeuren. Hierbij is het uitermate belangrijk de beheermaatregelen juist te definiëren om tot een goed overzicht te kunnen komen van uniform beheerde eenheden waaruit een steekproef kan getrokken worden. Uitgaande van de aangeleverde informatie van de buitendiensten ANB kunnen we beheer naar de ontwikkeling van bepaalde streefbeelden opdelen in verschillende niveaus: •

Omvormingsbeheer: een eerste niveau van beheer betreft de meestal grootschaligere en éénmalige omvormingen (voorbeelden zie Tabel 8)

•

Langetermijnbeheer Het tweede niveau omvat het langetermijnbeheer dat gewoonlijk al dan niet na een omvorming zijn ingang vindt. Dit niveau kan naargelang de “lokaliteit” van de ingreep uniform (vlakdekkend), lokaal of gefaseerd worden uitgevoerd. Bij een gefaseerde aanpak wordt een bepaalde maatregel volgens een bepaalde periodiciteit plaatselijk en telkens op een ander stuk van de beheereenheid uitgevoerd, op dusdanige wijze dat na een bepaalde cyclus de gehele eenheid behandeld is, waarna de behandeling al dan niet opnieuw wordt herhaald. Een dergelijke aanpak zorgt gewoonlijk voor een heel structuurrijk systeem. Beheervormen die onder dit langetermijn regime kunnen vallen zijn opgesomd in Tabel 8.


37

Tabel 8. beheermaatregel en beheertype (OB: omvormingsbeheer; LTB: langetermijnbeheer)

Beheermaatregel Aanplanting

Beheertype OB

Afrasteren tegen begrazing/betreding

OB

Dunningen

OB + LTB

Exoten verwijderen

OB + LTB

Uitfrezen boomwortels

OB

Begrazen

LTB

Inzaaiing

OB

Kapping

OB + LTB

Uittrekken bomen met lier en tractor

OB

Maaien (+ afvoeren maaisel)

LTB

Oever(her)profilering

OB

Opslag verwijderen

LTB

Plaggen

OB + LTB

Profilering (uitgraven, grootschalige herprofileringswerken)

OB

Aanleg recreatie voorzieningen (knuppelpaden, uitkijkhutten, etc.)

OB

Rietmaaien (+ afvoeren maaisel)

LTB

Slibruiming/baggeren

OB + LTB

Spontane ontwikkeling

LTB

Stronken verwijderen

OB + LTB

Strooisel verwijderen

OB + LTB

Beheer van waterhuishouding (watertoevoer, greppels, laantjes, ...) OB + LTB

De frequentie van een (langetermijn) beheermaatregel kan jaarlijks, 2-jaarlijks, 3jaarlijks, enz.-jaarlijks of zelfs meerdere keren per jaar (2 maal, 3 maal, etc. maal per jaar) of minder duidelijk omschreven (occasioneel, periodiek) zijn. Verder van belang zijn de intensiteit (aantal GVE per ha) en de periode van begrazen of het tijdstip van maaibeurten. Op een bepaalde beheereenheid kan dus een combinatie van verschillende beheeringrepen uitgevoerd of gepland zijn voor zowel omvormingsbeheer als langetermijnbeheer, met per maatregel een al dan niet verschillende lokaliteit en of frequentie. Tabel 9 geeft aan welke informatie best geverifieerd wordt bij een bevraging naar in het verleden en actueel toegepaste beheersmaatregelen. 38


ID perceel / eenheid Duidelijke code van de eenheid waarbinnen een ingreep plaatsvindt liefst gekoppeld aan een GIS-bestand

• Langetermijnbeheer (LTB)

• • • • •

•

•

• • • •

•

• • • • • • •

• •

• Omvormingsbeheer (OB)

Aanplanting afrasteren tegen begrazing/betreding Dunningen exoten verwijderen uitfrezen boomwortels Begrazen Inzaaien Kappen uittrekken bomen met lier en tractor Maaien (+ afvoeren maaisel) Oever(her)profilering opslag verwijderen Plaggen profilering (uitgraven, grootschalige herprofileringwerken) aanleg recreatie (knuppelpaden, uitkijkhutten, etc.) Rietmaaien (+ afvoeren maaisel) slibruiming/baggeren spontane ontwikkeling Stronken verwijderen strooisel verwijderen beheer van waterhuishouding (watertoevoer, greppels, laantjes, ...)

Beheermaatregel

Beheertype

• • • • • • • •

• Uniform • Gefaseerd • Lokaal

Lokaliteit vnl belangrijk bij grazen: aantal dieren per ha

Intensiteit


Runderen Galloway Geiten Schapen Ezels Paarden Pony’s Natuurlijk (vb. konijnen, reeen)

Indien begraasd:

Begrazer Jaar waarin de ingreep het eerst werd/wordt uitgevoerd

Startjaar • • • • • • •

jaarlijks maal /jr maal /jr 2-jaarlijks 3-jaarlijks x-jaarlijks occasioneel periodiek

Frequentie vnl belangrijk bij grazen: Seizoen of aantal dagen dat de ingreep plaatsvindt

Periode

Datum of maand wanneer de ingreep plaatsvond

Tijdstip

Tabel 9. Elementen die een rol spelen bij het opvragen naar aspecten van beheer om tot en goed inzicht en overzicht te komen van de variatie in beheer per natuurdoeltype en de steekproefmogelijkheden.

39

3.2.5.3 STAP 3. Omzetting natuurdoeltypen en beheereffecten naar sets van praktisch ‘meetbare’ grootheden Een volgende stap bestaat erin de natuurdoeltypen en beheereffecten te vertalen naar praktisch meetbare eenheden of streefwaarden zoals soortenlijsten en andere systeemkenmerken (abiotiek, structuur). Een eerste aanzet voor de ontwikkeling van scores voor een “distance-totarget” beoordeling wordt meer in detail uitgewerkt in hoofdstukl 1.

3.2.6 Nood aan een duidelijke uitgangsituatie indeelbaar in discrete natuur(doel)typen onder uniform beheer Voor de uitbouw van een monitoringmeetnet is een goed overzicht nodig van de spreiding van het aantal uniforme beheereenheden en de oppervlakte van de natuurdoeltypen over de verschillende beheervormen binnen het geheel van reservaten. Hieruit kan dan per natuurdoeltype een statistisch verantwoorde steekproef getrokken worden verdeeld over de toegepaste te monitoren beheervormen.

3.2.7 Randvoorwaarden voor de veldprotocols Om tijd- en budgetkosten zoveel mogelijk te drukken en te komen tot een haalbare en meer geïntegreerde monitoring, moeten de veldprotocols eenvoudig en uitvoerbaar zijn voor (aanvankelijk) nietgespecialiseerde waarnemers (vrijwilligers, lokale beheerders of natuurwachters), mits beperkte opleiding via workshops en oefensessies op het terrein. Op die manier wordt tevens de herhaalbaarheid van de metingen verzekerd (Legg & Nagy 2006) Daarom werd gekozen voor gemakkelijk determineerbare soortgroepen (cfr multisoortenbenadering) die waarneembaar zijn aan de hand van simpele en snelle veldtechnieken. Op die manier is er geen nood aan het inschakelen van dure experts of labo-analyses, noch arbeidsintensieve in40

ventarisatietechnieken vliegvallen).

(bv.

bodem-

of

In dit opzicht werd de methode ontwikkeld in nauw overleg met ANB en Natuurpunt. Natuurpunt is immers eveneens van plan beheermonitoring op basis van de multisoortenbenadering toe te passen (zie 4.1.4). Daarbij is het van belang te komen tot vergelijkbare en integreerbare monitoringgegevens.

3.3 KNELPUNTEN I.V.M. DE IMPLEMENTATIE EN UITVOERING VAN BEHEERMONITORING IN DE VLAAMSE NATUURRESERVATEN Het vorige beschrijft onder welke omstandigheden de opzet van een meetnet voor beheermonitoring in ideale omstandigheden zou aangevat worden. Tijdens dit pilootproject kwamen echter verschillende aspecten aan het licht waarmee best rekening wordt gehouden als men tot meetnetmonitoring wil komen: 1. Onduidelijkheid bij de formulering van doelstellingen 2. Onduidelijkheid van het uitgangsmateriaal 3. Knelpunten bij de definitie van uniforme beheertypen 4. Knelpunten bij het afbakenen van uniforme beheereenheden 5. Knelpunten bij de steekproefgrootte 6. Discontinuïteit in de opvolging 7. Beperkingen van gebruikte methode en data

3.3.1 Onduidelijkheden bij de formulering van beheerdoelstellingen Zoals reeds aangehaald in Demeulenaere et al. (2002) blijft de regelgeving omtrent de formulering van algemene beheerdoelstellingen vaak te vaag. Voor de uitbouw van een monitoringsysteem is er noodzaak aan een gestandaardiseerde, vanuit de Centrale diensten van het ANB aangestuurde regelgeving wat betreft formuleren van beheerdoelstellingen.


In de loop van het huidige pilootproject werden vaak gebieden of zelfs losstaande percelen aangeboden om de methodiek op uit testen waarvoor nog geen beheerplannen voorhanden waren. Dikwijls ontstond dan de indruk dat de monitoring werd gezien als alternatief van een inventarisatie waarvan de gegevens zouden bijdragen tot beheervisies voor de aangereikte gebieden. Onder impuls van Demeulenaere et al. 2002 werd, voor de voorgestelde gebieden waarvoor al wel beheerplannen beschikbaar waren, de structuur gestandaardiseerd door de doelstellingen van het beheerplan zoveel mogelijk in termen van natuurstreefbeelden te formuleren en dit op 3 niveaus (landschapniveau, natuurtypeniveau (natuurdoeltypen) en soortniveau). Een verdere uitbouw van deze informatie in GIS-lagen is evenwel onontbeerlijk, niet alleen voor een goede uitbouw van beheermonitoring, maar voor het algemeen overzicht over de reservaten en om een idee over de doelbereiking van gerealiseerde oppervlakten te verkrijgen. Om de veelvoorkomende fout van andere monitoringsprogramma’s te vermijden zou zoveel mogelijk aandacht besteed moeten worden aan de noodzaak tot het formuleren van hypothesen, survey design, gegevenskwaliteit en statistische power vanaf het begin. Zoals eerder werd aangehaald, zijn het design en de steekproefgrootte belangrijke factoren om de detectiegraad van een meetnet te bepalen. Daarom moeten de grenzen van aanvaardbare verandering tijdens de planningsfase vastgelegd worden vooraleer overgegaan wordt tot monitoring (Legg & Nagy 2006). Tot hiertoe is er echter nog maar weinig nagedacht over de grootte van verandering die men wil detecteren.

3.3.1.1 Vermenging van centrale en lokale verwachtingen De oorspronkelijke doelstelling van beheermonitoring is niet het inventariseren of monitoren van: 1. gebiedseigen doelstellingen 2. lokale doelsoorten (Rode-Lijstsoorten, Habitat2000-

richtlijnsoorten, lokale aandachtsoorten) Lokale terreinbeheerders zien de monitoringseisen die zijn verbonden aan de pluspakketten als een extra last, omdat ze menen dat de gegevens niet bijdragen aan hun eigen beheerevaluatie. Monitoring vereist bovendien kennis van de natuur, waarover een deel van de beheerders minder beschikt. Het best is de uitvoering te laten verrichten door een vast, hierop toegespitst team. Op tussentijdse stuurgroepvergaderingen werd aangestuurd op het inventariseren van lokale doelstellingen en dat zo goed mogelijk geïntergreerd in de methode. Om hieraan te voldoen, werd voorgesteld om vegetatieopnames in PQ’s (met Londo bedekkingschaal), het extra bijplaatsen van piëzometers, het opnemen van lokale doelsoorten en doelstellingen in het algemene protocol op te nemen (zie 4.1.6). In het kader van meetnetmonitoring lijkt het wel mogelijk en zinnig om beide monitoringniveau’s, globaal versus lokaal, in grote mate op elkaar af te stemmen op plaatsen waar overlap mogelijk is voor steekproefname en uitvoering van veldwerk.

3.3.2 Knelpunten met het uitgangsmateriaal: geen duidelijk overzicht van uniforme beheereenheden met discrete natuurdoeltypen Om een duidelijk overzicht te bekomen van het aantal eenheden en de oppervlaktes van het huidige natuurtype, uitgangstype, natuurdoeltype en van uniforme beheereenheden, is het van belang dat er gestandaardiseerde GIS-lagen beschikbaar zijn voor alle Vlaamse Natuurreservaten. Op dit moment is deze informatie er blijkbaar alleen voor een paar reservaten en bestaat er geen uniforme manier van karteren van biotopen, streefbeelden en beheerpraktijken. Iedere provincie volgt hiervoor een eigen aanpak en codering van doeltypen (BWK, natuurtypologie, eigen coderingen). Dit resulteert in een erg heterogene en als dusdanig moeilijk te hanteren set van gegevens die moet dienen als uitgangsmateriaal om te komen tot een duidelijk overzicht van monitorbare natuurdoeltypen en


41

een verdeling over uniforme beheerpraktijken, op basis waarvan een statistisch verantwoord meetnet opgesteld kan worden (zie 3.2.1). Mogelijk kan het ontwerpen en aanreiken van een standaardprocedure voor het digitaliseren en coderen van GIS-lagen, alsook voor het aanleveren en up-to-date houden en centraliseren van gegevens over het uitgevoerde beheer, gecoördineerd door de centrale afdeling, een oplossing bieden. Hierbij kan INBO een insteek leveren op basis van de ervaringen opgedaan bij het uniformiseren van GIS-lagen binnen dit pilootproject.

3.3.3 Knelpunten bij de bepaling van beheertypen Er is een probleem bij de definitie van uniforme beheertoepassingen in ruimte én tijd. Koppeling met beheerinspanning wordt voorlopig nog bemoeilijkt doordat centraal geen (digitale) gegevens beschikbaar zijn van alle reservaten welke maatregelen er zijn gepland, uitgevoerd, en hoe intensief het beheer is. Daarnaast is ook geen informatie beschikbaar of en in welke mate, andere aanvullende maatregelen zijn uitgevoerd. Dikwijls blijkt er er een sterke discrepantie te zijn wat betreft de feitelijk uitgevoerde beheerpraktijken in vergelijking met wat in (verouderde?) beheerplannen wordt voorgesteld of is er een verschil in de graad van detail over de beheeraanpak tussen reservaten. Verder werden aanpassingen ten opzichte van oorspronkelijke beheerplannen niet steeds doorgecommuniceerd met alle gevolgen van dien voor de interpretatie en de steekproefselectie. Uit vergelijking van de informatie uit beheerplannen, bevraging bij de lokale beheerders en het concreet uitgevoerde beheer, blijkt dat er heel wat inconsistenties bestaan. Zo blijkt bijvoorbeeld dat: -

42

maaibeurten soms worden overgeslagen of vervangen door graasbeheer, begrazingsintensiteiten of het type begrazers niet constant zijn tussen jaren

-

soms ingrepen gebeuren volgens lokale inzichten of erg plaatselijk binnen de beheereenheid, “bij wijze van experiment”

Meestal is hierover geen gedetailleerde informatie gekend of worden dergelijke variaties of aanpassingen op het beheer niet doorgespeeld. Hieruit blijkt dat veel beheereenheden in feite nooit echt een uniform beheer hebben (gekend). De aangeleverde informatie of kennis kan nochtans het tegenovergestelde beweren. Op deze manier wordt het erg moeilijk om bepaalde evoluties toe te schrijven aan een welbepaald beheertype. Verder dient nog gewezen te worden op de mogelijke foutieve interpretatiemogelijkheden. Stel dat uit de monitoring blijkt dat een bepaald beheertype in 60% van de gevallen een gunstige ontwikkeling vertoont. Zou dit beheertype toegepast worden op een nieuwe locatie dan blijft toch 40 % kans op een ongunstige(re) ontwikkeling. Dikwijls is er geen idee over het landgebruik of beheer voor de aankoop: dit bepaalt de uitgangsituatie. Dus de uitgangsituatie en potenties kunnen sterk verschillen tussen beheereenheden; hiermee zal rekening moet gehouden worden bij interpretatie van resultaten en verschillen in evoluties. Zo is niet uit te sluiten dat bepaalde beheereenheden gunstige evoluties vertonen wat betreft de vegetatieontwikkeling (geschiedenis en zaadbank) maar een negatieve voor fauna, of omgekeerd. Dit verklaart meteen waarom beheerders in de praktijk - soms naar eigen aanvoelen - beslissen om bepaalde beheermaatregelen te gaan variëren of combineren. Maar zelfs als dit op lokale schaal gebeurt binnen een meer uniform beheer, kan dit leiden tot (te) grote ruis in de gegevens waardoor de vergelijking van de effectbereiking tussen beheertypen moeilijk wordt. Verder mag niet uit het oog worden verloren dat de ecologische situatie op het veld niet alleen wordt beïnvloed door beheer, maar ook door externe invloeden zoals milieucondities (verzuring, vermesting, verdroging), ruimtelijke condities (versnippering) en klimaat (Wiertz et al 2007).


Gezien het grote aantal toegepaste beheermaatregelen en alle mogelijke combinaties (zie 3.2.5.2 en Tabel 9), is het zo goed als onmogelijk om een praktisch haalbaar monitoringprogramma op te zetten dat elke mogelijke combinatie van beheeringrepen kan evalueren. Een eerste probleem is de enorme heterogeniteit aan combinaties die op het terrein wordt toegepast. Daarnaast zou dit een onhandelbaar grote steekproef opleveren die vereist zou zijn om tot statistisch, wetenschappelijk verantwoorde uitspraken te komen (zie “knelpunten met de steekproefgrootte” 3.3.5). Tenslotte zijn er op het terrein waarschijnlijk niet genoeg replica’s om voor alle combinaties van natuurdoeltype-beheervorm een degelijke steekproef te realiseren. In Nederland beperkt de “Ecologische evaluatie regelingen voor natuurbeheer voor het Programma Beheer en Staasbosbeheer 2000-2006” (Wiertz et al 2007) zich tot de evaluatie van het beheer in een meer algemene en strikte zin, meer bepaald kappen, maaien, begrazen, branden, plaggen, andere langetermijn ingrepen. In brede zin zijn echter ook omvormingbeheer of natuurontwikkeling als te evalueren beheer te beschouwen, of beheer van water, milieu en ruimtelijke condities. In de meeste gevallen zijn dit gebiedspecifieke ingrepen waarvoor het onmogelijk is om een steekproef te verkrijgen op het niveau Vlaanderen. Evaluatie van het succes van dergelijke ingrepen kan alleen gebeuren via extra gebiedspecifieke of ingreepgerichte monitoring.

3.3.4 Moeilijkheid om uniforme beheereenheden te definiëren De beheereenheden waaruit geselecteerd kan worden voor het opstellen van een meetnet kunnen sterk verschillen in: •

• • •

Beheeraanpak (omvormingsbeheer, langetermijnbeheer, procesgeoriënteerd versus patroongeoriënteerd beheer, ..) Oppervlakte Spreiding binnen het areaal of op niveau Vlaanderen Abiotische condities (bodemgesteld-

• •

heid, grondwater, biogeografische ligging,..) Ontwikkelingsgraad en duur van inbeheername Geschiedenis (natuurontwikkeling versus instandhoudingbeheer)

Deze reeks van variabelen geeft de mate van variatie weer waarmee rekening gehouden moet worden bij de selectie voor uniforme proefvlakken. Afhankelijk van de beheerdoelstellingen wordt dikwijls een totaal verschillende beheeraanpak toegepast. Dit vergt op zijn beurt een totaal verschillende manier van afbakening en keuze van proefvlakken en monitoringstrategie waarbij de gegevens die voortkomen uit de verschillende monitoringstrategieën wel onderling vergelijkbaar zouden moeten zijn. We onderscheiden twee beheerstrategieën: Patroongeoriënteerd beheer: leidt tot geperceleerde reservaatstructuur waar in iedere beheereenheid gewoonlijk één bepaald natuurdoeltype nagestreefd wordt (Vb. weilanden en hooilanden) Op basis van de beheereenhedenkaart kunnen proefvlakken worden afgebakend en geselecteerd. De proefvlakken worden in dit geval beperkt tot een maximum van 2ha. Op die manier wordt de veldwerkinspanning ingeperkt. Beheereenheden kleiner dan 2ha worden dus in hun geheel als proefvlak beschouwd. Voor beheereenheden groter dan 2ha wordt een representatief deel geselecteerd dat maximaal 2ha beslaat. Procesgeoriënteerd beheer: gebiedsdekkende natuurlijke processen of extensief graasbeheer in grotere gebiedsdelen leiden tot een dynamisch verweven patroon van natuurdoeltypen (en neventypen) die niet gefixeerd zijn in plaats en tijd. Dikwijls is op voorhand niet geweten welke natuurtypen juist zullen verschijnen (cfr. wastine) en is het vooral een vooraf vastgestelde verhouding, de afwisseling tussen open en gesloten vegetatie, die wordt nagestreefd (Vb. wastines, stuifduinheidelandschappen, slikken en schorren, etc.). In principe is het hele gebied te beschouwen als proefvlak. Hierbinnen worden


43

proefvlakcirkels uitgezet op vastliggende rasterpunten van een UTM-hok gebaseerd raster. Dit levert een objectieve ligging en spreiding van steekproeven. De rastergrootte is afhankelijk van de gebiedsgrootte, dit om (1) de monitoringinspanning praktisch haalbaar te houden bij grotere gebieden, en (2) een relevante steekproef te bekomen in kleinere gebieden. Als regel wordt een 100m raster genomen voor gebieden onder 20ha en een 200m raster voor gebieden groter dan 20ha. De proefvlakcirkels (afgekort PVCs) hebben een straal van 18m, dit naar analogie met de bosinventaris (ref bosinventaris PVC's). De PVC oppervlakte bedraagt 1017.18 m² of 0.1018 ha. Het aantal PVCs dat binnen het gebied liggen is dus afhankelijk van de vorm en ligging van het gebied t.o.v. het raster. Voorbeelden: 1. 100m raster voor gebieden < 20ha • 8 ha = 3 tot 8 PVC • 18 ha = 8 tot 18 PVC 2. 200m raster voor gebieden > 20ha • 20 ha = 4 tot 6 PVC • 100 ha = 16 tot 25 PVC

3.3.5 Knelpunten met de steekproefgrootte Afgaande op wat een haalbare steekproef is voor één enkel natuurdoeltype en de beschikbare middelen, zou beslist kunnen worden hoeveel natuurdoeltypen (+beheertypen per doeltype) uiteindelijk praktisch monitorbaar zijn. Bij deze selectie kunnen een aantal criteria een leidraad geven: 1. spreiding: aanbod oppervlakte en aantal plaatsen 2. relevantie voor natuurbehoud en beheer

Hoe groot een minimale steekproef per natuurtype-beheertype combinatie dan juist moet zijn, hangt in sterke mate af van de variatie of “ruis” in de gegevens. Weinig of zeer lokaal voorkomende natuurdoeltypen worden best niet via een meetnet geëvalueerd. Het aanbod aan steek44

proefmogelijkheden is hiervoor immers te klein. Een meer gebiedsgerichte opvolging en evaluatie van de eenheden met dergelijke natuurdoeltypen lijkt dan een betere optie. Zoals besproken in deel 3.2.5.1.3 komen “slechts” een 20-tal natuurdoeltypen in aanmerking voor meetnetmonitoring, maar allicht is een verdere selectie en afweging noodzakelijk. Bij een verdere opsplitsing naar natuurdoeltypen is het nodig om per bijkomend natuurdoeltype de steekproef te verdubbelen. Om ook statistisch relevante uitspraken te kunnen doen over het effect van beheertypen per natuurdoeltype, zal een nog verdere uitbreiding van de steekproef nodig zijn. Het is maar de vraag of dit haalbaar zal zijn om de volgende redenen: 1. de steekproef zal bij iedere bijkomende te evalueren beheermaatregel moeten verdubbelen, waardoor het aantal meetlocaties en vervolgens de kost van veldwerk enorm zal toenemen 2. daarnaast is er nog het probleem bij de definitie van uniforme beheertoepassingen in ruimte én tijd (zie verder).

3.3.6 Discontinuïteit in opvolging Tussen 2005-2007 kende dit project verschillende opvolgers bij de centrale afdeling van ANB wat soms de vlotheid in communicatie en de opvolging (zie samenstelling stuurgroep) bemoeilijkte. De oorspronkelijke vraagstelling (2005) was het opstellen van een methodologie en multisoortenlijsten voor een 3 à 4-tal natuurdoeltypen en deze uit te testen in een beperkt aantal reservaten. In juli 2005 werd de vraag geherformuleerd tot het opstellen van een methodiek voor zoveel mogelijk natuurdoeltypen en het plannen en uitvoeren van een eerste monitoringsronde voor beheermonitoring. In de loop van 2006-2007 vond bij de omvorming van AMINAL afdeling Natuur naar ANB een reorganisatie plaats waardoor in 3 van de 5 buitendiensten opvolgers van functie veranderden met gevolgen voor de communicatie en continuïteit tijdens het project.


Het uitbesteden van de uitvoering van veldprotocols gaf problemen door een te beperkt budget en te lang aanslepende gunningprocedures waardoor de monitoringsronde van 2007 zelfs werd afgelast.

3.3.7 Beperkingen van gebruikte methode en data Steeds wordt gekeken naar relatieve verschillen in natuurkwaliteit en de trend daarin, eventueel tussen beheercategorieen. Met dergelijk correlatief onderzoek is het moeilijk om oorzaken te bewijzen (Wiertz et al. 2007). Met experimenteel onderzoek kan veel eenduidiger bewezen worden waarom trends in het veld veranderen. Aan de hand van een meetnet zal niet met zekerheid aangetoond kunnen worden in welke mate geconstateerde verschillen veroorzaakt worden door verschillen in beheerinspanning en/of door verschillen in uitgangsituaties of door andere factoren (Wiertz et al. 2007).

licht en de veldwaarnemers in hoge mate gespecialiseerd waren in de waar te nemen soortgroepen, zouden waarnemereffecten minimaal moeten zijn. Indien in volgende monitoringronden gewerkt wordt met aanvankelijk nietgespecialiseerde onderzoekers kan alleen continue ondersteuning en training, eventueel aangevuld met een steekproef van controlerondes door specialisten, voldoende standaardisatie garanderen. Verder zijn er een aantal randbemerkingen bij de wetenschappelijke onderbouwing van de evaluatiemethode. De ontwikkeling van “distance-to-target” indices is voorlopig gebaseerd op best expert judgement en informatie uit de literatuur en zal in de komende jaren getoetst en verder verfijnd moeten worden (cfr. wetenschappelijke ondersteuning voor multisoortenlijsten, toetsen van indices voor flora-kensoorten).

Binnen het kader van dit pilootproject kon de methode niet worden getest op de gevoeligheid voor waarnemereffecten. Aangezien de veldprotocols aan de hand van oefensessies op voorhand werden toege-


45

Hoe gegevens interpreteren uit herhaalde metingen? Trends zijn moeilijk interpreteerbaar naar beheeraanpak (Rowell 2006). Via monitoring komen we tot een dataset van herhaalde metingen met de bedoeling hierin een zekere trend te onderscheiden. Meestal worden dergelijke trends omschreven in categorieën zoals “toenemend” (of “verbeterend”), “stabiel”, “”achteruitgaand”. Het is echter niet gemakkelijk dergelijke trends te interpreteren als geaccumuleerd wordt over een groot aantal proefvlakken. Is ”stabiel” op een laag niveau hetzelfde als “stabiel” op hoog niveau? Betekent “achteruitgang” in een aanvankelijk goed ontwikkeld biotoop hetzelfde als in een aanvankelijk gedegradeerde variant? Volgens Rowell (2006) kan een habitat of populatie zich in de volgende toestanden bevinden: -

optimaal, en in vergelijking met vorige observatie stabiel hersteld vanuit eerder suboptimale conditie en nu in optimale conditie suboptimaal en in vergelijking met vorige observatie achteruitgaand suboptimaal en herstellend suboptimaal en onveranderd gedeeltelijk vernietigd totaal vernietigd

Deze 7 toestanden kunnen gebruikt worden om beheerders te informeren over de status van hun eenheden, gebieden of populaties. Verder bieden ze beslissingregels die direct uit de monitoringresultaten afleidbaar zijn: Optimaal-behoud indiceert succesvol beheer voor natuurbehoud dat voortgezet moet worden Optimaal-hersteld indiceert de noodzaak om om te schakelen van herstelbeheer naar beheer voor natuurbehoud Suboptimaal-achteruitgaand indiceert de noodzaak voor een herstelbeheer of dat de huidige aanpak niet succesvol is.

3.3.8 Haalbaarheid Deze paragraaf behandelt hoe een statistisch verantwoord meetnet best wordt opgesteld indien alle knelpunten opgelost geraken. Erg belangrijk hierbij is de steekproefgrootte om te komen tot een statistisch voldoende “power”, hoe de selectie van natuurdoeltypen, meetlocaties met uniform beheer idealiter gebeurt om te komen tot een relevant meetnet. Suggesties uitbouw meetnet De hoofddoelstelling van meetnet voor beheermonitoring is de evolutie naar natuurdoeltypen op te volgen op Vlaams niveau. Dat betekent dat een voldoende aantal proefvlakken per natuurtype dient geselecteerd te worden en dit voldoende gespreid over Vlaanderen om zinnige, statistisch correcte uitspraken te kunnen doen.

46

In de tweede plaats zou men willen vergelijken tussen de effecten van verschillende beheermaatregelen voor éénzelfde natuurdoeltype. Hiervoor dienen steekproeven per beheertype genest te worden binnen de natuurdoeltypen. De beste aanpak hiervoor is een gestratifiëerde random sampling door middel van een random steekproef over alle reservaten, natuurdoeltypen en beheervormen die in aanmerking komen. Voor de uiteindelijke praktische uitvoering dient de uiteindelijke keuze van de ligging en het aantal proefvlakken zodoende grondig gecheckt te worden, best via overleg tussen coördinatoren van de monitoring, ANB en de lokale beheerders.


Mogelijkheden voor de uitbouw van een meetnet in de nabije toekomst 1. een eerste, ideale mogelijkheid is dat ANB geuniformiseerd GIS-lagen met initiële, (actuele) natuurtypen, natuurdoeltypen en toegepaste beheervormen kan aanleveren van alle beheerde terreinen. Dit levert dan een overzicht van alle mogelijkheden voor een steekproefname. Deze aanpak lijkt op korte termijn moeilijk haalbaar omdat er tot op heden een serieuze achterstand is qua gegevensbeschikbaarheid. Het nodige GIS-materiaal dat als uitgangsbasis kan dienen voor proefvlakselectie hangt meestal samen met het bestaan van een goedgekeurd beheerplan. Van de Vlaamse natuurreservaten beschikte eind 2006 30% over een goedgekeurd beheerplan, waarvan op zijn beurt slechts voor een deelselectie digitale bestanden beschikbaar zijn (NARA 2007). Ter vergelijking; voor ongeveer 70% van de erkende reservaatoppervlakte blijken bruikbare GIS-data over natuurdoelen en initiële natuurtypen beschikbaar (NARA 2007). 2. Een alternatief en op korte tijd mogelijk meer haalbare aanpak is te werken via een directe opvraging van de nodige informatie bij de buitendiensten ANB/lokale beheerders. Meer bepaald: 1. in hoeveel reservaten de voor beheermonitoring relevante natuurdoeltypen (3.2.5.1.3) tot het streefbeeld horen 2. per relevant natuurdoeltype bepaling of desnoods inschatting van de beheerde oppervlakte 3. per relevant natuurdoeltype bepaling of desnoods inschatting van aantal beheereenheden 4. per gebied of beheereenheid een opgave van de toegepaste beheervormen op het relevante natuurdoeltype De resultaten van dergelijke enquête leveren misschien een minder exact beeld op in vergelijking met de methode a.h.v. GIS-lagen, maar kan toch relatief snel een objectief beeld opleveren van de spreiding en oppervlakte van de natuurdoeltypen over Vlaanderen én over de verschillende beheervormen. Het vormt dus een voldoende geschikte uitgangsbasis voor de verdere uitbouw van een meetnet want op basis van deze informatie kan perfect bepaald worden voor welke natuurdoeltypen en beheervormen een statistisch relevante steekproef haalbaar is in het kader van beheermonitoring. Een dergelijke oefening zou idealiter gecoördineerd worden door bv. een (logistiek) coördinator bij ANB. Om aansluiting en continuïteit van beheermonitoring te verzekeren, zou dergelijke procedure best zo snel mogelijk opgestart worden. Wat betreft het opvragen van beheervormen kan INBO een format aanleveren die ontwikkeld en gebruikt werd binnen dit proefproject.

3.3.8.1 Monitoringcyclus Het voorstel is om een monitoringcyclus van 5 jaar te voorzien. Hierbij worden de veldprotocols eens om de vijf jaar in hetzelfde proefvlak uitgevoerd. Dit betekent dat een:

evaluatie in de tijd om de vijf jaar zal gebeuren (cfr rapportage over de globale toestand van natuurdoeltypen) evaluatie in de ruimte kan na elke jaarlijkse monitoringronde gebeuren (cfr. gedetailleerde rapportage met de monitoringresultaten en doelbereiking binnen individuele proefvlakken per onderzocht natuurreservaat)

In het kader van een meer geïntegreerde monitoring, kan er ook gepleit worden om te kiezen voor een 6-jarige monitoringscyclus zoals gepland voor de monitoring en rapportage voor SvIH Natura2000 habitats en soorten (suggestie Désiré Paelinckx). Een dergelijke integratie heeft uiteraard enkel zin als de veldmethode en selectie van meetlocaties voor deze monitoringprogramma’s voldoende overlap vertonen en op elkaar afgestemd geraken.

3.3.8.2 Ruwe kostenraming Op basis van het voorbeeld voor de berekening van de vereiste steekproefgrootte (zie 3.3.5) en de geschatte kostprijs voor


47

de uitvoering van het veldwerk, kan een voorzichtige raming gedaan worden van de kostprijs. Tabel 10 en Tabel 11 leveren een

idee hoe de nauwkeurigheid en kost gerelateerd zijn aan de steekproefgrootte.

Tabel 10. Ruwe raming kostprijs voor terreinwerk per 5-jarige cyclus afhankelijk van het aantal te evalueren natuurdoeltypen. Voor de verschillende niveaus van nauwkeurigheid (zie Tabel 7) wordt een ruwe inschatting opgegeven. Een eerste prijs van 403 € per proefvlak is gebaseerd op kostinschattingen bij eigen uitvoer, de tweede prijs op basis van de kost bij uitbesteding. (N = steekproefgrootte).

Detecteerbaar effect 20 – 30%

16 – 35%

12 - 40%

7 - 50%

1 Natuurdoeltype

N = 617

N = 153

N = 78

N = 32

403 € / proefvlak

248.651 €

61.659 €

31.434 €

12.896 €

1260 € / proefvlak

777.420 €

192.780 €

98.280 €

40.320 €

20 Natuurdoeltypen N = 617 x 20

N = 153 x 20

N = 78 x 20

N = 32 x 20

403 € / proefvlak

4.973.020 €

1.233.180 €

628.680 €

257.920 €


15.548.400 €

3.855.600 €

1.965.600 €

806.400 €


N = 153 x 47

N = 78 x 47

N = 32 x 47

403 € / proefvlak

11.686.597 €

2.897.973 €

1.477.398 €

606.112 €


36.538.740 €

9.060.660 €

4.619.160 €

1.895.040 €

Tabel 11. Eerste ruwe raming van de jaarlijkse kostprijs voor terreinwerk (bij een 5-jarige cyclus) afhankelijk van het aantal te evalueren natuurdoeltypen. Voor de verschillende niveaus van nauwkeurigheid (zie Tabel 7) wordt een ruwe inschatting opgegeven. Een eerste prijs van 403 € per proefvlak is gebaseerd op kostinschattingen bij eigen uitvoer, de tweede prijs op basis van de kost bij uitbesteding. (N = steekproefgrootte).

Detecteerbaar effect 20 - 30%

16 - 35%

12 - 40%

7 - 50%

1 Natuurdoeltype

N = 617

N = 153

N = 78

N = 32

403 € / proefvlak

49.730 €

12.332 €

6.287 €

2.579 €


1.55.484 €

38.556 €

19.656 €

8.064 €


N = 153 x 20

N = 78 x 20

N = 32 x 20

403 € / proefvlak

9.94.604 €

246.636 €

125.736 €

51.584 €


3.109.680 €

771.120 €

393.120 €

161.280 €


N = 153 x 47

N = 78 x 47

N = 32 x 47

403 € / proefvlak

2.337.319 €

579.595 €

295.480 €

121.222 €


7.307.748 €

1.812.132 €

923.832 €

379.008 €

Naar de financiële haalbaarheid en wetenschappelijke relevantie 1. dient bij de concrete uitbouw naar een beheermonitoringmeetnet overlegd te worden over de keuze van een beperkt aantal op te volgen natuurdoeltypen in functie van de steekproefgrootte. 2. dienen hierbij duidelijke afspraken gemaakt te worden welke beheermaatregelen prioritair zijn per natuurdoeltype en over de afbakening tot op welke detailniveau men wil en kan vergelijken als het gaat om de effecten van verschillende beheermaatregelen (vb. maaien versus grazen, of binnen maaien ook onderscheid tussen frequentie, gefaseerd versus vlakdekkend maaien, etc.).

48


4 DISTANCE-TO-TARGET AANPAK: HOE EN WAAROM Onderstaande hoofdstukken zijn een uitvoerige bespreking van “STAP 3: Omzetting natuurdoeltypen en beheereffecten naar sets van praktisch ‘meetbare’ grootheden” uit hoofdstuk 3.2.5.3. Natuurdoeltypen en beheereffecten moeten vertaald worden naar praktisch meetbare eenheden of streefwaarden zoals soortenlijsten en andere systeemkenmerken (abiotiek, structuur).

4.1 SCHEMATISCH OVERZICHT Figuur 5 geeft schematisch weer hoe beheerdoelen omgezet kunnen worden naar meetbare eenheden die op hun beurt bruikbaar zijn bij een distance-to-target beoordeling van de kwaliteit van het natuurdoeltype. Onder kwaliteit verstaan we de de volledigheid van de kenmerkende levensgemeenschappen, structuurkenmerken en typische abiotiek. De volgende hoofdstukken werken dit in meer detail uit per meetmodule.

4.1.1 Waarom geen doelsoorten gebruiken als maat voor doelbereiking? Bij een evaluatie zou men verwachten dat de beheerder beoordeeld zou worden naar het resultaat dat hij boekt. Afrekenen of toetsen op resultaat veronderstelt echter dat er een duidelijk verband is tussen het beheer en het resultaat. Normalerwijs zouden hiervoor doelsoorten zoals RodeLijstsoorten of Habitatrichtlijnsoorten als maat gebruikt kunnen worden, maar dergelijke soorten zijn gewoonlijk zeldzaam, moeilijk meetbaar en vestigen zich meestal niey snel of gemakkelijk. Daarnaast weerspiegelen ze niet helemaal of een bepaald biotoop wel goed ontwikkeld is (Maes & Van Dyck 2005). Tenslotte kunnen andere (bijzondere) milieufactoren waarop de terreinbeheerder geen invloed heeft een bepalende rol spelen. Beheerders zouden dus, ondanks hun beheerinspanningen, niet juist beoordeeld kunnen worden wanneer enkel RodeLijst en/of Habitatrichtlijnsoorten opgevolgd zouden worden.

Hoewel de definitie van de natuurtypen dikwijls gebaseerd is op de fytosociologische samenstelling, zou het vanuit het oogpunt van natuurbehoud en vanuit ecologisch standpunt onjuist zijn om de kwaliteit van een natuurtype alleen te evalueren op basis van de vegetatiesamenstelling. In de natuurtyperapporten worden pogingen gedaan om typische fauna-elementen te koppelen aan de natuurtypen, maar door een gebrek aan voldoende informatie, is dit onvolledig gebleven. Via het inbrengen van de multisoortenaanpak (Van Dyck et al. 2001) is het wel mogelijk om de natuurtype-typische fauna in de evaluatie te betrekken. Om de beoordeling van een beheereenheid te vervolledigen wordt ook een evaluatie voorzien van typisch te verwachten structuurkenmerken en wordt de abiotiek (grondwaterstanden en – amplitude, kwaliteit oppervlakteen grondwater) in beschouwing genomen.


49

STRUCTUUR

Beheer

Wat meten ?

Terreinkarteringen

Natuurdoelen Natuurstreefbeelden Beheerdoelen / -visie

Hoe meten ?

Beoordeling?

Volledigheid kensoortenlijst

Vegetatieopnamen

FLORA

Kwalitatieve doelbereiking: functioneren ecosysteem

Oppervlakte doeltype Structuurvariatie Specifieke beoordelingen:

• Natura2000 • Basisindex bossen • KRW • graslandfase

Hydrologische geschiktheid: Grondwaterdynamiek Grond/oppervlaktewater chemie + Abiotische standplaatskenmerken Ecologische amplitude planten

+ Vegetatieopnamen

Peilbuismetingen

(+ data uit WATINA-meetnet)

ABIOTIEK

Opvolgbaar via uitvoeren van monitoringprotocols beheermonitoring

FAUNA

Multisoorteninventaris

Volledigheid multisoortenlijst + Interpretatie ecologische indicaties ontbrekende soorten


Figuur 5. Schematisch overzicht stappenplan van beheerdoelen naar een distance-to-target beoordeling.

50

4.1.2 Distance-to-target STRUCTUURVARIATIE en VEGETATIESTRUCTUUR Een habitatkartering (waar habitats worden gedefinieerd als natuurtypen) levert een belangrijke bijdrage voor natuurbeheerders om een idee te verkrijgen over de mate van oppervlaktedoelbereiking van de natuurdoeltypen binnen de beheereenheden of binnen het natuurgebied (verder “gebiedkartering” genoemd). Bij de interpretatie van karteringsgegevens dienen wel enkele bemerkingen gemaakt te worden (Hurford 2006b): • •

Onnauwkeurige habitataflijning: nood aan nauwkeurige beslissingsregels classificatie systeem: beheerders zijn dikwijls niet bekend met gespecialiseerde indelingen zoals plantengemeenschappen en redeneren op een breder niveau (types van heide, weilanden, hooilanden, bossen, etc.).

Daarom levert de hiërarchische indeling van de Vlaamse natuurtypen een geschikte instrument omdat hier ingedeeld kan worden al naargelang het niveau (formatie, natuurtypegroep, natuurtype of natuursubtype) en de herkenbaarheid tot op subniveau (~ plantengemeenschap). Via deze karteringen verkrijgen we echter geen gedetailleerd beeld over de ecologische waarde of kwaliteitsbereiking tenzij aanvullende specifieke inventarisatie wordt uitgevoerd (cfr. doelbereiking flora, fauna en abiotiek). De hoogte en uitbouw van de vegetatie zijn belangrijke variabelen om veel sleutelprocessen in de ecologie vast te stellen, bijvoorbeeld bodemtemperatuur en dus microhabitat (Stewart et al. 2001). Vegetatiehoogte is een goede maat om de impact van herbivoren in te schatten (Jutila 1999). De vegetatiestructuur is van groot belang voor veel fauna-elementen; ze vormt de ruimtelijke kenmerken van de vereiste leefruimte of leefcondities (microklimaat, microhabitats). Zoals hoger aangehaald, bestaat een goed ontwikkeld natuurtype dikwijls uit meer dan het doeltype alleen. We verwachten hier en daar plekken die een ander stadium van de natuurlijke successie

weerspiegelen (pioniersituaties, overgangsgebieden zoals mantels en zomen) of een belangrijk structureel aspect uitmaken (oevervegetaties; vennetjes, bulten en slenken in natte heide). Dergelijke “structurele” natuurtypen worden dikwijls niet als doeltype nagestreefd, ofwel omdat ze te lokaal en te tijdelijk voorkomen ofwel omdat ze sowieso verweven zijn met het doeltype. Verder kan een idee van de structuurvariatie van de vegetatie en de aanwezigheid van andere structurele aspecten zoals de aanwezigheid van poeltjes, riet- of ruigtezomen, solitaire bomen, struweelbosjes of dood hout in bossen, een belangrijk aspect uitmaken in de beoordeling. De “target-to-distance” beoordeling van structuur en structuurvariatie hangt sterk af van het natuurdoeltype. Voor natuurdoeltypen waar al methodes en indices voor werden ontwikkeld om de structuur te evalueren, stellen we voor om deze op te nemen en daarnaast standaard een structuurkartering van de proefvlakken te laten uitvoeren volgens gestandaardiseerde beslissingsregels. Hiervoor werden twee karteringsmethoden ontwikkeld die gebaseerd zijn op de aanpak van BioHab (Bunce et al. 2005) : De gebiedskartering dient om reservaten te karteringen op landschappelijke schaal en is vooral van toepassing op gebieden of grote percelen waar een meer procesgeorienteerd beheer plaatsvindt om te komen tot een dynamisch mozaïek van natuurdoeltypen (bvb extensief grazen voor een wastine, beheer van een stuifduinheidelandschap. Op basis van de gedigitaliseerde karteringen kan de ontwikkeling en de verhoudingen van natuurtypen in ruimte en tijd opgevolgd worden en kan geëvalueerd worden of alle gewenste doelsysteemtypen duurzaam aanwezig blijven. Een gebiedkartering lijkt enkel nuttig voor gebieden of grotere proefvlakken (bv. vanaf 5 ha) met een beheervorm naar dynamische veranderlijke mozaïeklandschappen, vb. wastines, stuifduingraslanden, slikken – en schorren, etc. In principe is er voor de reservaten met een zg. “geperceleerde aanpak” dus geen extra gebiedskartering nodig. De ligging en oppervlakte van de doelsystemen is op voorhand gekend uit de GIS-bestanden, opgesteld op basis van de doelstellingen in beheerplannen. De


51

selectie en afbakening van proefvlakken in een gebied zijn in principe op dergelijke kaarten van beheereenheden gebaseerd. Als binnen deze context proefvlakken met een mozaïekstructuur voorkomen, bijvoorbeeld een complex van natte hooilandtypen, dan wordt die situatie via structuurkartering behandeld. De uitvoerders worden op de hoogte gesteld in welke gebieden of proefvlakken de “geperceleerde” dan wel de “mozaïek”-aanpak van kracht is. De structuurkartering dient om een meer gedetailleerd beeld te verkrijgen over de variatie aan structuurelementen binnen de proefvlakken. Daarnaast wordt specifieke informatie bekomen over de aanof afwezigheid van typische te verwachten structuurkenmerken van het natuurdoeltype. Bij de structuurkartering worden fijnere karteringscriteria gehanteerd dan voor de gebiedskartering. De bedoeling is immers om informatie te bekomen op schaal van een “microlandschap”. Bij het afbakenen van een structureel streefbeeld is het belangrijk bepaalde keuzes te maken die realistisch zijn zowel vanuit het standpunt van beheer als voor natuurbehoud: Zo lijkt het aannemelijk dat er eerder gestreefd wordt naar een structuurrijk “microlandschap” bestaande uit het natuurdoeltype, maar ook uit een gevarieerd aanbod aan nauw aansluitende gemeenschappen en structurele natuurtypeelementen. Binnen deze context poogt men via het beheer de oppervlakte aan doeltype te maximaliseren, maar met behoud van zoveel mogelijk variatie aan vegetatiestructuur en structuurelementen. Argumenten waarom het niet altijd haalbaar en realistisch lijkt om te streven naar een eenvormige (steriele) vlek van de gewenste doelvegetatie zijn: 1. de lokale variatie in abiotische omstandigheden (vochtigheid, zuurtegraad, bodemsamenstelling, kwel, reliëf en microreliëf…) of biotische invloeden (variatie in begrazingsdruk, successie, natuurlijke verstoring, ..) zorgt immers dat er plaatselijk een veel gevarieerdere en andere vegetatie verschijnt dan het beoogde doeltype. 52

2. Bovendien lijkt het vanuit het oogpunt voor natuurbehoud juist wenselijk om zoveel mogelijk te streven naar structuurvariatie. Het verhoogde aanbod aan habitatniches dat zo gecreëerd wordt zal immers de potentie voor biodiversiteit doen toenemen, zeker voor de fauna-elementen. 3. Een groot aantal natuurtypen komt nooit aan bod als beheerdoel omdat het gaat over overgangstypes, pioniersvegetaties of gemeenschappen die door hun abiotische standplaatsvereisten een zeer lokaal of tijdelijk voorkomen kennen. Desondanks zijn ze belangrijk voor de compleetheid en het ecologisch functioneren van het natuurdoeltype. Door dergelijke elementen te beschouwen als “structurele natuurtypen” of “neventypen” die samen met het “hoofddoeltype” deel uitmaken van het streefbeeld kunnen ze toch opgevangen worden via de monitoring. Natura2000 beoordeling Voor natuurdoeltypen die vertaald kunnen worden naar Natura2000 habitats kan een distance-to-target beoordeling voor o.a. structuurkenmerken geveld worden door na te gaan of de criteria aangehaald in de Instandhoudingsdoelstellingstabellen gehaald worden (Heutz & Paelinckx 2005). Basisindex Bossen Voor bossen is er de erg bruikbare “basisindex voor structurele variatie en potentiële biodiversiteit van bossen” die kroonsluiting, leeftijdstructuur, etageopbouw, menging soorten, aanwezigheid van staand en liggend dood hout combineert (Vandenmeerscchaut et al. 2001; Govaere & Vandekerkhove 2005a, b, c). Graslandfase botanisch beheer Voor graslanden die nog maar pas in beheer zijn en als doel één of ander natuurdoeltype hebben behorend tot natte hooilanden van (matig) voedselarme gronden (GN), graslanden van (matig) voedselrijke gronden (GV) en heischrale graslanden (GH) (cfr. hiërarchische indeling natuurtypen Bijlage 1), kan een inschatting van de fase waarin het grasland zich bevindt in termen van botanisch beheer (cfr. Cursus botanisch beheer Inverde; Zwaenepoel 2000) interessant zijn om vroege evoluties vast te stellen, zeker in ontwikkelingsfasen waar nog onduidelijk is naar welk grasland-


type ze juist gaan evolueren (tussenstadia, voorloperstadia).

4.1.3 Distance-to-target FLORA Bij het plannen van monitoringlocaties en frequenties of evalueren van gegevens dient er rekening mee gehouden te worden dat naar verwachting pas na een periode van ca. 10 jaar na het uitvoeren van een maatregel de vegetatie enigszins uitgekristalliseerd is. In een periode van 1-3 jaar na uitvoering van een maatregel overheersen ecologische plantengroepen van pioniermilieus en in de 4 tot 5 jaar daarna bevindt de vegetatie zich in een soort overgangssituatie (deels pionier- en deels meer permanente vegetatietypen). Voor het vaststellen van het uiteindelijke vegetatietype is dan het beste om na circa 10 jaar een vegetatieonderzoek uit te voeren. Wil men echter inzicht verkrijgen in de ontwikkelingen van de vegetatie, mede om in die ontwikkelingen te kunnen bijsturen, dan is het aan te bevelen om op een aantal momenten vegetatieonderzoek te verrichten. Zo kan bijvoorbeeld ongewenste verruiging worden gesignaleerd en door middel van een aangepast maai- of begrazingsbeheer worden bestreden. Daarom stellen we voor om toch minstens iedere vijf jaar een vegetatie-onderzoek uit te voeren. Bij de vegetatiekundige beoordeling van de ontwikkeling van een natuurdoeltype kunnen we vertrekken van een zogenaamd optimaal ontwikkelde situatie (Demeulenaere et al. 2002). Het optimum wordt bepaald op basis van de soortensamenstelling en de bedekking van individuele plantensoorten. Aan de hand van vegetatie-opnames kan men bepalen hoeveel % een bepaalde eenheid of een steekproef van eenheden voor een bepaald doeltype van het optimum verwijderd is. Voor natuurtypen kan men analoog aan het ecotopensysteem (Runhaar et al. 1985, 2004; Van Landuyt et al. 2000) meer of minder specifieke indicatorsoorten bepalen en een index uitwerken. Een vegetatietype bestaat immers uit een combinatie van dergelijke typische soorten. Hoe meer en hoe talrijker deze soorten aanwezig zijn in een concrete beheereenheid, hoe dichter de score opschuift naar het optimum van het

natuurdoeltype. Op die manier kunnen tussen opeenvolgende monitoringrondes scores berekend worden voor een bepaalde beheereenheid en zo de evolutie naar of weg van het natuurdoeltype opgevolgd worden. Strikt genomen zou een monitoring van alleen de kensoorten volstaan om de doelbereiking op te volgen. Voordelen hiervan zijn dat er minder tijd op het terrein moet worden gespendeerd en dat minder gespecialiseerde veldwerkers vegetatieopnames kunnen maken. Ze moeten zich immers maar toespitsen op enkele soorten. Voor een goede beheermonitoring raden we echter aan om toch alle soorten op te volgen. Hierdoor wordt het totaalaspect van de vegetatie bekomen wat een juister idee oplevert over mogelijke knelpunten met het beheer. Daarnaast kan eruit blijken dat een ander natuurdoeltype mogelijk beter haalbaar is. Door de volledige soortenrijkdom van (hogere) planten te bemonsteren kunnen volgende aspecten efficiënt opgevolgd worden: 1. Het beoordelen van de “distance-totarget” van de veldsituatie a.h.v. de kensoorten 2. Het bepalen tot van de gemeenschap waartoe de huidige vegetatiesamenstelling aanleunt en dit relateren aan het gevoerde beheer (op basis hiervan kunnen doelen eventueel worden bijgestuurd) 3. Het detecteren en opvolgen van bijzondere planten (RL-soorten, HRLsoorten, lokale aandachtsoorten) Het laatste punt is automatische output die kan bijdragen tot het evalueren van lokale beheerdoelstellingen (zie 4.1.6.1.1). De hier voorgestelde verwerkingsmethoden voor het berekenen van de afstand van een vegetatieopname tot een bepaald doeltype en eventueel tot andere vegetatietypen zijn slechts een voorlopig voorstel. Op dit moment wordt er een analyseprogramma ontwikkeld waarmee dergelijke afstanden berekend zullen kunnen worden waarbij zowel aanwezigheid als bedekking van soorten in rekenschap worden gebracht (pers. comm. Bart Roelandt en Paul Quataert).


53

Mogelijke indexen waarmee voorlopig een “distance-to-target” kan berekend worden: • • • •

Natuurtypeindicatorindex (Degezelle et al. 2004) Kenmerkendheidscores Trouwheidscores % locaties met positieve identificatie van doelvegetaties

Natuurtypeindicatorindex (Degezelle et al. 2004) Gestandaardiseerde kwalitatieve indicatorindex Il,n = (5*∑(S1p)+3*∑(S2p)+2*∑(S3p)+1*∑(S4p ))/(5*∑(S1)+3*∑(S2)+2*∑(S3)+1*∑(S4 ) Gestandaardiseerde kwantitatieve indicatorindex: Jl,n = (5*∑(S1p*T1p)+3*∑(S2p*T1p)+2*∑(S3p *T1p)+1*∑(S4p*T1p))/(5*∑(T1)+3*∑( T2)+2*∑( T3)+1*∑( T4)

Met: Il,n = kwalitatieve indicatorindex voor natuurdoeltype n op locatie l Jl,n = kwantitatieve indicatorindex voor natuurdoeltype n op locatie l

Sip = soorten uit categorie i die aanwezig zijn op locatie l Si = soorten die als indicatorsoort in categorie i initieel werden onderscheiden voor natuurtype n Tip = bedekkingswaarde (vb. Tansleywaarde) van soorten uit categorie i die aanwezig zijn op locatie l Ti = bedekkingswaarde (vb. Tansleywaarde) van alle soorten, die als inidcatorsoort in categorie i initieel werden onderscheiden voor natuurtype n

categorie 2: indicatorsoorten met wegingsfactor 3; preferentiële soorten die een duidelijke voorkeur vertonen voor het natuurtype categorie 3: indicatorsoorten met wegingsfactor 2; matig preferentiële soorten die vaak voorkomen in het betreffende natuurtype, maar elders hun optimum hebben categorie 4: indicatorsoorten met wegingsfactor 1; constante begeleiders die vrijwel altijd in het natuurtype voorkomen, maar daarbuiten ook regelmatig voorkomen en geen voorkeur vertonen voor het betreffende natuurtype Dit systeem moet nog meer in detail uitgewerkt worden voor de Vlaamse Natuurtypen.

Kenmerkendheidsindex en -score Omdat de natuurtypeindicatorindices nog niet op punt staan, werkten we een voorlopig alternatief uit vertrekkende van de soortinformatie uit de synoptische tabellen van de vegetaties van Nederland (Schaminée et al. 1995; Hennekens et al. 2001). In de synoptische tabellen vinden we per plantensoort de trouwgraad en de presentie terug voor ieder vegetatietype. De trouwgraad geeft een indicatie hoe specifiek een bepaalde soort is voor een bepaald vegetatietype over het hele spectrum aan vegetatietypen. De presentie geeft een indicatie over de mate waarin de soort terug te vinden is in de opnamen voor het beschouwde vegetatietype. Soorten met een hoge trouwgraad komen dus bijna uitsluitend voor binnen het beschouwde vegetatietype. Gewoonlijk hebben soorten met zeer hoge trouwgraden een relatief lage presentie binnen het vegetatietype. Het gaat hier immers om de meest typerende maar daarom dikwijls ook zeldzamere kensoorten. Soorten met hogere presentie zijn dikwijls planten die in een breder spectrum aan vegetatietypen terug te vinden zijn en hebben daardoor gewoonlijk een lagere trouwgraad.

i = categorie met : categorie 1: indicatorsoorten met wegingsfactor 5; exclusieve soorten die vrijwel uitsluitend voorkomen in het natuurtype of toch minstens een uitgesproken voorkeur vertonen

54

Door het vermenigvuldigen van de trouwgraad en presentiewaarden kan nu per kensoort van een vegetatietype dat overeenstemt met een natuurtype een index berekend worden. Hierbij krijgen de meest trouwe, maar terzelfdertijd ook meest presente soorten – dus de


heel typische kensoorten waarvoor ook de kans op aantreffen hoog genoeg is – de hoogste waarden. Deze waarde wordt dan gestandaardiseerd tegenover de totaalsom van alle waarden van de kensoorten voor het beschouwde natuurtype. De totaalsom van al deze indexwaarden bedraagt dan 1, wat overeenstemt met een – weliswaar utopische – complete vegetatie wat betreft “kenmerkendheid”. Kenmerkendheidsindex van een kensoort: Si,n = Ti,n*Pi,n/ ∑ Sn Met: Si,n = kenmerkendheidsindex van een soort i voor een bepaald natuurtype n Ti,n = Trouwgraad van soort i voor natuurtype n Pi,n = Presentie van soort i voor natuurtype n Sn = ∑ Si,n = totaalsom van alle kenmerkendheidsindices voor natuurtype n Door na te gaan welke kensoorten in een opname worden teruggevonden en hun kenmerkendheisindices op te tellen wordt voor een opname de zogenaamde kenmerkendheidscore bekomen. Deze score geeft met een waarde tussen 0 en 1 de afstand weer van de waargenomen vegetatie tegenover de meest ideale vegetatie voor het beschouwde natuurtype wat betreft de kenmerkendheid. Uiteraard dragen de meest kenmerkende soorten door hun hogere kenmerkendheidsindex dan het meest bij tot de scoreberekening. Kenmerkendheidscore voor een vegetatieopname Sl,n = ∑ So,i,n Met: Sl,n = Kenmerkendheidscore voor een bepaald natuurdoeltype n op locatie l = score tussen 0 en 1 die de “distance-to-target” weergeeft van de vegetatie-opname op locatie l tot het betreffende natuurdoeltype n So,i,n = som van kenmerkendheidsindices van alle op locatie l waargenomen soorten i voor een bepaald natuurtype n.

Trouwheidsindex en -score Een andere benaderingswijze die complementaire informatie oplevert, is juist te evalueren aan de hand van kensoorten met de hoogste trouwgraden. Zoals hierboven aangehaald gaat het hier gewoonlijk om soorten die zelfs binnen het vegetatietype waarvoor ze zo typisch zijn, relatief zeldzaam zijn. Om rekening te houden met de regionale haalbaarheid om dergelijke kensoorten aan te treffen werd een index berekend die ecoregiospecifiek is. Zo is bijvoorbeeld dotterbloem afwezig in dotterbloemgraslanden van de Polders. Omdat kensoorten met hoge trouwgraden per definitie relatief zeldzaam zijn, is de kans immers hoog dat ze niet allemaal homogeen verspreid zijn over Vlaanderen. Om toch voldoende rekening te houden met de lokale mogelijkheden voor een maximale doelbereiking, werden trouwgraden van kensoorten vermenigvuldigd met hun voorkomen binnen ecoregio’s (proportie van voorkomen in uurhokken binnen de beschouwde ecoregio; op basis van gegevens uit de Florabank 2007). Door deze waarde te delen door te totaalsom van alle waarden van kensoorten, wordt een gestandaardiseerde maat bekomen en wordt per ecoregio voor iedere kensoort een trouwheidsindex bekomen. De som van alle trouwheidsindices is dan 1, wat overeenstemt met de meest complete vegetatie wat betreft “trouwheid”. Trouwheidsindex van een kensoort: Xi,n,E = (Ti,n * Ei)/ ∑ Xn Met: Xi,n,E = trouwheidsindex van een soort i voor een bepaald natuur(doel)type n in een bepaalde (eco)regio E Ti,n = Trouwgraad van soort i voor natuur(doel)type n Ei = % voorkomen in uurhokken van soort i voor (eco)regio E Xn = ∑ Xi,n = totaalsom van alle trouwheidsindices voor natuurtype n in ecoregio E Door de trouwheidsindices van waargenomen soorten van een bepaalde vegetatieopname op te tellen wordt een trouwheidscore bekomen met een waarde tussen 0


55

en 1. Deze score geeft dan de afstand weer van de waargenomen vegetatie tegenover de meest ideale vegetatie voor het beschouwde natuurtype wat betreft de trouwheid. Uiteraard dragen de meest trouwe en toch voldoende binnen de ecoregio voorkomende soorten het meest bij tot de scoreberekening. Het verschil tussen kenmerkendheids- en trouwheidscores is dat de eerste score weergeeft of alle voor het desbetreffende natuurdoeltype meest kenmerkende en gewoonlijk te verwachten soorten waargenomen werden, terwijl bij de trouwheid juist de zeer strikte (en per definitie gewoonlijk zeldzamere) soorten meer gewicht krijgen in de scoreberekening waarbij gewogen werd voor het relatieve voorkomen binnen de ecoregio. Trouwheidscore voor een vegetatieopname Xl,n = ∑ Xo,i,n Met: Xl,n = trouwheidscore voor een bepaald natuurdoeltype n op locatie l = score tussen 0 en 1 die de “distance-to-target” weergeeft van de vegetatie-opname op locatie l (liggend binnen ecoregio E) tot het betreffende natuurdoeltype n Xo,i,n = som van trouwheidsindices van alle op locatie l waargenomen soorten i voor een bepaald natuur(doel)type n in de (eco)regio E waarbinnen locatie l ligt Proportie van positieve identificaties Een berekening van de proportie van locaties (vegetatieopnames) waar een positieve syntaxonomische identificatie wordt vastgesteld, is een andere, simpelere maar grovere benadering om een “distance-totarget” beoordeling te geven. Aan de hand van de programma’s ASSOCIA (Van Tongeren 2000) of SynBioSys (Hennekens et al. 2001) kan voor een willekeurige vegetatieopname worden beoordeeld tot welk type of syntaxon ze mag worden gerekend. Deze beoordelingswijze geeft uitsluitend een idee van doelbereiking op globaal niveau omdat ze berekend wordt op basis van kwalitatieve toewijzing van opnames (meetlocaties) tot een welbepaalde doelvegetatie/natuurdoeltype. In tegenstelling tot de vorige indices wordt hier dus geen kwantitatieve maat per locatie berekend. 56

4.1.4 Distance-to-target FAUNA: Multisoortenbenadering Naast flora, structuur en abiotiek maken ook fauna-elementen deel uit van het natuurstreefbeeld. Immers, de aanwezigheid van geschikte vegetatie en structuur alleen is geen garantie voor het voorkomen van typische fauna-elementen. Vandaar dat het onmisbaar is om ook fauna te integreren in de distance-to-target beoordeling.

4.1.4.1 Waarom Multisoorten? In het verleden werden (dier)soorten bijna nooit als maatstaf gebruikt om de ecologische kwaliteit bereikt via beheer te meten. Vanuit biologisch standpunt, lijkt dit nochtans het meest aangewezen. Van Dyck et al. (2001) en Maes & Van Dyck (2004; 2005) ontwikkelden de multisoortenbenadering die de beste keuze bleek te zijn voor een praktisch haalbare techniek wat betreft de tijds- en kosteninvestering om de staat van een bepaald natuurdoeltype in termen van “distance-to-target” te evalueren. Een multisoortenbenadering gaat uit van een relevante reeks soorten die uit verschillende taxonomische en functionele groepen met bekende ecologische vereisten betreffende milieu, structurele en ruimtelijke eigenschappen van hun habitat worden geselecteerd. De combinatie van de ecologische informatie die door een subset van soorten uit de multisoortenlijst wordt vertegenwoordigd, laat een betrouwbaardere beoordeling toe van de staat van de habitat en het natuurtype op de plek waar de soorten werden aangetroffen, dan wanneer van bijvoorbeeld slechts één enkele (paraplu)soort gebruikt gemaakt wordt (Maes & Van Dyck 2005). Zeer belangrijk bij de ontwikkeling van dergelijke multisoortenlijsten is dat een praktisch haalbaar en breed toepasbaar en daarmee ook toegepast instrument wordt ontwikkeld, waarbij ook niet-specialisten mits gerichte informatie en vorming - actief kunnen deelnemen aan monitoring. Vele leden en/of medewerkers van Natuurpunt en van ANB behoren tot deze categorie. Het is cruciaal dat de ontwikkeling van de multisoortenlijsten gebeurt in samenspraak met natuurverenigingen zoals Natuurpunt. Natuurpunt heeft immers veel ervaring en een goed inzicht in de mo-


mogelijkheden met vrijwilligers. Er zijn al een aantal monitoringsprojecten opgestart geweest waarbij de multisoortenbenadering een belangrijk element vormde:

Beheerevaluatie van de Brusselse groene ruimten d.m.v. de multisoortenaanpak: case-study Vuylbeekvallei (Vermeersch et al. 2005) Beheerevaluatie van de Brusselse groene ruimten d.m.v. De multisoortenaanpak: Koning Boudewijnpark (Vanermen et al. 2006) Standaardprotocol voor herstelbeheer van natte heide en vennen. (Laurijssens et al. 2007)

Ondertussen wordt in de Hagelandse Heuvelstreek een eerste netwerk voor beheermonitoring opgesteld door Natuurpunt Oost-Brabant vzw waarbij een multisoortenaanpak wordt uitgetest voor struisgrasgraslanden en dotterbloemgraslanden.

4.1.4.2 Waarom opsplitsen per ecoregio? De meeste soorten in Vlaanderen hebben geen homogene verspreiding over het hele grondgebied, ze zijn vaak biogeografisch beperkt in areaal. Je kunt in dat geval niet

verwachten dat een soort die kenmerkend is voor een bepaald natuurdoeltype in de biogeografische regio waar de soort (nog) niet bekend is of extreem zeldzaam, zal voorkomen in het betreffende natuurdoeltype. Je laat dergelijke soorten dus ook best weg uit een beoordelingsmethode, die de doelbereiking van een zekere locatie dient in te schatten. De meest handelbare indeling, die enerzijds een zekere overeenkomst vertoont met de algemene fyto- en zoögeografische indelingen van Vlaanderen, en die anderzijds Vlaanderen niet in teveel ‘hokjes’ indeelt is de indeling in ecoregio’s. In plaats van te kiezen voor de nieuwste indeling in 12 ecoregio’s en 36 ecodistricten (zie Sevenant et al. 2002; Couvreur et al. 2004), gebruiken we de oude indeling van 6 ecoregio’s (zie Antrop et al. 1993). Hoewel de nieuwere indeling accurater is op het vlak van indelingsmethode op basis van abiotische kenmerken, blijkt men de oudere, grovere indeling in aaneengesloten regio’s toch meer te hanteren voor het verspreidingsonderzoek en in soortenatlassen; zie vb. de recente Atlas van de Vlaamse Flora (Van Landuyt et al. 2006). Vandaar de keuze voor de oudere indeling in de ecoregio’s Duinen, Polders, Zand- en Zandleemstreek, Kempen, Leemstreek en Maasvallei. Waar de ecoregio’s juist liggen, is in Figuur 6 weergegeven. Als een natuur(doel)type niet verwacht wordt binnen een bepaalde ecoregio dan heeft een multisoortenlijst hiervoor uiteraard geen zin.

Figuur 6. Ecoregio's van Vlaanderen.

Ook binnen een ecoregio zijn sommige soorten niet steeds homogeen verspreid (bijvoorbeeld wél in “Polders van Kust en Meetjesland” maar niet in de “Scheldepolders”; of alleen in de zandige delen van de Zand- en Zandleemstreek; dit zijn de zandige gebieden ten westen van de Schelde, rondom Brugge en tussen Brugge, Gent tot

aan Waasland; zie ook http://geovlaanderen.agiv.be/geovlaanderen/bodemkaart/#). Afhankelijk van hun toegevoegde waarde aan de multisoortenlijst, kan overwogen worden de soort al dan niet op de lijst te zetten voor de betreffende “subecoregio”.


57

4.1.4.3 Selectiecriteria voor multisoortenlijsten Om in aanmerking te komen voor een multisoortenlijst moet een soort aan een reeks criteria voldoen. Een eerste set criteria betreft het belang van de soort voor het beschouwde natuurdoeltype RELEVANTIE: 1. Kenmerkend voor het natuurdoeltype en eventueel indicatief voor de aanwezigheid van welbepaalde typische systeemkenmerken: oppervlakte, structuurkenmerken, hydrologie, microhabitats, ...) 2. Hoog informatieniveau zoals gevoeligheid voor beheer, milieudrukken: habitatversnippering en -isolatie, verstoring, verdroging, vernatting, vermesting, verzuring, verstruweling, verbossing, vergrassing, atmosferische depositie, enz. 3. Verschillende taxonomische groepen om gezamenlijke informatieinhoud te maximaliseren, waarbij voornamelijk gekozen wordt uit beter gekende soortgroepen zoals broedvogels, amfibieën, reptielen, libellen en waterjuffers, lieveheersbeestjes, sprinkhanen en krekels, dagvlinders. 4. Voor elk te evalueren natuurdoeltypekenmerk worden best meerdere soorten als indicator geselecteerd, maar de uiteindelijke lijst moet wel werkbaar blijven

Het opstellen van een multisoortenlijst gebeurt in 5 selectiestappen (Van Dyck et al. 2001): Stap 1: formulering van een duidelijke vraagstelling en omschrijving welke informatie de soorten moeten dragen om hieraan tegemoet te komen. Bijvoorbeeld om de kwaliteit en kwantiteit van een bepaald natuurdoeltype te evalueren, komen soorten die grote oppervlakten van het habitat nodig hebben en soorten die bijzondere –in het geval van beheermonitoring voornamelijk door beheer bepaalde- eisen stellen aan het habitat (structuur, hydrologie, aanwezigheid van andere soorten, ...) in aanmerking Stap 2: selectie van soorten waarvoor voldoende basisinformatie beschikbaar is in de ecologische literatuur Hiervoor werd een opzoeking gedaan van soorten die in de literatuur en door experts als typisch omschreven worden voor het beschouwde natuurtype en werd nagegaan of ze van toepassing zijn voor Vlaanderen. Stap 3: selectie van goed herkenbare, gemakkelijk vindbare soorten, die niet te zeldzaam zijn en die homogeen verspreid zijn over het studiegebied

PRAKTISCHE WERKBAARHEID:

Vermits de opvolging best op grote schaal ingang zou vinden, kosten daarom best beperkt blijven en dus ook niet-experts ze zouden kunnen toepassen, moeten de soorten eenvoudig te vinden en te herkennen zijn. Te zeldzame soorten zijn te beperkt bruikbaar en de te algemene soorten te weinig kritisch.

1. Gemakkelijk herkenbaar op het terrein, zodat geen tijd- en budgetopslorpend sorteer- en determineerwerk of het inschakelen van dure experts vereist is

Stap 4: gedetailleerde ecologische informatie en informatie over de gevoeligheid voor milieudrukken en natuurbeheer van de overgebleven soorten wordt verzameld uit literatuur en expert best judgment.

2. Gemakkelijk en steeds vindbaar zodat op het terrein niet teveel tijd gespendeerd wordt in het opsporen van de soorten.

Het gaat o.a. om mobiliteit, ruimtebeslag, trofieniveau, bijzondere habitateisen, enz.

Vervolgens moeten de soorten ook voldoen aan een aantal praktische criteria

3. Niet te zeldzaam, noch te algemeen en homogeen verspreid in Vlaanderen of in een bepaalde ecoregio 58

Stap 5: een complementaire multisoortenlijst wordt samengesteld door soorten te selecteren uit verschillende taxonomische groepen zodat, indien mogelijk, elk infor-


matietype meermaals aan bod komt bv. meerdere soorten voor oppervlakte, meerdere soorten voor belangrijke structuurkenmerken, enz.; maar om de lijsten werkbaar te houden wordt ook vermeden dat een te groot aantal soorten moet worden opgevolgd. Wat vertegenwoordigen multisoorten en wat niet? Multisoortenlijsten vervangen geen: • soortspecifieke monitoring • soortinventarisatie • monitoring van algemene biodiversiteit • monitoring van RodeLijst soorten Maes & Van Dyck (2005) en Laurijssens et al. (2007) toonden aan dat bij een goede multisoortenselectie deze als het ware een “paraplu” is voor de andere typische soorten van het beschouwde natuurdoeltype. Op die manier vormt de multisoortenlijst een indicator voor natuurtype-typische biodiversiteit. Erg belangrijk is in te zien dat de multisoortenlijst dankzij de selectieprocedure een indicator is voor de typische systeemkenmerken van het onderzochte natuurdoeltype. De combinatie van de ecologische informatie vertegenwoordigd door de soorten uit de multisoortenlijst laten aldus een completere beoordeling toe over de staat van het natuurdoeltype dan het gebruik van één enkele paraplusoort of RodeLijst soorten (Maes & Van Dyck 2005; Laurijssens et al 2007). Het is erg belangrijk in te zien dat het toepassen van de Multisoortenbenadering in beheermonitoring geen soortinventarisatie vervangt. Het inventariseren van specifieke soorten, soortgroepen of het uitvoeren van een gebieddekkende inventaris heeft een totaal andere doelstelling dan beheermonitoring en vereist gewoonlijk intensievere, meer specifieke protocols. Een multisoortenlijst geeft geen idee over algemene biodiversiteit, ze geeft alleen een indicatie dat de omstandigheden gunstig zijn voor de andere, moeilijker monitorbare natuurtype-typische soorten. De multisoortenlijsten zijn niet indicatief voor de aanwezigheid van of het voorhanden zijn van gunstige omstandig-

heden voor Rode-Lijst soorten. Dikwijls hebben Rode-Lijst soorten nood aan erg specifieke combinaties van omstandigheden die niet overal haalbaar zijn of zijn ze gewoon te beperkt in hun verspreidingsvermogen en daardoor minder gecorreleerd met de multisoorten. De vorige bevindingen zijn gebaseerd op grondige wetenschappelijke studies voor natte heide in de Kempen (Van Dyck et al 2001; Maes & Van Dyck 2005; Laurijssens et al. 2007). In principe zou iedere multisoortenlijst opgesteld op basis van expert judgement, wetenschappelijk getest en onderbouwd moeten worden. Dit vergt echter extra, erg intensief veldonderzoek. Gegevens hiervoor kunnen komen van andere inventarisatieprojecten binnen de onderzochte gebieden of beter nog uit extra gestandaardiseerde inventarisaties gekoppeld aan beheermonitoring (cfr de aanpak voorgesteld in Demeulenaere et al. 2002) waarbij meetnetmonitoring gekoppeld wordt aan intensieve monitoring.

4.1.4.4 Hoe verliep de selectieprocedure van multisoorten in de praktijk? Demeulenaere et al. (2002) stelden lijsten met op te volgen multisoorten voor, maar hierbij werd niet doorgeselecteerd op waarneembaarheid, herkenbaarheid, haalbaarheid en het complementair zijn van de soorten. Dit resulteerde in lange soortenlijsten met ondermeer zeer zeldzame of moeilijker inventariseerbare soorten en soortgroepen (vb. de nood aan bijzondere veldprotocols, bodemvallen en determinatie door experts). Om te komen tot complementaire multisoortenlijsten werden de eerste stappen van de selectie (5-stappenprocedure, 4.1.4.3) op voorhand uitgewerkt. Aan de hand van de ecologische literatuur werd gezocht naar soorten die voldoen aan bovenvermelde criteria. Uiteraard komen alleen soorten in aanmerking waarvan voldoende ecologische en taxonomische informatie voorhanden is (zoals Rode Lijst, verspreiding en biotoopkeuze van de soort, goed gekend in Vlaanderen d.w.z. het bestaan van een specialist of een werkgroep rond de soortgroep, etc.). Hoewel het on-


59

mogelijk is om alle soortgroepen in beschouwing te nemen mag een soortgroep niet zomaar als geheel uitgesloten worden. Bepaalde soorten van deze groepen kunnen zeer goed gekend en/of herkenbaar zijn terwijl de groep op zich dat minder is (wespachtigen zijn bijvoorbeeld minder goed gekend, doch de hoornaar wel). Tabel 12. Overzicht van soortenexperts die meewerkten bij het opstellen van multisooortenlijsten.

Soortgroep Vogels

Amfibieën en reptielen Vlinders Loopkevers Sprinkhanen

Lieveheersbeestjes Libellen Andere invertebraten

Spinnen Flora

(Korst)mossen Zwammen

Vissen Zoogdieren

Experts Anny Anselin Glenn Vermeersch Koen Devos Dirk Bauwens Dirk Maes Konjev Desender Kris Decleer Geert De Knijf Edward Vercruysse Tim Adriaens Geert De Knijf Luc De Bruyn Jan Schoors Jo Packet Jean-Pierre Maelfait Wouter Van Landuyt Maurice Hoffmann Jan Van Uytvanck Geert De Blust Maurice Hoffmann Ruben Walleyn Roosmarijn Steeman Johan Coeck Goedele Verbeylen

Alle relevante soortinformatie werd opgenomen in een databank (zie 4.1.4.5). Op basis van deze informatie werd uiteindelijk beslist of een soort afhankelijk van bijvoorbeeld haar voorkomen, zeldzaamheid, herkenbaarheid, determineerbaarheid, monitoringsmethode, gebiedspecifiek element, indicatorwaarde (vb. kenmerkendheid, beheergevoeligheid, etc.), tijd- en kostinvestering voor inventarisatie, in de lijst werd weerhouden. Het resultaat werd voorgelegd aan de soortenexperts die de eerste voorstellen corrigeerden of soorten aanvulden die voldeden 60

aan de criteria. Tabel 12 geeft een overzicht van de geraadpleegde experts bij het samenstellen van de multisoortenlijsten. Op basis van de aangeleverde expertkennis, ecologische info uit de literatuur en in overleg met Natuurpunt-studie (Wouter Vanreusel) werden de uiteindelijke finale multisoortenlijsten “met op te volgen soorten” opgesteld. Natuurpunt is één van de belangrijkste vertegenwoordigers van de erkende reservaten waar beheermonitoring op basis van de multisoortenbenadering binnenkort ingang zou vinden. Hoogstwaarschijnlijk zullen vrijwilligers ingeschakeld worden om gegevens te verzamelen. Het is dus enorm belangrijk dat de soorten praktisch werkbaar zijn ook voor deze doelgroep. Alleen op deze wijze kunnen we in de toekomst komen tot gestandaardiseerde en uitwisselbare gegevens om zo tot een krachtigere steekproef per natuurdoeltype en een écht geïntegreerd beeld over de reservaten heen te bekomen. Het uitvoeren van de protocols beheermonitoring binnen de aangewezen natuurreservaten zou in de toekomst eveneens een taak worden voor initieel minder ervaren vaste medewerkers op de buitendiensten van ANB. Op termijn en gecoördineerd door INBO, zou dit team uitgroeien tot een min of meer vaste groep van getrainde waarnemers voor de gestandaardiseerde monitoring. Voor sommige natuurtypen is het zeer moeilijk een uitgebreide multisoortenlijst op te stellen omdat het leefgebied van de soorten die in aanmerking komen, bestaat uit een combinatie van verschillende natuurtypen. Veel diersoorten laten zich touwens maar specifiëren tot op het niveau van natuurtypegroep. Wanneer tijdens de selectie erg weinig pure kensoorten werden gevonden, werd soms overwogen om ook minder strikt aan het natuurtype gebonden soorten in de multisoortenlijst op te nemen. Een voorwaarde hierbij was dat het natuurtype een essentieel onderdeel uitmaakt van hun leefgebied of dat de soort indicatief is voor bepaalde systeemkenmerken van het natuurtype. Zo kunnen bepaalde weidevogels multisoort zijn op het niveau van natte en vochtige graslanden en zo terecht komen op de lijsten voor dotterbloemgrasland, kamgrasweide en periodiek overstroomde graslanden, of werd de Wulp multisoort voor zowel natte


heide als voor natte hooilanden afhankelijk van zijn habitatvoorkeuren in verschillende ecoregio’s (zie bijlage 16). In sommige gevallen kan de multisoortenlijst aangevuld zijn met plantensoorten, fungi of (korst)mossen zolang deze aan de criteria voldoen en extra informatie aanleveren die niet door fauna kan worden ingevuld.

De multisoortendatabank is opgebouwd uit verschillende deelmodules (zie Figuur 7): •

4.1.4.5 Multisoortendatabank Om de selectieprocedure van multisoorten te vergemakkelijken werden alle kandidaatsoorten gegroepeerd in de databank met opname van zoveel mogelijk soortinformatie, zowel voor multisoorten als voor gebiedspecifieke soorten. Deze multisoortendatabank heeft een drievoudige functie: • • •

Ondersteuning bij selectieprocedure multisoorten Het opvragen van soortenlijsten en soortenfiches Ondersteuning bij de verwerking en interpretatie van gegevens

In de eerste plaats diende de databank als instrument om per natuurdoeltype en ecoregio soorten uit te kiezen die voldeden aan de multisoortencriteria en in de tweede plaats om over de uiteindelijk weerhouden soortenlijsten relevante informatie op te vragen. Per reservaat werd ook een lijst van gebiedspecifieke soorten opgenomen en werd aangegeven of die al dan niet monitorbaar zijn volgens de standaardmethoden uitgewerkt voor multisoorten (zie 8.2.3).

• •

•

•

Soortmodule met alle in Vlaanderen te verwachten soorten voor de belangrijkste taxonomische groepen (hogere planten, vlinders, sprinkhanen, vogels, libellen, lieveheersbeestjes) en RLsoorten en aanvullingen voor andere relevante soortgroepen (zoogdieren, spinnen, fungi, (korst)mossen, kevers, andere invertebraten, … ). Verschillende gelinkte tabellen leveren de soortspecifieke achtergrondinformatie (RLstatus, verspreiding, homogeniteit verspreiding, habitat, monitoringsdetails en -tips, indicatieniveau, trofieniveau, etc.) natuurtypenmodule met hiërarchische indeling van natuurtypen multisoortenselectie voor de reeds behandelde natuurdoeltypen, gekoppeld aan soortenmodule, ecoregio en natuurtype gebiedsmodule met de in beheermonitoring opgenomen natuurreservaten (visiegebieden). Deze zijn ingedeeld per ecoregio en hieraan zitten de meetlocaties gekoppeld (proefvlakken, transecten, PQ’s, fuiklocaties, broedvogeltelpunten). De proefvlakken zijn gekoppeld aan hun respectievelijke natuurdoeltypen via de natuurtypenmodule. Module voor gebiedspecifieke soorten met een koppeling van op te volgen aandachten streefdoelsoorten aan natuurreservaat (“visiegebied”) ten gunste van de integratie van gebiedseigen monitoring.

Aan de hand van een selectieformulier kunnen zowel multisoorten als gebiedspecifieke soorten opgevraagd worden en kan per soort een uitgebreide soortfiche met belangrijke informatie waaronder monitoringtips opgevraagd worden.

De databank met veldgegevens zit via de gebiedmodule direct gekoppeld aan de multisoortendatabank. Het geheel is op dit moment uitgewerkt als een SQL-databank op de INBO-server. De databank met veldgegevens uit de monitoring van 2006 is bijgeleverd als meta-informatie bij de CDrom.

De databank bevat niet alleen informatie die bijdroeg tot de selectie, maar ook soortspecifieke (achtergrond)informatie die kan dienen als informatiebron bij de verwerking en interpretatie van monitoringgegevens (soortgroepen, ecologisch functionele groepen, indicaties, etc.).

4.1.4.5.1 Interpretatieniveau multisoorten: Het noteren van de aanof afwezigheid of een inschatting maken van aantallen per soort maakt geen wezenlijk verschil wat betreft de geleverde veldwerkinspanning.


61

Het gebruik en de interpreteren van de multisoortgegevens kan echter op verschillende niveaus gebeuren:

soort(groep), of door gewichten toe te kennen voor indicaties van voortplanting (nesten, eieren, koppels, juvenielen).

1. louter aan-afwezigheid 2. aantallen 3. criteria voor leefbare populatie: via een weging op basis van aantallen en /of indicaties voor reproductie

Bij het in rekening brengen van het aantal waargenomen individuen per soort moet idealiter jaarlijks gemonitord worden. Anders wordt de kans op misinterpretaties door jaarlijkse fluctuatie en populatiecycli te groot.

Voor de eenvoud kan in eerste instantie gewerkt worden met louter aan-of aanwezigheid van soorten en per locatie de proportie waargenomen soorten van de totaallijst. Om betekenisvol te zijn voor beheermonitoring zouden de soorten in principe moeten voorkomen als leefbare populatie binnen de onderzochte gebieden. Het is echter erg moeilijk om te bepalen hoeveel individuen, koppels, nesten, juvenielen of andere indicaties waargenomen moeten worden om te besluiten tot een leefbare populatie. Voor veel soorten is zelfs (nog) niet geweten wat de minimale populatiegrootte is, laat staan hoeveel individuen er waargenomen moeten worden om te besluiten dat aan dit criterium is voldaan. Eventueel kan wel gewerkt worden met het inbouwen van gewichten bovenop aan-afwezigheid zoals indicaties voor de aanwezigheid van een leefbare populatie. Dit kan bijvoorbeeld door het vooraf definiëren van een minimum aantal waar te nemen individuen per

62

Voor sommige natuurdoeltypen zullen de multisoortenlijsten wegens de strikte selectiecriteria en lacunes in de soortenkennis niet altijd compleet zijn om werkelijk alle systeemkenmerken van die natuurtypen te dekken. In dergelijke gevallen is de multisoortenlijst vooral te beschouwen als een indicator voor de compleetheid van typische fauna en vervolledigen de andere metingen voor structuur, abiotiek en flora de evaluatie. Vandaar ook dat een gecombineerde evaluatie steeds aangewezen is. Voor een gebiedseigen evaluatie kan de multisoortenlijst aangepast worden afhankelijk van de lokale situatie. Als bijvoorbeeld de totaal geplande oppervlakte aan natuurdoeltype lager ligt dan vereist voor één van de soorten in de multisoortenlijst of een bepaald systeemkenmerk nooit haalbaar zal zijn, dan kan overwogen worden de hiervoor indicatieve soort niet te laten meetellen in de beoordeling.


MULTISOORTENDATABANK Multisoortenselectie Soortmodule

Met definitieve toelichting voor selectie

Ecoregio’s

Met gedetailleerde soortinformatie

Gebiedspecifieke soorten Met indicatie voor monitorbaarheid volgens standaard protocol

Gebiedmodule

Natuurtypenmodule Volgens nieuwe hiërarchische indeling

Proefvlakken Met gekoppeld: •PQs •transecten •fuiken •telpunten •proefvlakcirkels

GEGEVENSDATABANK Monitoringsgegevens 2006

Figuur 7. Schematisch overzicht met de hoofdstructuur en relaties van uitgewerkte databanken voor beheermonitoring. Een eerste hoofdmodule, de “Multisoortendatabank”, groepeert soortinformatie, meer specifiek over de selectie van de multisoorten afhankelijk van ecoregio en natuurtype. Daarnaast bevat deze module nog informatie over monitorbare gebiedspecifieke aandachtsoorten (in het kader van de monitoring in 2006). Een tweede module, de “Gegevensdatabank”, bevat de monitoringsgegevens uit de monitoringronde van 2006.

4.1.5 Distance-to-target ABIOTIEK Zeker voor de vochtige en natte natuurdoeltypen is het belangrijk een gedetailleerd idee te verkrijgen over de bodemwaterhuishouding. Informatie over de vochttoestand is enerzijds te achterhalen via de indicatiegetallen van de aangetroffen plantensoorten (Ellenbergwaarden). Aan de hand van dergelijke Ellenbergwaarden kan ook een indicatie worden gegeven over andere abiotische factoren zoals lichtinval, zuurtegraad van de bodem en voedselrijkdom (stikstof in de bodem) (Ellenberg 1991). De zogenaamde “suited-species score” levert als het ware “performantie indicatoren” die getoetst kunnen worden aan de karakteristieke vereisten van het natuurdoeltype (te droog, te licht, zuurtegraad, stikstofgetal, etc…) (Hurford & Schneider 2006; Hennekens et al. 2001). Referentiewaarden en bandbreedtes voor

de Ellenbergindicaties zijn per natuurdoeltype terug te vinden in Bal et al. (2001). Een groot voordeel bij deze benadering is dat geen extra tijd- en budgetrovende metingen en labo-analyses nodig zijn. Een groot nadeel echter, is dat vegetaties dikwijls naijlen op de heersende ecologische condities en een sterk vertekend of te achterhaald beeld kunnen geven. Behalve dat de milieucondities kunnen worden afgeleid van de indicatiegetallen van voorkomende planten, zijn peilbuismetingen een betrouwbaardere methode om een exact en directer signaal te verkrijgen over grondwaterstanden en –amplitude. Zo staan in alle verdrogingsgevoelige terreinen best peilbuizen om de grondwaterstand te meten. Door op deze manier te meten, worden veranderingen sneller opgespoord dan als afgeleide van de vegetatie (Wiertz et al 2007). Op die manier vormen peilbuismetingen in vergelijking tot de


63

eerder trage verandering in samenstelling van de flora een beter “early-warning” signaal voor ongewenste evoluties in de grondwaterhuishouding. Daarom stellen we voor om daar waar relevant, extra peilbuizen te plaatsen. Het INBO kan hierbij bijstaan door te onderzoeken en bepalen of het bijplaatsen van piëzometers al dan niet relevant is op basis van het reeds uitgebouwde WATINA-meetnet en expertise. Uit (langdurige) tijdreeksen van peilmetingen kunnen volgende hydrologische stuurvariabelen belangrijk voor het voorkomen van vegetatieypen bepaald worden (Laurrijsens et al. 2007): • • • •

64

Gemiddelde (GLG) Gemiddelde (GHG) Gemiddelde (GVG) Duur laagste

laagste grondwaterstand hoogste grondwaterstand voorjaarsgrondwaterstand

• •

Amplitude Inundatieduur

Hierbij dient in rekenschap gebracht te worden dat het om gemiddelde gaat van jarenlange opvolging van grondwaterpeilen. Bij korte tijdreeksen moet ermee rekening gehouden worden dat mogelijk toevallige schommelingen worden gedetecteerd en dat dit niet altijd een trend indiceert. Voor het bepalen van een optimum of referentiewaaren per natuurtype om aldus tot een distance-to-target-benadering te komen voor de hydrologie verwijzen we naar Laurrijssens et al. (2007), Callebaut et al. (2007), De Becker (2005), De Becker et al. (2004) en de WATINA-databank (INBO) voor de Vlaamse referenties (zie ook Tabel 13) en Nederlandse gegevens in Aggenbach et al. (1998), Bal et al. (2001), als Vlaamse gegevens ontbreken.

grondwaterstand


Tabel 13. Vegetatietypen die opgenomen zijn in het model NICHE Vlaanderen (naar Callebaut et al. 2007). Voor de weergegeven vegetatietypen zijn Vlaamse referentiewaarden uitgewerkt.

Groep Bos Bos Bos Bos Bos Bos Ruigte Ruigte Ruigte Ruigte

Ruigte

Ruigte Ruigte Grasland Grasland

Grasland Grasland Grasland Grasland Grasland Grasland Heide Heide Heide Heide Heide

Heide

Heide

Wetenschappelijke Naam Sphagno‐Betuletum Carici elongatae‐Alnetum Macrophorbio‐Alnetum Pruno‐Fraxinetum Carpinion betuli Betulo‐Quercetum roboris Caricion gracilis Filipendulion Galio ‐ Alliarion RG Phalaris arundinacea‐[Convolvulo‐Fi lipendulion] RG Juncus effusus‐[Molinietalia/Lol io‐Potentillion] Magnocaricion met Phragmites RG Glyceria maxima‐[Phragmitetea] Caricion nigrae Caricion davallianae

Lolio‐Potentillion anserinae Junco ‐ Molinion Calthion palustris Alopecurion pratensis Arrhenatherion elatioris Cynosurion cristati Ericion tetralicis Oxycocco ‐ Ericion Rynchosporion albae RG Molinia caerulea [Oxycocco‐sphagnetea] RG Myrica gale [Oxycocco‐sphagnetea] Calluno ‐ Genistion pilosae

Nederlandse Naam Berkenbroekbos Mesotroof elzenbroekbos

Natuurtype code BMeb

Habitat code 91E0 91E0

Ruigte elzenbroekbos

BNare

91E0

Vogelkers‐essenbos Haagbeuken ‐ verbond Berken‐eikenbos

BVeh BDeb

91E0 9160

Verbond van Scherpe zegge Moerasspirea ‐ verbond Verbond van Look‐zonder‐look Rompgemeenschap van Rietgras

MEgzsz RNms RDlzl

Rompgemeenschap van Pitrus

-

Grote zeggevegetatie met Riet

MEgz

Rompgemeenschap van Liesgras Verbond van Zwarte zegge Knopbies ‐ verbond/ kalkmoeras

-

Zilverschoon ‐ verbond

GSzs

Verbond van Biezenknoppen en Pijpestrootje Dotterbloem ‐ verbond Verbond van Grote vossestaart

GNvv

6410

GNdb GVgv

6510

Glanshaver ‐ verbond

GVgh

6510

Kamgras ‐ verbond Dophei ‐ verbond Venige heide Hoogveenmos ‐ verbond Verbond van Veenmos en Snavelbies Rompgemeenschap van Pijpestrootje

GVkg DNdh DNdh DNhv MOws

4010 7120 7110 7150

Rompgemeenschap van Wilde gagel

SNg

Verbond van Kruipbrem

DDsh

Struikhei

en


6430

-

MMzl -

7230/72 10 7230/21 90

-

4030

65

4.1.6 Toepassing voor gebiedsgerichte monitoring: basis- en gebiedseigen monitoring

lingen gaan opvolgen wat Demeulenaere et al. (2002) behandelen als “gebiedseigen monitoring”.

De veldprotocols bedoeld voor een meetnet beheermonitoring leveren in principe een set variabelen op waarmee ook de beheerdoelstellingen van individuele reservaten kunnen opgevolgd worden volgens een 1:1 gerichte monitoring. Hierbij is het de bedoeling om het beheer binnen één welbepaald reservaat op te volgen en te evalueren. Demeulenaere et al. (2002) behandelen dit als “basismonitoring”. Bij basismonitoring wordt voor de belangrijkst nagestreefde natuurdoeltypen binnen een reservaat gemonitord. Daarnaast wil men ook vaak gebiedspecifieke beheerdoelstel-

Waar de vegetatieopnames en opvolging van fauna-multisoorten dienen om de biotische kwaliteit van natuurtypen of de doelbereiking van het beheer in functie van natuurstreefbeelden (= natuurdoeltypen) te kwantificeren en te evalueren, zowel voor meetnetmonitoring als voor basismonitoring, fungeert een opvolging van gebiedspecifieke soorten als maat voor de evaluatie van meer gebiedseigen beheerdoelstellingen. (zie schema Figuur 8)

Niveau Vlaanderen: meetnetmonitoring

Bereiking van natuurstreefbeelden = natuurdoeltypen en evaluatie beheer

BEHEERMONITORING Algemene beheerdoelstellingen Gebiedsniveau: basismonitoring

Gebiedseigen monitoring: Specifieke lokale/regionale beheerdoelstellingen

Specifieke (zeldzame) natuurdoeltypen, natuurherstel, omvormingsbeheer, ... Gebiedspecifieke soorten: aandachtsoorten + streefdoelsoorten Lokaal nagestreefde functies, soortbeschermingsplannen, ...

Figuur 8. Schematisch overzicht met invulling van beheermonitoring op het niveau van meetnetmonitoring, op het niveau van een meer gebiedsgerichte monitoring bestaande uit basismonitoring en gebiedseigen monitoring sensu Demeulenaere et al. (2002). Beide monitoringsniveaus hebben als algemene doelstelling om het beheer voor het behoud of de ontwikkeling van natuurdoeltypen relevant op het niveau van Vlaanderen te evalueren. Meer gebiedspecifieke beheerdoelstellingen zijn het instandhouden of ontwikkelen van lokaal of regionaal belangrijke natuur(doel)typen, van aandachten streefdoelsoorten (waaronder eventueel ook habitatrichtlijnsoorten), of bepaalde ecologische functies of soortbeschermingsplannen (paaiplaatsen creëeren, steile oeverwanden voor oeverzwaluw, vleermuiskasten, etc.). De in dit rapport uitgewerkte protocols kunnen dienen voor zowel een meetnet- als voor een basismonitoring en indien specifieke multisoortenlijsten worden uitgewerkt, voor de monitoring van lokaal belangrijke natuurdoeltypen. Voor de andere gebiedseigen aspecten zoals gebiedspecifieke aandachten streefdoelsoorten of het evalueren van lokaal nagestreefde functies dienen andere methodes en bijkomende monitoring te worden uitgevoerd. De gebiedspecifieke soorten kunnen gedeeltelijk worden opgevangen in de bestaande methode (zie tekst).

66


De evaluatie van een 1:1 gebiedgerichte basismonitoring kan opgesplists worden in 2 aspecten: 1. Standaard doelbereiking van de natuurstreefbeelden, natuurdoeltypen 2. Lokale doelbereiking: evaluatie van omvormingsbeheer, natuurherstel, lokale aandachten streefdoelsoorten, instandhouding van habitatrichtlijnsoorten, etc. Het grote verschil tussen een meetnetmonitoring en een basismonitoring ligt vooral in de opzet en de keuze van meetlocaties. Een heel reservaat opvolgen is niet haalbaar. Het kiezen van meetlocaties voor basismonitoring in een reservaat hangt gedeeltelijk af van de beheeraanpak: 1. Patroongericht beheer: maximaal drie proefvlakken per meest belangrijke natuurdoeltype met een uniform beheer zou volstaan (cfr Demeulenaere et al. 2002) 2. Procesgericht beheer: hier wordt geopteerd voor de aanpak via proefvlakcirkels (zie Tabel 14 en 9.2). Het aantal proefvlakcirkels hangt dan af van de grootte van het gebied en kan bijgestuurd worden afhankelijk van de middelen.

Gebiedspecifieke abiotiek: 3. lokaal bijzondere abiotiek: bijplaatsen van extra peilbuizen: gebeurt best in overleg met de coördinatoren van het WATINA-meetnet.

4.1.6.1 Hoe rekening houden met gebiedspecifieke doelsoorten? In beheerplannen word gewoonlijk een lijst opgesomd van lokaal belangrijke aandachten streefdoelsoorten. Onder aandachtsoorten verstaan we Rode-Lijstsoorten of lokaal belangrijke soorten die reeds in het gebied aanwezig zijn. Onder streefdoelsoorten verstaan we soorten die regionaal aanwezig zijn, maar nog niet binnen het gebied, of die in het verleden voorkwamen en waarvoor een zekere kans op herverschijnen bestaat. Gebiedspecifieke soorten zijn de gecombineerde lijst van aandachten streefdoelsoorten. In het belang van lokale beheerders is het wenselijk om zoveel mogelijk informatie te vergaren over de aanwezigheid van gebiedspecifieke soorten. 4.1.6.1.1 Gebiedspecifieke flora De opvolging van gebiedspecifieke flora kan op twee manieren gebeuren. •

Hoe de in dit rapport uitgewerkte veldprotocols inpasbaar zijn, staat samengevat in Tabel 15. Extra ingebouwde modules ten gunste van kenniswerving voor lokale doelstellingen die aan het algemene schema kunnen worden toegevoegd zijn: Gebiedspecifieke soorten: 1. lokale flora: is reeds voorzien in standaardprotocols omdat perceelsdekkende vegetatieopnames met opname van de volledige planten biodiversiteit worden uitgevoerd (PQ’s, en kartering van gebiedspecifieke soorten. 2. lokale fauna: maximale inbouw van monitorbare gebiedspecifieke soorten volgens het standaardprotocol. Bijkomende monitoring en specifieke methode voor overige gebiedspecifieke soorten

•

In de standaardprotocols voor beheermonitoring wordt aangeraden alle plantensoorten op te volgen (zie 4.1.3). Op die manier worden ook de gebiedspecifieke soorten niet uit het oog verloren en kunnen nieuw verschenen RodeLijst soorten worden gedetecteerd. Afhankelijk van de middelen of de kennis van de uitvoerders zou ook geopteerd kunnen worden voor een simpelere versie waarbij alleen kensoorten worden beschouwd en behandeld worden als een soort “floramultisoortenlijst” die de afstand tot het natuurdoeltype nagaat. Aan deze lijst kunnen ook lokale doel – en aandachtsoorten worden toegevoegd. In dit scenario staat het de lokale beheerder vrij om te beslissen om naast de natuurdoeltypespecifieke ook gebiedspecifieke soorten extra op te volgen. Nadelen zijn dat nieuw verschenen Rode-


67

Lijstsoorten mogelijk over het hoofd worden gezien en dat er geen uitspraken gedaan zullen kunnen worden over de vegetatiesamenstelling want hiervoor zijn opnames van de volledige vegetatie nodig.

voor een meer uitgebreide evaluatie van gebiedseigen beheerdoelstellingen 4. 1 + 2 of 3 aangevuld met “bijkomende waarnemingen”: Meer specifiek worden alle soorten van de volgende beter gekende diergroepen mee opgenomen:

Het gedetailleerd opvolgen van floristische Rode-Lijst en/of aandachtsoorten of erg lokale bijzondere vegetaties kan gebeuren aan de hand van (extra) PQ’s (zie hoofdstuk 8.2.2.2) en/of florakarteringen (zie hoofdstuk 11.1).

4.1.6.1.2 Gebiedspecifieke fauna Voor een goede opvolging van gebiedspecifieke diersoorten gebeurt best eerst een screening. In de eerste plaats kan uitgemaakt worden welke gebiedspecifieke soorten vermeld in het beheerplan inpasbaar zijn het algemeen monitoringschema van beheermonitoring, m.a.w. volgens de multisoortenaanpak, en welke niet. Criteria die hierbij een rol spelen, zijn de herkenbaarheid en waarneembaarheid op het terrein. Naast multisoorten en inpasbare gebiedspecifieke soorten zullen de toegepaste veldmethoden ertoe leiden dat ook bijkomende waarnemingen worden gedaan van relatief gemakkelijk herkenbare diersoorten. Dit levert gegevens op die van belang kunnen zijn voor een betere kennis van de algemene biodiversiteit in het gebied en als aanvulling kunnen dienen bij een gebiedsinventaris. Vier niveau’s van fauna-waarnemingen voor de evaluatie van lokale beheerdoelen: Afhankelijk van de doelstelling van de monitoring en de middelen stellen we vier “niveau’s” van soortwaarnemingen voor: 1. multisoortenmonitoring: voor de evaluatie van doelbereiking van natuurdoeltypen 2. Aangevuld met methodisch “inpasbare” gebiedspecifieke soorten: voor de evaluatie van gebiedseigen beheerdoelstellingen 3. Aangevuld met gebiedspecifieke soorten waarvoor bijzondere waarnemingsmethoden vereist zijn: 68

1. 2. 3. 4. 5. 6. 7.

Amfibieën Reptielen Libellen en waterjuffers Lieveheersbeestjes Sprinkhanen en krekels Dagvlinders Vogels

De meerwaarde van “bijkomende waarnemingen”: a.

b.

Rode-Lijst soorten onbekend voor het gebied of de regio worden gedetecteerd waardoor het lokale beheer hierop kan worden afgestemd de multisoortenlijsten zijn vooral op voornoemde diergroepen gebaseerd. Als uit de monitoring blijkt dat beheerdoelen moeten worden bijgesteld, dan kan bij toepassing van verandering van doeltype toch voldoende informatie uit voorgaande ronden aanwezig om met terugwerkende kracht het beheer te kunnen evalueren

Alsdusdanig wordt zonder bijkomende inspanningen belangrijke informatie gewonnen. De enige meerkost ligt dan bij de uitvoerders met minder veldkennis; die moeten zich extra inwerken om de bijkomende soorten te leren herkennen. Meer details over de te volgen methode zijn te vinden in 11.2.

4.1.6.2 Lokale abiotiek Door de random selectie van meetlocaties voor een meetnetmonitoring zullen bijzondere of afwijkende situaties die voor de opvolging op lokaal niveau juist erg belangrijk zijn, niet altijd gedekt zijn. Het opvolgen van de grondwaterstanden en de waterkwaliteit is een zeer belangrijk deelaspect bij de beoordeling van grondwaterafhankelijke natuurdoeltypen. In zulke gevallen kunnen op die plaatsen bijkomende peilbuizen geplaatst worden, maar de planning en afspraken ervan maakt deel uit van het WATINA-meetnet


en wordt best met de betrokken coördinatoren geregeld. Een handleiding voor het plaatsen van peilbuizen is terug te vinden in 10.1.

4.1.7 overzicht “distance-totarget” metingen Tabel 15 geeft een overzicht van de verschillende deelpaketten die in deze methodiek zijn opgenomen. Tevens is aangeduid wat er standaard relevant is voor beheermonitoring zowel op Vlaams niveau als voor de evaluatie op gebiedniveau. Voor dit laatste aspect wordt opgegeven welke extra’s kunnen worden opgenomen voor de evaluatie van lokale beheerdoelstellingen.

4.2 BEHEERMONITORING EN INTEGRATIE MET ANDERE MONITORINGSPROGRAMMA’S Er kunnen verschillende (andere) monitoring- of inventarisatiepaketten aan de standaardmethode worden toegevoegd om ervoor te zorgen dat zoveel mogelijk gegevens worden opgemeten van belang voor de lokale beheerdoelstellingen of algemene soortkennis. Wel dient opgemerkt dat eventueel een uitgebreid of aangepast monitoringsschema nodig is als men een (basis) gebiedinventaris of soortspecifieke monitoring als doel heeft. Indien men lokaal een doorgevoerde inventaris wenst uit te voeren, wordt de hier voorgestelde aanpak best uitgebreid en uitbesteed aan een gespecialiseerd team, bv. een studiebureau.


69

Opmaak van een kaart met natuurstreefbeelden in de vorm van natuurdoeltypen

Monitoringsaanpak Opstellen kaart met uniforme beheereenheden

Rapportage Beheereenhedenkaart (best als GIS-laag)

Beschrijving en opvolging van de structuurvariatie in de vorm van structuurkarteringen (best als GIS-laag), structuuropname, verbossingsparameters

Kaart met Proefvlakcirkels (best als GIS-laag)

Proefvlakkenkaart (best als GISlaag)

Vergelijking van de huidige situatie met de streefbeeldenkaart en indien voorhanden met de uitgangsituatie (best als GISlaag).

Tabel 14. Samenvatting aanpak voor een gebiedgerichte beheermonitoring of basismonitoring.

Monitoringsonderdeel Beheerkartering

Natuurstreefbeeldenkaart

9.2

Kartering van de huidige natuurtypen Aan de hand van de kaart met uniforme beheereenheden en natuurdoeltypen wordt een nieuwe kaart met uniforme beheerde natuurdoeltypen verkregen. Op basis hiervan worden proefvlakken (maximum 2ha) afgebakend en geselecteerd (bvb per gebied maximum 3 proefvlakken per natuurdoeltype met éénvormig beheer) Als gebieden of grote percelen onder een éénvormig beheer staan maar een dynamisch mozaïek van natuurtypen als beheerdoelstelling voor ogen hebben dan wordt de aanpak via proefvlakcirkels aanbevolen Proefvlakdekkende of proefvlakcirkeldekkende structuuropname, inclusief foto’s


Hoofdstuk Demeulenaere et al. (2002): 3.4.1 Module 1: beheerkaart Zie ook 3.2.5.2 en 3.3.3 in dit rapport Demeulenaere et al. (2002): 3.4.1 Module 1: beheerkaart Zie ook 3.2.5.1 en 3.3.2 in dit rapport 9.1.1 3.3.4

Proefvlakselectie bij procesgericht beheer ( mozaiëk of “wastine”-aanpak)

8.1 9.2.1.2

Gebiedkartering Proefvlakselectie bij patroongericht beheer (geperceleerde aanpak)

Structuurkartering en opname

70

8.2.3

10.1

8.2.2.2 11.1

Multisoortenaanpak

Abiotiek: Opvolgen grondwaterstanden

Gebiedseigen aspecten

4.1.6.1

Hoofdstuk 8.2.2.1 9.2.1.3

Monitoringsonderdeel Vegetatieopnames

best alle soorten minstens voor kensoortenlijst van natuurdoeltype


Gebiedspecifieke fauna: Soort(groep)en inpasbaar in de protocols van de multisoortenaanpak worden toegevoegd aan de soortenlijsten niet-inpasbare soort(groep)en worden best opgevolgd volgens een aangepaste planning en veldtechnieken (bv. nachtvogels, vleermuizen, invertebraten met bodem- en vliegvallen). De uitvoering gebeurt dan best door experts (bv. studiebureau’s)

Multisoorten: aantalschatting per soort en/of nagaan of er een populatie bestaat: Geperceleerde aanpak: binnen de gekozen proefvlakken proefvlakdekkend en in vaste trajecten (1 tot 3 per proefvlak), telpunten of fuiken Mozaïekaanpak: gebiedsdekkend multisoortentraject en binnen proefvlakcirkels Aangeven in welke bodemtypes grondwaterstanden opgevolgd moeten worden (dit vormt een onderdeel van het WATINAmeetnet) Gebiedspecifieke flora

-

Monitoringsaanpak Proefvlakdekkende of proefvlakcirkeldekkende vegetatieopnamen:

Opvolgen van aandachten streefdoelsoorten

Opvolgen van aandachten streefdoelsoorten

Beoordeling van natuurlijke grondwaterschommelingen

De multisoortentrajecten, fuiken telpunten worden vastgelegd en best gedigitaliseerd

Rapportage Kwantificeren van natuurtypen op basis van plantensoortensamenstelling en bedekking van individuele soorten: er wordt bepaald hoeveel % de locatie van het optimum verwijderd is Beoordeling van de volledigheid van het natuurdoeltype op basis van de multisoortenlijst

71

Gebiedkartering

Niveau meetlocatie Gebied

Vergelijken van kaarten met huidige toestand en samenstelling qua natuurtypen van het gebied met streefkaarten Vergelijken van kaarten met huidige toestand en samenstelling qua structurele (natuurtype)-elementen tegenover het optimum voor het desbetreffende natuurdoeltype Beschrijven van de aanwezigheid, plaatsbepaling en spreiding van gebiedspecifieke soorten en RodeLijst soorten met vergelijking en beoordeling t.o.v. vorige karteringen.

Beoordelingsmethode en rapportage

Oppervlakte doelbereiking: basismonitoring Kwaliteit doelbereiking: meetnet-, basismonitoring + evt. gebiedseigen monitoring Gebiedseigen monitoring

Evaluatieniveau

Tabel 15. Overzicht van de verschillende monitoringmodules, het niveau van meetlocatie waarop ze betrekking hebben met de bijhorende beoordelingswijze en het evaluatieniveau

Methode Karteringen Proefvlak(cirkel) / beheereenheid

Beoordeling van specifiek verwachte structuurvariatiekenmerken van het natuurdoeltype, met vergelijking t.o.v. vorige opnames

Bepaling van het huidige vegetatietype en beoordeling van de ontwikkelingsgraad tot het natuurdoeltype a.h.v. de volledigheid van kensoorten met vergelijking t.o.v. vorige situaties

Structuurkartering

(tezamen met structuurkartering) Proefvlak(cirkel) / beheereenheid

Kwaliteit doelbereiking: meetnet-, basismonitoring + evt. gebiedseigen monitoring

Kwaliteit doelbereiking: meetnet-, basismonitoring + evt. gebiedseigen monitoring Kwaliteit doelbereiking: meetnet-, basismonitoring + evt. gebiedseigen monitoring

PQ’s: 1 tot max 3 per beheereenheid

Florakartering

Structuuropname

Proefvlakdekkend a.h.v. Tansleyschaal Permanente kwadraten a.h.v. Londoschaal


gebiedseigen monitoring


Opvolgen en beoordelen dan de natuurlijke grondwaterschommelingen en -dynamiek


Beoordelen van de volledigheid van lijst met monitorbare gebiedspecifieke aandachten streefdoelsoorten

Opvolgen en beoordelen dan de chemische samenstelling van gronden oppervlaktewater


Proefvlak(cirkel) / beheereenheid (evt. uitgebreid tot gehele reservaat) Proefvlak(cirkel) / beheereenheid (evt. uitgebreid tot gehele reservaat) Proefvlak(cirkel) / beheereenheid (evt. uitgebreid tot gehele reservaat)

Bepaling van het huidige vegetatietype en beoordeling van de ontwikkelingsgraad tot het natuurdoeltype a.h.v. de volledigheid van kensoorten met vergelijking t.o.v. vorige situaties. Het (blijven) opvolgen van vegetaties in het kader van het lokale, gebiedspecifiek belang Beoordelen van de volledigheid van het natuurdoeltype a.h.v. de volledigheid van de multisoortenlijst

Proefvlak(cirkel) / beheereenheid, (evt. uitgebreid tot gehele reservaat) Proefvlak(cirkel) / beheereenheid

Vegetatieopnames

Multisoorten

Chemische analyse gronden oppervlaktewater

Peilbuismetingen

Gebiedspecifieke soorten

Fauna

Abiotiek

72

5 UITVOERING VAN DE VELDPROTOCOLS IN 2006 Twaalf reservaten werden voorgesteld vanuit de buitendiensten van de voormalige afd. Natuur. Een analyse van de spreiding en oppervlakte van de gemeenschappelijke natuurdoeltypen leverde uiteindelijk 9 natuurdoeltypen op die in aanmerking kwamen om er veldprotocols voor op te stellen en een initiële steekproef uit te nemen, zijnde: 1. Circumneutraal stilstaand water (WSC) 2. Rietmoeras (MErm) 3. Gewoon kamgrasgrasland (GVkgg) 4. Dotterbloemgrasland (GNdb) 5. Vochtig heischraal grasland (GHv) 6. Droog heischraal grasland (GHdg) 7. Natte heide (DNdh) 8. Droge heide (DDsh) 9. Zomereiken-berkenbos (BDebz) In 2006 werd het uitvoeren van de veldprotocols uitbesteed aan studiebureaus (Aeolus: Antwerpen, Vlaams Brabant, Limburg, en Econnection: Oost- en WestVlaanderen) dit om: 1. de haalbaarheid van de methode te testen 2. een eerste aanzet te geven tot de daadwerkelijke uitvoering van een in de toekomst meer continue en gestandaardiseerde monitoring 3. aan de hand van de gegevens een eerste verwerking uit te voeren en de mogelijkheden van de monitoringsgevens te exploreren Hierbij stond het INBO in voor de begeleiding bij de uitvoering en het uittesten van de veldprotocols op het terrein en voor de gegevensdoorstroming. Een initiële verwerking en interpretatie van de resultaten van deze monitoringsronde wordt besproken in een andere deelrapport (De Cock et al. 2008a).

6 VOORUITZICHTEN Onderstaande punten duiden aan welke invulling INBO kan leveren bij een verdere uitbouw van beheermonitoring, zowel bij een uitbreiding voor meetnetmonitoring als voor de uitwerking van methodes voor de evaluatie van het lokaal beheer: 1. Wat betreft meetnetmonitoring: het uitbreiden van de steekproef, m.a.w. de keuze van extra gebieden/proefvlakken in volgende jaren (2008-….) naar de uitbouw van een statistisch verantwoord meetnet (+ ondersteuning bij het standaardiseren van de informatie uit GISlagen met beheertypen en natuur(doel)typen, en uit beheerplannen). 2. Organiseren van een kwaliteitscontrole op de uitvoering van de monitoring (bvb a.h.v. een steekproefsessie van parallelle opnamen evt. aangevuld met een intensievere inventarisatie waarvan de gegevens gebruikt kunnen worden om multisoortenlijsten wetenschappelijk te ondersteunen en te evalueren. 3. Evt. uitbreiden en publiceren van multisoortenlijsten voor bijkomende natuurdoeltypen en indien nodig het bijstellen van bestaande lijsten. 4. Coördinatie van het veldwerk en (coördinatie van de) training van de uitvoerders op het terrein (evt. via trainingsprogramma’s in samenwerking met Natuurpunt, Inverde of andere cursussen). 5. Continue screening en verwerking van de gegevens en interpretatie van de resultaten. 6. Aanvullen en coördineren van het beheer van de gegevensdatabanken m.b.t. beheermonitoring 7. Doorstroming van waarnemingen naar andere projecten (vb. verspreidingsgegevens van verschillende soortgroepen, RodeLijst- soorten) 8.

Contact en terugkoppeling verzorgen met (andere) instanties actief met beheer, natuurbehoud en monitoring (stuurgroep(en), NARA, Natuurpunt, VLM, wetenschappelijke instellingen in binnen- en buitenland)


73

9. Afstemmen van de beheermonitoringmethodologie binnen het kader van het strategisch project monitoring & inventarisatie

7 ALGEMENE CONCLUSIE CONCEPT Uit hoofdstukken 3.2 en 3.3 blijken een aantal bedenkingen wat betreft de haalbaarheid van een meetnetprogramma beheermonitoring. De voornaamste punten zijn: •

Nood aan een voorbereidende ontwerpfase voor de opbouw van een meetnet

•

Nood aan duidelijkheid over het uitspraakniveau: -

een monitoringsprogramma kan niet dienen om zowel globale als lokale vraagstellingen te beantwoorden

-

natuurdoeltypen en beheertypen waarover uitspraken gewenst en mogelijk zijn

Het vorige hangt samen met de nood aan geschikt uitgangsmateriaal (GIS-lagen) om een goed overzicht te krijgen over de steekproefmogelijkheden bij het meetnetontwerp. •

Nood aan een idee over het gewenste detectieniveau van aanvaardbare verandering (nood aan een poweranalyse): -

Hieruit kan de effectief vereiste steekproefgrootte bepaald worden met als randvoorwaarde het beschikbare budget op langetermijn

Dit alles vraagt om een verder planmatig overleg en samenwerking tussen de veschillende betrokkenen over de verwachtingen, keuzes, middelen voor continue monitoring en de verdere aanpak (zie ook: 3.2). Alleen op deze manier is de uitbouw van een weloverwogen en wetenschappelijk verantwoord meetnet om de efficiëntie en effectiviteit van natuurbeheer op Vlaamse schaal in de tijd te evalueren, mogelijk en zinnig. 74

De hier uitgewerkte methode is ook bruikbaar voor de evaluatie van individuele reservaten, zeker wat betreft de zogenaamde “basismonitoring” waarbij het beheer voor één of enkele van de belangrijkste natuurdoeltypen in een reservaat wordt opgevolgd en geëvalueerd. Voor het opvolgen van natuurtypen die erg zeldzaam zijn waardoor ze niet in aanmerking komen voor een meetnetmonitoring, maar die men wel lokaal wil opvolgen, dienen wel bijkomende multisoortenlijsten opgesteld te worden en moet eventueel nagegaan worden welke aspecten van abiotiek of structuurkenmerken extra moeten worden opgemeten. De methode is echter niet bruikbaar voor het evalueren van louter gebiedseigen doelstellingen, zoals het opvolgen van gebiedspecifieke soorten of lokale ecologische functies. Wel kunnen de veldprotocols voor vegetatieopanmen en multisoorten als basis dienen om een groot aandeel van de gebiedspecifieke soorten of een van de algemene biodiversiteit te inventariseren. Aansluitend dienen aanvullende, meer intensieve monitoringsinitiatieven ondernomen te worden om deze doelstelling te vervolledigen. Wat betreft de veldprotocols zelf zijn verschillende vereenvoudigingen denkbaar in functie van de middelen en expertise. De huidige protocols zijn nu zo gekozen dat een maximale informatie-input wordt verkregen voor een zo minimaal mogelijke veldwerkinspanning. Een verdere vereenvoudiging van de veldprotocols houdt ondanks een winst qua tijd en kost en de mogelijkheid om distance-to-target scores te bekomen, wel een belangrijk verlies in van informatie die van belang kan zijn voor verdere interpretatie, evaluatie en bijsturing van het beheer. Zo kan wat betreft de flora overwogen worden om in plaats van de volledige vegetatie, een bepaalde selectie van kensoorten of indicatieve soorten op te volgen. De Cock et al (2008a) geven een aantal voorstellen om dit verder aan te pakken. Wat betreft de structuurgegevens kan bespaard worden in het veldwerk voor de structuurkarteringen. In plaats van een veldkartering met digitalisatie uit te voeren, kan bijvoorbeeld geopteerd worden om dit te beperken tot de


oplijsting van de waargenomen structuurelementen met per element een opgave van de proportionele oppervlakte-inname binnen het proefvlak. Voor gebiedkarteringen blijft het terreinkarteren en de digitalisatie wel aangewezen omdat de spatiale configuratie en informatie een cruciaal criterium vormt bij de evaluatie. Via het organiseren van een overkoepelende werkgroep voor inventarisatie –en monitoring (ANB, VLM, Natuurpunt, INBO, studiebureaus, natuurverenigingen etc.) zou op korte termijn nagegaan moeten worden welke de wenselijke koppelingen

en afstemmingen zijn tussen verschillende lopende en toekomstige projecten: • • • • • • • •

Monitoring Monitoring Monitoring Monitoring Monitoring servaten Monitoring Eventuele de VNR’s Eventuele ven

grondwaterstanden in het kader van de HRL in het kader van KRW militaire domeinen van de erkende natuurrenatuurinrichtingsprojecten individuele monitoring van andere


monitoringinitiatie-

75

Deel 2: TECHNISCHE HANDLEIDING PROTOCOLS BEHEERMONITORING Dit deel beschrijft gedetailleerd de protocols per monitoringsthema. De selectie van meetlocaties hangt af van de beheerdoelstellingen (zie hoofdstuk 3.3.4): Patroongeoriënteerd beheer (geperceleerde aanpak): Op basis van de beheereenhedenkaart kunnen proefvlakken worden afgebakend en geselecteerd. De proefvlakken worden in dit geval beperkt tot een maximum van 2ha. Op die manier wordt de veldwerkinspanning ingeperkt. Beheereenheden kleiner dan 2ha worden dus in hun geheel als proefvlak beschouwd. Voor beheereenheden groter dan 2ha wordt een representatief deel geselecteerd dat maximaal 2ha beslaat. Procesgeoriënteerd beheer (mozaïekaanpak): In principe is het hele gebied te beschouwen als proefvlak. Hierbinnen worden proefvlakcirkels uitgezet op vastliggende rasterpunten. Dit levert een objectieve ligging en spreiding van meetpunten op. De proefvlakcirkels (afgekort PVCs) hebben een straal van 18m. Het aantal PVCs dat binnen het gebied liggen is dus afhankelijk van de vorm en ligging van het gebied t.o.v. het raster. Meer details zijn terug te vinden in hoofdstuk 1. Een overzicht van de verschillende modules is terug te vinden in Tabel 15. Het laatste hoofdstuk 12 vat samen welke thema’s er dienen bemonsterd te worden naargelang het type reservaat.

8 ALGEMENE AANPAK VOOR GEPERCELEERDE GEBIEDEN Dit deel bevat de technische details om gebieden waar een patroon geörienteerd beheer wordt gevoerd, dus met beheer76

eenheden in een geperceleerde structuur, te gaan bemonseteren. Per module van beheermonitoring (structuur, flora, fauna, abiotiek) worden praktische en technische details uiteengezet.

8.1 STRUCTUURKARTERING 8.1.1 Doel Per (deel)proefvlak wordt de fijnere structuur gekarteerd en gedigitaliseerd om een meer gedetailleerd beeld te krijgen over de aanwezigheid van structuurelementen (bvb. mantel- en zoomvegetaties, aanwezigheid kleine bosjes, poeltjes, oevervegetaties, rietzomen etc.). In principe is er geen probleem als er naar een hogere, dus algemenere categorie (vb. natuurtypegroep i.p.v. natuur(sub)type) gegrepen wordt om een structuur te typeren. Informatie over het doeltype en mogelijke ‘gedegenereerde fasen’ zal immers blijken uit de vegetatieopnamen. Bij de structuurkartering gaat het niet zozeer om gedetailleerde info i.v.m. het doeltype dat in het proefvlak opgevolgd moet worden, maar eerder om info op ‘landschapschaal’ die van invloed kan zijn op het doeltype. Deze informatie laat niet alleen toe de evolutie van de structuurvariatie binnen proefvlakken op te volgen, maar ook om achteraf vast te stellen of de creatie van dergelijke variatie wel degelijk ingevuld wordt door de te verwachten typische fauna-elementen (cfr. multisoortenlijsten) die aan het doeltype geassocieerd kunnen worden, maar die afhankelijk zijn van de ruimere structuur waarin hun (deel)habitat ligt. Dit laatste kan nagegaan worden door deze gegevens te analyseren in relatie tot de gegevens uit de multisoortenmonitoring (zie verder). In de multisoortenlijsten komen immers een aantal soorten voor die afhankelijk zijn van structuur en die reageren op veranderingen, m.a.w. op beheer.


Fiche: structuurkartering parameter Structuurkartering Meetlocaties:

Alle proefvlakken (geperceleerd aanpak) of proefvlakcirkels (mozaïekaanpak)

Ligging meetlocaties: Meetfrequentie periode: Meetmethode:

Materiaal:

en

Weergegeven in GIS-bestanden geleverd door coördinatoren - 1x per monitoringsronde; periode: tussen april - oktober, best tijdens periode van maximale ontwikkeling van de vegetatie van het betreffende natuurtype 1. Terreinkaart van het proefvlak (veldkaart: zie bijlage 3): recente orthofoto met overlays: proefvlakafbakening (en eventueel doorzichtige stafkaart, de structuurkaart van de vorige monitoringsronde); de nodige GIS-bestanden worden aangeleverd 2. Terreinanalyse: kartering naar structuur (karteringscriteria zie tekst) 3. digitalisatie van (nieuwe) situatie met ArcView of ArcGis Veldkaarten, kompas, RTK-GPS of gelijkaardig

Hoewel de grove structuurinformatie uit orthofoto’s afleidbaar is, wordt voor iedere bemonsterde beheereenheid een terreindekkende structuuropname uitgevoerd om meer gedetailleerde informatie te registeren. Suggesties: in de toekomst kunnen remote sensing en applicaties zoals Google Earth bijkomende mogelijkheden bieden. Zo levert Google Earth recente(re) luchtfoto’s waarmee vegetaties effectiever kunnen afgebakend worden en is er (beperkte) compatibiliteit met ArcGis.

8.1.2 Karteringscriteria structuur

structuurkartering andere natuurtypen dan het natuurdoeltype worden aangegeven: bijvoorbeeld een grote plek riet binnen een dotterbloemgrasland, of een bronbeekje door bos. Dankzij structuurkartering kan bijvoorbeeld ook aangegeven worden waar de beter ontwikkelde stukken doeltype liggen tegenover bijvoorbeeld onduidelijker te definiëren typen of derivaat- en rompgemeenschappen (die worden dan best hoger in de natuurtypen hiërarchie aangegeven: bijvoorbeeld “nat hooiland” in plaats van “dotterbloemgrasland”). Voorbeelden van te karteren vlakvormige, lineaire of puntvormige elementen zijn (cfr lijst Natuurtypen, bijlage 1):

De gekarteerde structuren kunnen getypeerd worden naar formatie, natuurtypegroep, natuurtype of subtype aan de hand van de hiërarchische tabel van natuurtypen. Voor een overzicht van de huidige indeling van natuurtypen, zie bijlage 1. Zie bijlage 3 voor tips bij het opstellen van veldkaarten. De rapporten met beschrijvingen van de natuurtypen zijn downloadbaar als pdf-bestanden via: http://www.inbo.be/content/page.asp?pid =BIO_NT_start Binnen de lijst natuurtypen komen heel wat structurele typen voor, denk bijvoorbeeld aan zoom- en mantelvegetaties in graslanden grenzend aan bos welke in feite vertaald kunnen worden in struweel en ruigte van een bepaald type. Andere dergelijke elementen zijn bijvoorbeeld poeltjes, grachten, beekjes, rietkragen, struweelbosjes, solitaire bomen, of verschillende types graslanden binnen éénzelfde perceel. In de meeste gevallen zal het erop neer komen dat via

waters (poelen, plassen, grachtjes, sloten, bronbeekjes, kleine beken) kaal substraat moeras rietzomen en oevervegetaties grasland ruigte = bvb zoomvegetatie, ruigtehoeken (dwerg)struwelen struweel = bvb mantelvegetatie, of bosje struiken in grasland solitaire bomen boomgroepjes

Voor het opmeten van de vegetatiehoogte stellen Stewart et al. (2001) 3 snelle en eenvoudige methoden voor: sward stick, drop disc en direct methode. Demeulenaere et al. (2002) schuiven de drop disc methode naar voren als meest haalbaar in het kader van grootschalige monitoring in natuurreservaten, maar uit Stewart et al. (2001) blijkt dat vooral de directe methode het best gecorreleerd is met bodemtemperatuur en dus de meest accurate indicator


77

is voor microhabitatomstandigheden. Daarenboven blijkt de directe methode ook de enige betrouwbare methode voor zeer korte vegetaties, terwijl de drop disc goed scoort voor middelhoge tot hoge vegetatie. Eenvoudiger, sneller en toch voldoende informatief om een idee te verkrijgen over de structuurvariatie is het bepalen van de vegetatiehoogte aan de hand van hoogteklassen en hoogtevariatieklassen die gemakkelijk inschatbaar zijn. Per gekarteerd element worden hoogteklassen toegekend voor de gemiddelde hoogte van de dominante vegetatie (zie Tabel 16) en de variatie in hoogteverdeling (zie Tabel 17). Ook wordt voor ieder gekarteerd element aangegeven tot welke formatie of, indien mogelijk, tot welke natuurtypegroep of natuur(sub)type-niveau het behoort (op basis van de tabel met Natuurtypen in bijlage 1 en de kensoorten uit de natuurtypologierapporten). De gekarteerde elementen worden gedigitaliseerd met behulp van ArcGis of Arcview. Het geleverde materiaal bestaat dan uit shapefiles (polygonen en/of punten) met in de databank verdere informatie over type en hoogteklasse en hoogteklassevariatie en verdere relevante opmerkingen zoals aspectbepalende soorten. Globaal geldt dat de nauwkeurigheid van het intekenen van structuurelementen zeer sterk afhangt van de kwaliteit en recentheid van de luchtfoto. Hou er verder rekening mee dat hoe natuurlijker het gebied, hoe vager de grenzen tussen vegetaties worden en hoe meer structuurdiversiteit er te verwachten is. De structuurelementen van gemaaide graslandperceleen zijn in het algemeen het gemakkelijkst in te tekenen. Tabel 16. Hoogteklassen voor gebieds- (hoofdstuk 9.1.1) en structuurkartering (hoofdstuk 8.1)

Hoogteklasse < 0.05 0.05 - 0.30 m 0.30 - 0.60 m 0.60 - 2 m 2- 5 m >5m

Code H1 H2 H3 H4 H5 H6

78

a b c d e f

De minimale oppervlakte van te karteren elementen in structuurkartering zijn: Vlakvormige elementen: minimum opp > 16m² (stilstaande) waters (poelen, plassen) worden steeds gekarteerd vanaf opp. > 2m² Lineaire elementen: minimum breedte > 1m, lengte > 10m waters (bronbeekjes, grachten, slootjes) worden steeds gekarteerd vanaf een breedte 0.5m Muren of stenige oppervlakten worden ook steeds aangeduid als de substraatoppervlakte (vertikaal of horizontaal) > 4m² bedraagt. Puntvormige elementen (vb. solitaire bomen, struiken, plassen, bronnen, etc) worden gelocaliseerd op kaart en later gedigitaliseerd. Indien zulke puntvormige elementen (proef)vlakdekkend verspreid voorkomen met meer dan 5 elementen per ha, dan is er geen kartering nodig. Noteer wel: 5-10, 10-30, >30 per ha en vul ook in de databank deze gegevens aan. Naast structuurelementen worden in de proefvlakken ook bepaalde biotische aspecten gekarteerd (flora aandachtsoorten (zie 3.4.4.2), multisoorten fungi (zie 3.3.3.1) of koepelnesten van mieren (zie 3.3.3.2.1.7). Het veldwerk voor deze karteringen kan eventueel gecombineerd worden. Verder worden nog volgende variabelen genoteerd/gekarteerd:

Tabel 17. Variatie (range rond gemiddelde) in hoogteverdeling gebieds- (hoofdstuk 9.1.1) en structuurkartering (hoofdstuk 8.1) als bijkomend element bij de code voor hoogteklasse

Hoogtevariatieklasse

Geen Enkele cm 10-tal cm 50-tal cm Meters >= 5 meter

Code

a.

Aangrenzende natuurtypen (+ landgebruik); bij onduidelijkheid kan hiervoor altijd contact opgenomen worden met de natuurwachters die hierover beter op de hoogte zijn.

b.

Kwelindicaties (geen / in sloten /in perceel maar niet in sloten) met aanduiding van welke kwelindicatie (ijzerbacteriefilm / kwelvlokken/ kwelindicerende plantensoorten / kleur: roest-


bruin) c.

Reliëf: vlak / oneven / helling: zacht (<10%) of steil (>10%).

d.

Microreliëf: egaal / bulten / slenken / grachtjespatroon / wallen als een reliëfkenmerk erg lokaal voorkomt kan dit best aangeduid worden op de structuurkartering

e.

Algemeen beeld vegetatiestructuur (over alle soorten):

• • •

Proefvlakniveau: aaneengesloten Binnen vegetatie(plekken): uniform Aaneensluiting: dicht

• • •

Proefvlakniveau: aaneengesloten Binnen vegetatie(plekken): fijn mozaïek Aaneensluiting: dicht

• • •

Proefvlakniveau: aaneengesloten Binnen vegetatie(plekken): zeer fijn mozaïek Aaneensluiting: dicht

•

Proefvlakniveau: gelijke afwisseling vegetatieplekken met open plekken in mozaïekpatroon Binnen vegetatie(plekken): zeer fijn mozaïek + grof mozaïek Aaneensluiting: ijl + dicht

Bedekking vegetatie:

Patroon op proefvlakniveau: aaneengesloten, hier en daar open plekken, meerdere open plekken, vegetatie in grote blokken, gelijke afwisseling vegetatieplekken met open plekken in mozaïekpatroon, vegetatie enkel in kleinere afgezonderde vlekkenverdeling van soorten en/of levensvormen

Patroon binnen vegetatie(plekken): uniform, zeer grove (blokken)mozaiek, grof mozaiek, fijn mozaiek, zeer fijn verdeeld mozaiek. Merk op dat meerdere mogelijkheden van toepassing kunnen zijn (voorbeelden zie Figuur 9).

Aaneensluiting binnen vegetatie(plekken): ijl / dicht / vervilt. Merk op dat meerdere mogelijkheden van toepassing kunnen zijn.

Aanwezigheid pioniersvegetaties (deze eventueel verder typeren a.h.v. natuurtypentabel, zie bijlage 1)

Voor een gedetailleerd overzicht van de op te nemen variabelen, zie ook de veldformulieren voor structuurkartering in Bijlage 5.

• •

Figuur 9. Voorbeelden van vegetatiepatronen.


79

8.1.3 Structuurkenmerken voor specifieke natuurdoeltypen Voor de evaluatie van welbepaalde natuurdoeltypen dienen nog volgende meer specifieke variabelen opgenomen te worden. De structuurkenmerken en hun evaluatiecriteria staan weergegeven in Heutz & Paelinckx (2005). (http://www.inbo.be/docupload/2426.pdf).

8.1.3.1 Heide •

Stadia: kies één of meer (mengvormen bestaande uit een combinatie van): o pionierstadium (vlekken met open zand en lage, jonge heideplantjes), o ontwikkelingsstadium, o climaxstadium (oude heide), o degeneratiestadium (uiteenvallende oude heide).

•

Verstoring door recreatie of begrazers: duid aan: opengetrapt / betreden / weinig of onbetreden

•

•

Erosie en kies: o o o

sedimentatieprocessen: duidelijk aanwezig beperkt aanwezig afwezig

8.1.3.3 Veen (Nat dwergstruweel, Zure (oligotrofe) waters) De opname van veenvorming is relevant voor de natuurtypen: nat dwergstruweel en veendwergstruweel (DN) en zure (oligotrofe) stiltsaande waters WSZ. Hoogvenen bestaan uit twee lagen, de acrotelm (witveen) en de catotelm (zwart veen). De acrotelm ligt bovenaan en bestaat uit de levende veenmoslaag met daaronder de afgestorven maar nog niet gehumificeerde veenmosresten. Deze laag is meestal enkele decimeters dik. Onder de acrotelm bevindt zich de catotelm. Dit is een sterk gehumificeerde, slecht doorlatende veenlaag die permanent waterverzadigd is en vele meters dik kan zijn.

Veenvorming: kies: o

Begrazingindicatie*: duid aan: geen / zeer lokaal / op meerdere plaatsen / vlakdekkend

o o

* ook natuurlijke begrazing door konijnen telt hier.

actief en traag (acrotelm aanwezig: enkele decimeters) herstellend (dunnere acrotelmlaag)/ verstoord: afwezig of versneld (door nutriëntenaanvoer)

8.1.3.4 Graslanden 8.1.3.2 Stuifduinen (land- en kustduinen, droge dwergstruwelen, buntgras- en dwerghaververbond) Deze structuurkenmerken zijn relevant voor de natuurtypen binnenlandse duinen en kustduinen (stuifduinen: PPE8), alle natuurtypen omvat binnen de natuurtypengroep droge dwergstruwelen (DD) en buntgras- en dwerghaververbond (GDsz en GDdh).

Voor alle typen graslanden (G) worden volgende variabelen opgenomen: Opbouw grasmat: • structuurvariatie: duid aan (eventueel een combinatie): o lage grassen (<20cm) o middelhoge grassen (20-60cm) o hoge grassen (>60cm) •

Bedekking kruiden (ten opzichte van grassen): o ≥ 30% o 10-30% o < 10%

•

Bedekking grasachtigen (zeggen, russen) ten opzichte van grassen: o ≥ 30%

Volgende variabelen worden opgenomen: •

80

Beweeglijkheid: kies: o spontane processen o invloed fixerende structuren (rijshout)


o o

10-30% < 10%

Deze bijkomende variabelen worden eveneens in combinatie met de gegevens van de vegetatie-opnamen gebruikt om te bepalen in welke fase het grasland zich bevindt in termen van botanisch beheer (Cfr. Cursus botanisch beheer Inverde; Zwaenepoel 2000). Dit is vooral interessant om evoluties te kunnen volgen van minder ontwikkelde, eerder eutrofe graslanden die nog maar pas omgevormd zijn, waarvan het dikwijls nog onduidelijk is naar welk graslandtype ze juist gaan evolueren (tussenstadia, voorloperstadia). Het indelen van een grasland naar een van de fasen heeft vooral zin voor natuurtypen die vallen onder natte hooilanden van (matig) voedselarme gronden (GN), graslanden van (matig) voedselrijke gronden (GV) en heischrale graslanden (GH) (cfr. hiërarchische indeling natuurtypen Bijlage 1) Het grasland wordt dan ingedeeld naar één van de volgende aspecten. Beschouw hierbij de best ontwikkelde delen van het proefvlak in de context van het doeltype: A. overwegend sterk glanzend donkergroen en uniform, geen haarden van kruiden, wel lokaal kleine lokale plekken met eenjarige akkeronkruiden en tredplanten (vb. Straatgras, Vogelmuur, Varkensgras en Behaarde boterbloem). Haarden van onkruiden ontbreken, slechts hier en daar open plekjes opgevuld met akkeronkruiden (vb. Straatgras, Vogelmuur, Varkensgras, Behaarde boterbloem). B. lappendeken van overwegend gras, in diverse groentinten naargelang de soort. Het mozaïekpatroon van grassen is grof. Her en der haarden van kruiden met telkens één soort (vb. Kruipende boterbloem, Gewone paardenbloem, Gewone hoornbloem, Ridderzuring). Open plekken opgevuld met éénjarige akkeronkruiden zoals Herderstasje. Sommige kruiden kunnen aspectbepalend zijn in soortenarme grasmat: Pinksterbloem, Veldzuring en Scherpe boterbloem. Kruipende boterbloem kan talrijk zijn. C. Grasmat bestaat vrijwel uitsluitend uit dichte matten van kruipende grasstengels. Enkele kruiden komen voor (vb. Kruipende boterbloem, Witte klaver,

Grote weegbree, Krulzuring). D. Meer dan de helft is bedekt met gras dat geen raaigras is, maar dat nog wel vrij homogeen is. Veel open plekken (winter) opgevuld met eenjarige grassen (vb. Zachte dravik) E. Fijn mozaïekpatroon van grassen en kruiden. De kruiden zijn homogeen verdeeld over het perceel (niet in éénsoortige haarden). In de winter is het grasland geelgroen. Hj uit de BWK (dominantie Pitrus/Zeegroene rus). F. Begraasd grasland: Vrij grof grassenmozaïek gemengd met gladde, donkergroene sprieten (waterbies). Hier en daar staat Watermunt en/of Zilverschoon. De modderige bodem is vaak behoorlijk kapotgetrapt. G. Fijn mozaïekpatroon van grassen en kruiden met een sterk gekleurde indruk, bloemrijk. Winterbeeld: vrij open mat van grassen (groen-geelgroen) en stugge schijngrassen (geelgroen-bruin) H. Meestal een fijn mozaïekpatroon van laagblijvende, geel-, grijs-, blauwgroene schijngrassen (zeggen, russen) en kruiden. Winterbeeld: geelgroen/bruine mat van stugge schijngrassen. Lagere soortenrijkdom dan vorig aspect maar wel zeldzamere soorten met hogere natuurbehoudwaarde.


81

8.1.3.5 Methodiek structuur waters In proefvlakken voor stilstaande en stromende waters wordt een aanpak gevolgd, gebaseerd op Schneiders et al. (2004). De volgende specifieke variabelen worden hierbij meegenomen. Veldformulieren staan weergegeven in bijlage 6.

wordt ook het profiel opgenomen halverwege op het segment op 50m (Figuur 10):

8.1.3.5.1 Profiel waterloop Voor waterlopen werd een 100m lang segment uitgekozen. Als structuurelementen

HR

B2 HL B1

B1 B2 D HR HL Slib

Hoogten linker- en rechteroever in cm (HR, HL) Diepte water in cm (D) Dikte sliblaag in cm (Slib) Breedte (B1) Maximale breedte (B2) Inundatie: mogelijk / < 50% belemmerd / > 50% belemmerd (aandeel % antropogene structuren (dijken/kaaimuren/oeverwallen door slibruimingen, etc.) langs oever te bepalen)

4m 5,75 m 0,75 m 1,4 m 1,8 m 0,05 m

D

Figuur 10. Afmetingen waterloop profiel: voorbeeld.

8.1.3.5.2 Stroming

8.1.3.5.3 Oevervegetatie

waterlopen: stroming: zeer luw (vnl sedimentatie), luw (kieming, beperkte sedimentatie mogelijk), intermediair (kieming hier en daar mogelijk), hoog (vnl erosie; geen kieming mogelijk)

De oevervegetaties zijn een element van waters en worden tijdens de structuurkartering ingedeeld in aparte segmenten of zones.

Voor het hele segment worden nog volgende variabelen aangegeven:

Meandering, pool-riffle patroon, holle oevers: alle 3 goed ontwikkeld aanwezig / alle 3 aanwezig en min. 1 kenmerk is goed ontwikkeld / zwak vertegenwoordigd / afwezig

Vrije stroming: enkel verhinderd door natuurlijke obstructies (stammen, takken) aanwezig / beperkte aanwezigheid van antropogene structuren die dit belemmeren (dijken, stuwen, harde oeververstevigingen) / grotendeels verhinderd

Volgende variabelen worden beschouwd: •

oeverbegroeiing: breedte helofytenbegroeiing: de breedte van de natte helofytenzone (riet, liesgras etc.) wordt beschouwd per oevertype voor de hele oever (stilstaande wateren) of het segment (bij waterlopen; apart voor linker en rechteroever); daarom moeten deze nauwkeurig aangegeven worden op de structuurkartering (zie natuurtypologie voor indeling van oevervegetaties: vb. pioniersmilieus, moerasvegetaties, rietland, grote zeggenmoeras, natte ruigte, overstromingsgrasland, wilgenstruweel, moeras-broekbos, etc.) •

82

toestand oever: volledig natuurlijke oeverlijn, beperkt aandeel natuurvreemde structuren, sterk


antropogeen beïnvloede oeverlijn (kunstmatige oeverversterkingen, recreatieve infrastructuren), verstoord (vb betreding grazers, recreatie, ganzen, andere); dit wordt ook aangeduid op de structuurkaart (of veldformulieren). •

schaduw: is er beschaduwing? (<10%/10-25%/>25%); dit kan gedeeltelijk afgeleid worden uit de structuurkartering

van harkmonsters tijdens de vegetatie-opname, zie 8.2.2.3). Codes zie Tabel 18 met een 4-delige schaal submerse vegetatie-ontwikkeling •

•

8.1.3.5.4 Open water Proefvlakken voor stilstaande waters bestaan uitzonderlijk uit het hele element: watermassa + oeverzone Voor de structuurkartering worden stilstaande waters in meerdere, min of meer homogene, segmenten ingedeeld in oever en open water. Ieder type wordt eventueel nog verder opgedeeld naargelang structuur en natuurtype (karakterisatie tot op formatie of, als mogelijk, tot op natuurtype(groep)) en hoogte-indeling (zie Tabel 16). De (grotere) stilstaande waters (en eventueel waterlopen) worden eveneens ingedeeld in zones naargelang de onderscheidbare natuurtypen. Volgende variabelen beschouwd (best te combineren tijdens de vegetatieopname): •

ondergedoken vegetatieontwikkeling (submerse vegetatie): een extra maat voor de ontwikkeling van de ondergedoken vegetatie (visueel te bepalen of aan de hand

drijvende watervegetatie: de bedekking van het hele watervlak of segment wordt in procenten bepaald (met een nauwkeurigheid van ± 10%). waterplanten uit het water stekend (emerse vegetatie): de bedekking van het hele watervlak of segment wordt in procenten bepaald (met een nauwkeurigheid van ± 10%).

•

% flab (= drijvende draadwieren en algenpakket): de bedekking van het hele watervlak of segment wordt in procenten bepaald (met een nauwkeurigheid van ± 10%).

•

(diversiteit groeivormen): hiervoor hoeft geen bijkomende meting gedaan te worden tijdens het veldwerk als voor de vegetatieopnamen alle soorten worden meegenomen (): deze parameter is vooral van belang voor de evaluatie en wordt bepaald tijdens de analyse a.h.v. de informatie uit vegetatie-opnamen (zie bij flora hoofdstuk 8.2.2) ondergedoken / zwevend; kranswieren / magnopotamiden / overige wortelende cualescente hydrofyten / Nymphaeïden / Vallisneriden / Isoëtiden / grote monocotylen/ kleine en middelgrote oever-en moerasplanten / veenmossen

Tabel 18. Schaal om de submerse vegetatie-ontwikkeling in te schatten (Moss et al. 2003)

Code 0 1 2 3

Bedekking submerse vegetatie-ontwikkeling Geen ondergedoken vegetatie Planten schaars, enkele planten op hark Veel harkmonsters leveren planten op en de submerse vegetatie vormt zelden of nooit een belemmering voor de doortocht van een roeibootje Vrijwel alle harkmonsters leveren planten op, planten groeien tot oppervlak in grootste deel van het segment of draadwiermassa’s bedekken nagenoeg de gehele bodem of het oppervlak

Periode: Best tijdens voorjaarsronde wanneer oeverbegroeiing nog laag is.


83

8.1.3.6 Extra variabelen voor bosstructuur

-

Bij bossen en struwelen worden nog de volgende, bijkomende variabelen in brede klassen beschouwd: kroonsluiting, leeftijdstructuur, etageopbouw, menging soorten, aanwezigheid van staand en liggend dood hout. Deze variabelen worden opgenomen om de basisindex voor structurele variatie en potentiële biodiversiteit (naar de methodiek van Vandenmeerscchaut et al. 2001; Govaere & Vandekerkhove 2005a) te bepalen. Veldformulieren staan in Bijlage 7.

-

Oud-aftakelend: dit zijn bestanden die meer dan kaprijp zijn: de aftakelingsfase treedt in: natuurlijke sterfte,… Ongelijkjarig: bestanden waarbij deze verschillende fases in intieme menging door elkaar voorkomen (plenterstructuur).

c.

Groeiklassen:

De Basisindex voor bosstructuur wordt berekend op basis van vier aparte deelindexen: • • • •

structuurindex houtige vegetatie-index kruidvegetatie-index dood hout-index

Extra data nodig voor de berekening van de deelindexen op proefvlakniveau staan hieronder uitgewerkt.

1. open plek (tijdelijke boomvrije oppervlakte) 2. vroege stadia van natuurlijke bebossing met habitat-typische pionierhoutsoorten (gemiddelde hoogte < 2m) 3. jonge boompjes (gemiddelde hoogte > 2m) 4. jong hout (gemiddelde hoogte > 2m tot diameter 13 cm) 5. hout met geringe tot middelmatige dikte (diameter ≥ 14-49 cm) 6. sterk hout (diameter ≥ 50-79 cm) 7. zeer sterk hout (diameter ≥ 80 cm)

d. • •

Verticale bosstructuur: gelaagdheid of de etageopbouw 1 etage meerlagig (struiklaag of continu)

8.1.3.6.1 Structuurindex a.

• • • b.

gesloten openingen 1/3 tot 2/3 openingen > 2/3 Bestandsleeftijd

Leeftijdstructuur van het bestand. Hierbij worden een viertal, gemakkelijk op het terrein te identificeren types onderscheiden: -

-

84

e.

Menging boomlaag (2e maat horizontale bosstructuur):

• • • •

homogeen = 1 soort 100% beperkte bijmenging (max 10%) groepsgewijs individueel

Kroonsluiting (1e maat horizontale bosstructuur)

Jongwas-staakhout: jonge aanplantingen of natuurlijke verjongingen, sterke hoogtegroei, sterfte door stamtalreductie Jong-oud boomhout: na culminatie van de hoogtegroei tot aan de culminatie van de aanwas (het bestand is kaprijp) : voor de meeste bostypes betekent dit een leeftijd van het bestand tussen 50 en 100 tot 150 jaar.

f. Impact van exoten Indien zij niet dominant voorkomen, wordt hun aanwezigheid als neutraal beoordeeld; indien zij de boom- of kruidlaag gaan domineren en daardoor de inheemse soorten sterk gaan hinderen in hun ontwikkeling, worden zij negatief geëvalueerd. Hierbij gaan we er van uit dat de uitvoerder van de monitoring het onderscheid kan maken tussen inheemse bomen en de belangrijkste uitheemse soorten (naaldhout, Amerikaanse vogelkers, Amerikaanse eik). (In bijlage 2 een overzicht van de inheemse boom- en struiksoorten) Boomlaag: • Niet dominant • dominant (>50 % bedekkend)


Struiklaag: • Niet dominant • dominant (>50 % bedekkend)

8.1.3.6.2 Houtige vegetatie-index a.

Boomsoortenrijkdom: deze informatie verkrijgen we ahv florainventarisatie (zie verder)

b.

Diameterklassen levende bomen: aantalsklassen • Dikke bomen (diameter tussen 40 en 80 cm; klassen: geen/1-50/50200/>200) per hectare • Zeer dikke bomen (diameter groter dan 80 cm; klassen: geen/150/>50) per hectare Dit zijn gemiddelde schattingen voor het respectievelijke bosbestand. Dit is ook de reden waarom met grote klassenbreedtes wordt gewerkt.

c.

Soorten in natuurlijke verjonging (bomen met hoogte < 2 m): Ook dit zal af te leiden zijn uit de gegevens van de flora–inventarisatie; het zijn de boomsoorten die in de struiklaag en kruidlaag zitten (klassen :geen/1-5/>5 soorten)

De nadruk ligt op de vormenrijkdom en de aanwezigheid van dikke tot zeer dikke sortimenten staand en liggend dood hout. Deze hebben immers een grote, zeer specifieke invloed op de soortenrijkdom aan dood hout bewonende organismen. Voor de vormenrijkdom worden vier diameterklassen onderscheiden (per klasse kan worden aangeduid: geen/weinig/veel): 1. 2. 3. 4.

diameter < 20 cm 20 cm < diameter < 40 cm 40 cm < diameter < 80 cm diameter > 80 cm

Het aantal per diameterklasse wordt geschat per hectare. Periode: best tijdens een voorjaarsronde wanneer de begroeiing minder dicht is en de zichtbaarheid beter. Frequentie: Standaard om de 5 jaar; zeker bij ingrepen of calamiteiten (windworp, overstroming bos, …), zeker na het 5e jaar herhalen. Bij spontane bosontwikkeling kan gekozen worden om dergelijke structuuropname om de 10 à 20 jaar te laten gebeuren.

8.1.4 Structuurfoto’s 8.1.3.6.3 Kruidenvegetatie-index De gegevens om deze index te berekenen zijn af te leiden uit de vegetatieopnames, dus hiervoor is geen bijkomende opname vereist. Voor de berekening zijn nodig: a.

b.

c.

Soortenrijkdom: geen, soortenarm (<5), soortenrijk (>5), zeer soortenrijk (>20), extreem soortenrijk (>40) Bodembedekking in het bestand door Kruidlaag + mossen: 1-25%, 25-90%, volledig bedekt mossen: ja/neen

8.1.3.6.4 Dood hout-index In eerste instantie worden staand en liggend dood hout van elkaar onderscheiden. Beide vormen geven immers aanleiding tot verschillende microhabitatten waaraan specifieke organismen zijn gekoppeld.

De meetmethode voor structuur wordt aangevuld met het maken van foto’s op vaste punten. Het maken van digitale foto’s op een gestandaardiseerde manier (vaste punten en hoek) tijdens de structuuropnames van de proefvlakken en (zich ontwikkelende) natuurtypen kan bijzonder illustratief zijn voor het in beeld brengen van de (globale) veranderingen van de vegetatie, vegetatiestructuur en het landschap (O’Connor & Bond 2007). Het is tevens een snelle en goedkope methode en uitermate geschikt als aanvullende en illustratieve methode bij de meer conventionele waarnemingen (O’Connor & Bond 2007). Onder andere volgende aspecten kunnen worden gemeten aan de hand van “fotomonitoring” (O’Connor & Bond 2007): •

bedekkingsgraden: via inschatting van de oppervlakte bedekt door een bepaalde soort, plantengroep,


85

• • • • •

groeivorm, boombladerdek/canopy of kale bodem leeftijdsklassen/stadia densiteit: van bepaalde indicatorsoorten of structuurelementen begrazingsdruk: ook als wilde begrazers actief zijn. erosie regeneratie

Voor het maken van dergelijke reeksen foto’s dient de exacte plek waar een foto wordt gemaakt, goed te worden gemarkeerd en/of gedocumenteerd (vb. via GPS coördinaten-bepaling). Ook de richting waarin de foto wordt gemaakt (kompas) dient te worden gedocumenteerd. Op deze wijze gemaakte foto’s dienen uitsluitend als visuele weergave van het natuurontwikkelingsproces, niet alleen ter illustratie in bijvoorbeeld brochures en rapporten, maar ook ter ondersteuning in de analyse en interpretatie van de resultaten. Dit laatste wordt immers niet uitgevoerd door de waarnemers zelf en indien het toch zo zou zijn vormt het beeldmateriaal een goede geheugensteun (O’Connor & Bond 2007).

Foto 6: kroonsluiting (enkel bos en struweel >2m): op de centraal punt recht naar boven Let voor het vertrek op veldwerk of er genoeg opslagruimte is voor foto’s op de fotokaart, of neem desnoods een extra fotokaart mee en vergeet geen kompas, GPS. In toekomstige monitoringsronden moeten de foto’s vanuit hetzelfde punt genomen worden (evt. bepalen via GPS). Vergeet bij een eerste monitoring geen GIS-laag voor de nieuwe fotopunten te voorzien. Naamgeving structuurfoto’s Op het veldformulier en de structuurkaart proefvlak kunnen dan steeds de overeenkomende foto’s aangeven (DSC00270.jpg) worden, aangevuld met de hoek (vegetatie, kroon, N, O, Z, W) van waaruit de foto werd genomen. Bij het opladen van de foto’s op PC of naar CD-rom kunnen deze standaardnamen (DSC00270.jpg) best omgezet worden naar een meer gestandardiseerde CODE: VisiegebiedIDproefvlakIDnatuurdoeltypeID_datum_hoek.JPG

8.1.4.1 Methodiek In open vegetaties ligt het punt best centraal, bij waters op een vast punt langs de oever. Het fotopunt kan voor de gemakkelijkheid zo gekozen worden dat het samenvalt met een PQ, telpunt, middelpunt van een proefvlakcirkel (zie 9.2.1.2). In totaal worden een 5-6-tal foto’s per proefvlak gemaakt (zie Figuur 11): Foto 1: foto van de vegetatie (globaal beeld): zicht van de vegetatie van bovenaf (manshoogte) vanuit centraal punt op proefvlak in noordelijke richting Foto 2-5: landschapsstructuur via foto’s met zicht recht naar voor in de richting van iedere windrichting (N, O, W, Z)

86

VisiegebiedID: tweelettercode proefvlakID: nummer of code natuurdoeltypeID: zia afkortingen in Natuurtypentabel datum: dagmaandjaar (5 juli 2006 wordt dan 05VII2006) hoek: vegetatie, kroon, N, O, Z, W UTMcoördinaten: FS 10 55 73 29 vb: RL7BDebz _12VI2007_kroon.jpg Deze foto toont dan - van achter naar voor geïnterpreteerd - “de kroonsluiting op 12 juni 2007 op proefvlak 7 met als natuurdoeltype zomereiken-berkenbos van het reservaat Rodebos-Laanvallei”.


Foto 2: N

Foto 6: kroon

N

Foto 1: vegetatie

Foto 5: W

Foto 3: O

Foto 4: Z proefvlak

Figuur 11. Toont alle hoeken van waaruit foto’s op een gestandardiseerde manier getrokken kunnen worden vanuit een vast fotopunt.

8.2 INVENTARISATIE VAN FLORA EN FAUNA 8.2.1 Doel en inleiding De natuurtypen zijn voornamelijk gedefinieerd op basis van vegetatiegemeenschappen. Het doel van beheerinspanningen is het bekomen van vooraf bepaalde natuurtypen, ofwel uit verarmde (potentiële) gemeenschappen, of zelfs vanuit een geheel andere uitgangsituatie waar via omvormingsbeheer de gunstige omstandigheden (qua abiotiek) werden gecreëerd/hersteld. Via vegetatieopnames (in PQ’s) en florainventarisaties kunnen we opvolgen of de vegetatie zich ontwikkeld naar de gewenste gemeenschap en dus natuurtype. De vegetatie samen met de structurele variatie vormt immers de basis voor een hele ecologische levensgemeenschap die geheel of gedeeltelijk geassocieerd is aan het beoogde natuurtype. Een natuurtype betekent maar pas iets als het ecologisch functioneert. Het is immers niet de bedoeling een “steriel” botanisch element te creëren. Dit betekent o.a.: •

•

•

vinden. Soms is ook de flora voor instandhouding of ecologisch evenwicht afhankelijk van bepaalde faunaelementen (specifieke soorten pollinatoren of zaadverspreiders, parasieten, herbivoren). Het voorgaande geldt ook voor soorten die op een grotere landschapsschaal leven en dikwijls nood hebben een combinatie van verschillende natuurtypen om in leefbare populaties te kunnen voorkomen. Het monitoren van zulke soorten laat toe na te gaan of het natuurtype “landschappelijk” functioneert in relatie tot de andere natuurtypen binnen (en ook buiten) het gebied. De structuurvariatie binnen het natuurtype, wat dus onder directe invloed staat van beheer, is dan weer van belang om voldoende variatie in microhabitats te voorzien om zo te voldoen aan de verschillende eisen van deze diersoorten (en ook flora, en fungi). Op die manier kan het beheer via structuur de biodiversiteit aanzienlijk verhogen. Vandaar dat de variatie in structuur ook opgevolgd wordt (cfr. structuurkartering).

Dat door de aanwezigheid van de typische flora ook typische van het natuurtype afhankelijke fauna-elementen een habitat behouden of Beheermonitoring: Concept & Methodiek

87

8.2.2 FLORA De flora en vegetatie worden op twee wijzen gemonitord: a.

b.

Vlakdekkende inventarisatie van de flora in proefvlakken en proefvlakcirkels (alle soorten; Tansley bedekkingschaal + sociabiliteit + populatiestructuur) Vegetatie-opnames in kleinere permanente kwadraten (PQ’s): per proefvlak 1 tot 3-tal PQ’s, alle soorten (volgens LONDO bedekkingschaal)

We werken dus op twee sporen. Een eerste spoor, de proefvlakdekkende inventaris (waarbij het proefvlak dus maximaal 2ha beslaat), levert ons een globaal beeld van de ontwikkeling van de vegetatie, informatie over de evolutie van de soortenrijkdom en ontwikkeling van bijzondere soorten (RL- en gebiedspecifieke aandachtsoorten). Het tweede spoor focust eerder op plaatsen binnen het proefvlak waar bijzondere vegetaties of gunstige lokale ontwikkelingen binnen de beheereenheden meer in detail opgevolgd kunnen worden (bronpopulaties of relicten). Op die manier wordt ook tegemoet gekomen aan de noden van de plaatselijke beheerders. De werkwijze is grotendeels gebaseerd op het rapport Demeulenaere et. al (2002), Weeda et al. (1985) en Den Held en Den Held (1985).

standpunt is dat proefvlakken niet te groot mogen zijn. Zoniet, neemt het aantal toevallige soorten toe met de oppervlakte en dit zorgt voor een afvlakking van de gemiddelde indicatorwaarde van de opname (Runhaar & Jansen 1999). Anderzijds kan geargumenteerd worden dat het net de bedoeling is om tot doelbereiking te komen voor de hele beheereenheid en niet alleen tot de instandhouding of verbetering van een plaatselijke gunstige ontwikkeling. Dus om een juiste inschatting te verkrijgen van globale veranderingen, de soortenrijkdom en ontwikkelingstoestand van de vegetatie in de beheereenheid, is het dan weer aanbevelenswaardig de opname uit te voeren binnen het gehele proefvlak. In Demeulenaere et al. (2002) werd daarom een compromis gesloten en werd geopteerd voor PQs met grotere oppervlakte dan gewoonlijk, waarbij de PQgrootte afhing van het biotooptype. Tijdens de ontwikkeling van dit project was er een duidelijke voorkeur voor de dubbele aanpak waarbij zowel meer perceelsdekkende vegetatieopnames verricht worden, als meer gelokaliseerde vegetatieopnames binnen PQ’s.

Demeulenaere et al. (2002) stellen dat vegetatieopnames best gebeuren onder de vorm van permanente kwadraten. Hun

88


8.2.2.1 Vlakdekkende vegetatieopnames Fiche: Proefvlakdekkende vegetatieopnames parameter Proefvlakdekkende vegetatieopname Meetlocaties: Alle proefvlakken (waters krijgen een aparte aanpak, zie hoofstuk 8.2.2.3) Ligging meetlocaties: Weergegeven in GIS-bestanden geleverd door coördinatoren Meetfrequentie en 1x per monitoringronde met voor bepaalde vegetaties een tweede ronde; periode: periode: tussen april - oktober, best tijdens periode met maximale ontwikkeling van het voorjaars- en/of najaarsaspect van de vegetatie van het betreffende natuurtype (zie tekst en tabellen) Meetmethode: Streeplijst met aanduiding bedekking in Tansley-schaal, Vegetatiestructuur, Populatiestructuur + evt. specificaties standplaats Materiaal: Markeerpaaltjes + eventueel metalen markeerbuizen (voor afbakening proefvlak), eventueel een RTK-GPS (of iets gelijkaardig om coördinaten te bepalen), evt. metaaldetector (voor het terugvinden van reeds afgebakende locaties), loep

Het gehele proefvlak (max. 2ha) wordt traag doorlopen en de waargenomen soorten varens, kruiden, grassen, grasachtigen, struiken en bomen) worden aangeduid op een streeplijst (deze wordt aangeleverd door de coördinatoren van de monitoring).

i.

Er wordt als volgt tewerk gegaan (zie ook invulformulieren in bijlage 8): j. a.

b. c. d. e.

f.

g.

h.

De vegetatie binnen bijkomende “structurele” natuurtype-elementen binnen het proefvlak (behorend tot een andere formatie dan het doeltype) en binnen een rand van 5m (perceelsranden, grenzen met andere natuurtype(groepen) wordt best op het einde beschouwd op extra bijkomende soorten (zie ook laatste punt onder h.). Inschatten van het percentage onbedekte bodem Inschatten van het percentage strooisellaag Inschatten van het percentage moslaag (aanvulling t.o.v. 2006) Inschatten van de procentuele bedekking van de kruidlaag (dit is de som van mossen, varens, kruiden, grassen en grasachtigen) ten opzichte van het proefvlak Inschatten van de procentuele bedekking van de struiklaag (>2m; <6m) ten opzichte van het proefvlak Inschatten de procentuele bedekking van de boomlaag (>6m) ten opzichte van het proefvlak Aspectbepalende soorten: dit geeft een snelle eerste indruk over de dominanten en over het bloeiaspect. Dit kan ook een kort tekstje zijn

van bijvoorbeeld 4 regels over het gehele proefvlak Noteren/aanduiden van alle soorten in het proefvlak en dit per laag (dus als zomereik zowel in de kruidlaag als kiemplant, in de struiklaag als juveniele struik en de boomlaag als volwassen boom voorkomt dan wordt de soort drie keer genoteerd/aangestipt en gespecificeerd) Schatten van de bedekking, vegetatiestructuur, populatiestructuur en eventueel bijkomende standplaatsvariabelen van de individuele plantensoorten voor de kruidlaag, struiklaag en boomlaag en invullen op geleverde veldformulieren: Hierbij wordt de uitgebreide Tansleyschaal gebruikt (zie Tabel 21) alsook Figuur 12 voor het schatten van de bedekking en aantallen. •

•

Bij het gebruiken van de bedekkingschaal is het belangrijk dat er eerst wordt gekeken naar de bedekking vooraleer met aantalschattingen wordt gewerkt. Wanneer er vastgesteld is dat een bepaalde soort minder dan 5 % inneemt, wordt verder alleen het aantal geschat. Soorten die boven de 5% bedekken worden verder alleen geschat op basis van bedekking In Figuur 12 is er onderscheid gemaakt tussen individuele planten (zoals Gewoon struisgras, Schapezuring), pollenvormende planten (Pijpenstrootje) en mattenvormende planten (Waterdrieblad, Padderus, Riet). Ook kunnen planten


89

•

•

•

90

gegroepeerd of verspreid voorkomen. Noteer de meest aspectbepalende vegetatiestructuur per soort volgens Tabel 19. Door te omcirkelen wordt aangegeven dat de groep planten in een relatief los verband staat, dwz doorgroeid is met individuen van andere soorten. + een code voor verspreid (v), plaatselijk (p) of zeer plaatselijk (zp). Met “verspreid” wordt bedoeld: homogeen over het proefvlak of toch over ¾ van de oppervlakte verdeeld; met “plaatselijk” wordt bedoeld: planten groeiend in aaneengesloten vlek(ken) (éénsoortig of gemengd) waarvan de begrenzing zich binnen 1/2 van de oppervlakte van het proefvlak concentreert. Met “zeer plaatselijk”: planten groeiend in een aaneengesloten vlek (éénsoortig of gemengd) waarvan de begrenzing zich in minder dan 1/4 van de oppervlakte van het proefvlak concentreert. Noteer per soort welke levensstadia voorkomen volgens de Tabel 20 voor populatiestructuur (let op meerdere stadia kunnen samen voorkomen en worden allemaal genoteerd) Indien relevant: noteer extra informatie over de standplaats (bv. wanneer de vegetatie van (perceels)randen of binnen structuurelementen opvallend afwijkt van de rest van het proefvlak): soorten die zich respectievelijk alleen in de randstrook van de beheereenheid/het perceel bevinden (’R’ wordt dan ingevuld), de vegetatie die binnen interne eerder “structurele” natuurtype-elementen (behorend tot een andere formatie dan het doeltype) voorkomt, wordt aangeduid met een X en getypeerd a.h.v. natuurtypen (minstens tot op formatie-niveau). Soorten die enkel langs een strook (5m) rond zulke elementen voorkomen, worden aangeduid (bvb in een grasland rond een plas, bomengroepje, struweel ‘R2’ + type van begeleidende formatie/natuurtype). Bekijk zulke randen en plaatsen best nadat het interne meer uniforme natuurdoeltype al beschouwd is om zo de bijkomende soorten typisch voor deze overgangen en binnen deze elementen te kunnen onderscheiden. Let op: de bedekking-

k.

schaal voor deze soorten blijft op het niveau van het hele proefvlak. Monitoringsperiode: het veldwerk gebeurt best in de meest geschikte vegetatieperiode voor het vegetatietype (zie Tabellen 10 en 11); voor de proefvlakdekkende flora-inventarisatie wordt standaard 2 maal per monitoringsronde (~jaar) uitgevoerd.

Aanvullend worden nog volgende factoren genoteerd: •

• • •

Knelpunten: bvb. negatieve invloed niet-inheemse ganzensoorten, invloed van buitenaf (bvb pesticidengebruik of bemesting in naastliggende landbouwpercelen, vervuild water in begeleidende beek, etc.) Waargenomen (bijzondere) faunasoorten (zie o.a. ook multisoortenlijsten) Beperking qua inschatting kruidlaagsoorten door afwezigheid bloeiwijzen evt. andere opmerkingen

Standaard wordt er éénmaal per monitoringsronde/jaar een inventarisatie uitgevoerd, maar daar waar opportuun is een tweede ronde nodig om zowel het voorjaar- als najaarsaspect op te nemen. Het veldwerk voor de structuurkartering (zie 8.1) kan dan eventueel gecombineerd worden met bijvoorbeeld de eerste ronde van de proefvlakdekkende flora-inventarisatie. Op die manier wordt er bespaard op het aantal bezoeken. De gegevens voor beide zijn trouwens gedeeltelijk gelinkt aan elkaar (zie structuurkartering; graslanden, oeverbegroeiing, bosstructuur) alsook het karteren van bepaalde gegevens.

Uitgebreide Tansley-schaal versus Beheermonitoringschaal Demeulenaere et al. (2002) Voor praktische en tijdbesparende redenen ontwikkelden Demeulenaere et al. (2002) de “beheermonitoringschaal” (zie Tabel 21), een eenvoudig te hanteren bedekkingsschaal die zo weinig mogelijk een waarnemersbias zou vertonen. Deze was gebaseerd op Tansley-bedekkingschaal, maar houdt zowel rekening met bedekking als met aantal individuen waar de oorspronkelijke Tansley-schaal meer een kwalitatieve inschatting maakt.


In plaats van de beheermonitoringsschaal van Demeulenaere et al. (2002), werd gekozen om de bedekking in te schatten a.h.v. de “uitgebreide Tansley-schaal”. De uitgebreide Tansley-schaal lijkt mits enige nuanceveschillen sterk op de beheermonitoringschaal (zie Figuur 12): • •

Ze is fijner verdeeld in de zeldzamere klassen In de hogere bedekkingklassen is ze minder ingedeeld

Bij het evalueren van de doelbereiking van een vegetatie lijkt het immers relevanter de zeldzamere en/of typische kensoorten nauwgezetter te kunnen opvolgen. Vanaf dat een soort abundant aanwezig is in aantal of bedekking is dit gunstig wat betreft aandachtsoorten of alarmerend voor negatieve indicatoren of ongewenste soorten. Verdere argumenten voor de keuze van de uitgebreide Tansley-schaal zijn dat de meeste veldwaarnemers vertrouwd zijn met deze schaal en dat ze ook internationaal erkend en toegepast wordt. Dit laatste laat meer mogelijkheden toe in de toekomst voor vergelijkende studies met gegevens van andere monitoringsprogramma’s in binnen- en buitenland.

Tabel 19. Vegetatiestructuur + code voor verspreid (v), plaatselijk (p) of zeer plaatselijk (zp)

code 1 2 3 4

Vegetatiestructuur - sociabiliteit Alleenstaand Groeiend in kleine groepjes; pollenvormend Groeiend in grotere groepen; kussens- of bultenvormend Groeiend in zeer grote groepen; mattenvormend

Tabel 20. Levensstadia voor het bepalen van de populatiestructuur van de vegetatie

code Kiem Veg

Rep

† jong oud deg

Levensstadia Kiemplant Vegetatief (zonder bloemknoppen, bloemen, vruchten, zaden of oude bloeistengels) Reproductief (met bloemknoppen, bloemen, vruchten, zaden of oude bloeistengels) Bovengronds afgestorven Jonge stadia / Verjonging aanwezig Oudere stadia (climax) degeneratief


91

Tabel 21. Tansley Bedekkingschaal (met extra “lokale” varianten) voor proefvlakdekkende flora-inventarisatie (toepaspaar op alle natuurtypen behalve wateroppervlakken; wel oeverzones).

Originele set

/

92

Uitgebreide Tansleyschaal ls

1

s

/

lr

2

r

/

lo

3

o

4

lf

5

f

6

la

7

a

/ 8

lc c

/

ld

9

d

Bedekking / aantal

Demeulenaere et al. 2002 “Beheermonitoringschaal”

Lokaal sporadisch: op het gehele terrein komen zeer lokaal enkele exemplaren voor (1 - 3). Sporadisch: op het gehele terrein komen (meer verspreid) enkele exemplaren voor (1 - 3). Lokaal zeldzaam: Op het gehele terrein komen lokaal een gering aantal exemplaren voor (4 - 10). Zeldzaam: op het gehele terrein komen een gering aantal exemplaren voor (4 10). Lokaal occasioneel: lokaal aanwezig, bedekking gering, schaars: totaal niet meer dan 10 - 20. Occasioneel: verspreid hier en daar aanwezig, bedekking gering, schaars: Op een aantal plaatsen komen groepjes voor, totaal niet meer dan 10 - 20. Lokaal talrijk: 20 - 100 exemplaren "frequent": Talrijk, maar geen grote bedekking, regelmatig verspreid, 20 100 exemplaren. Lokaal zeer talrijk (lokaal abundant): > 100 exemplaren Zeer talrijk (abundant): veel aanwezig of veel bedekkend (>20%), regelmatig verspreid, > 100 exemplaren Locaal co-dominant co-dominant: soort domineert, samen met andere soort(en) lokaal dominant: soort domineert lokaal dominant: hoge (en hoogste) bedekking, bedekking > 50%.

ZS: zeer schaars (< 5%)

S: schaars (< 5%)

V: verspreid ( <5%)

F: frequent (<5%)

A: abundant (> 1001) + B: bedekkend (5-25%) + P: plaatselijk en aaneengesloten (<25%) + K: kwartbedekkend (25-50%) H: Halfbedekkend (25-50%) H: Halfbedekkend (25-50%)

H: Halfbedekkend (25-50%) H: Halfbedekkend (25-50%) + D: Dominant (>75%)


individueel

mattenvormend pollenvormend

gegroepeerd

verspreid

.

.. .

r : r1-4 <5% 1-3

.

.

.

. .. . . .

...

l : p1-4 <5% 4-10

f : a1-4 <5% 20-100

...... .. ....... ........ . .............. ... .... . .......... . . ................ . ..

la : m1-4 <5% >100

a : 1-3 5-25%


..... ... . .... . .. . .. ..... . . . .. .. ..... . . . . . .. ... . . . . .. ........ . .

o/lf : p1-4 <5% 10-20

Figuur 12. VISUELE GIDS BEDEKKINGEN – BEHEERMONITORINGSSCHAAL (Bovenste rij overeenkomende Tansley : Londo klassen)

ld/cd : 3-5 25-50%

d : 5-7 50-75%

d : 8-9 >75%

93

nvt

8.2.2.2 Vegetatieopnames in permanente kwadraten (PQ’s) Fiche: Vegetatieopnames in PQ’s parameter Vegetatieopnames in PQ’s Meetlocaties: Alle PQ’s e ligging meetlocaties: 1 monitoring: 1-3 te kiezen evt. in overleg met beheerders Latere ronden: alle eerder uitgezette PQ’s (UTM-coördinaten worden gegeven door coördinator monitoring) Meetfrequentie en Afhankelijk van het natuurdoeltype 1 à 2x per monitoringsronde; periode: periode: tussen april - oktober, best tijdens periode van maximale ontwikkeling en belang van voorjaars- en/of najaarsaspect van de vegetatie van het betreffende natuurtype (zie tekst en tabellen) meetmethode: Streeplijst met aanduiding bedekking in Londo-schaal + evt. specificatie standplaats Materiaal: Markeerpaaltjes + markeer- en meetlint, metalen markeerbuizen (voor afbakeing PQ), eventueel een RTK-GPS (of iets gelijkaardigs om coördinaten te bepalen), metaaldetector (voor het terugvinden van reeds gemarkeerde PQ’s), loep

8.2.2.2.1 Doelstelling PQ’s

vierkante of ruitvorm (1m x 1m; 4m x 4m; 6m x 6m of 16m x 16m)

Het doel van de bijkomende monitoring van de vegetatie in PQ’s is een fijnere opvolging van plekken met veel kensoorten of “brongebiedjes” van waaruit kensoorten kunnen verspreiden. Dit is zeker van belang in reeds beter ontwikkelde beheereenheden of delen ervan die kunnen fungeren als bron naar de andere nog minder ontwikkelde delen van de beheereenheid en/of naar andere beheereenheden in de omgeving: Afhankelijk van de aanwezigheid van relictpopulaties, de lokale ontwikkelingsgraad van de vegetatie en/of presentie van kensoorten en indicatieve soorten of het bepalen van de uitgangsituatie voor het natuurtype, worden 1 tot maximaal 3 PQ’s binnen het proefvlak uitgezet. De grootte van het PQ is afhankelijk van de formatie en varieert tussen 16 en 256 m² (details zie 8.2.2.2.2).

8.2.2.2.2 Het plaatsen van PQ’s a. PQ grootte De grootte van het PQ is afhankelijk van de formatie (zie Tabel 22). b. PQ vormen In vlakvormige elementen waar de orientatie van het PQ niet van belang is (formaties moeras, grasland, dwergstruweel, struweel, bos), hebben de PQ’s steeds een 94

In lineaire elementen die in de loop van de tijd niet of weinig in vorm veranderen zijn andere, rechthoekige vormen toegestaan maar dit dient duidelijk te zijn uit overleg met de beheerder en wordt extra aangegeven op de veldformulieren en PQ kenmerken in de gegevensdatabase zodat dezelfde PQvorm wordt opgevolgd in een volgende monitoringsronde: In lineaire elementen zoals mantels, hagen en andere kleine (landschaps)elementen met een breedte < 6m (holle wegen, etc) wordt gemonitord vanaf een breedte > 2m en lengte >30m (monitorbare eenheid). Let hierbij op dat het PQ ofwel beide zijdes omvat of dat er anders PQ’s worden uitgekozen aan beide zijden van het element (zonnekant versus schaduwkant). Afhankelijk van de breedte van het element zijn de afmetingen: 4mx8m, 3mx12m of 2mx18m. In smalle oever(moeras)vegetaties en ruigtezomen kunnen bijvoorbeeld volgende afmetingen gebruikt worden: 2mx8m of 1mx16m. In principe komt het er steeds op aan dat de in Tabel 22 weergegeven PQ afmetingen worden gerespecteerd. Ook PQ’s langs oevers en poelen hebben best een rechthoekige vorm en een vaste plek. Hoewel de oeverlijn sterk kan veranderen tussen jaren (dus het PQ ligt dan verder van of in het water) zijn dergelijke PQ’s wel relevant; als de


biotoopgrens verschuift, zie je dat weerspiegeld in de vegetatie-opname in het PQ,

wat relevante info oplevert. Desnoods kan er later een nieuw PQ bijgelegd worden.

Tabel 22. Grootte van PQ’s naargelang de formatie waarbinnen het natuurtype valt (naar Demeulenaere et al. (2002) en Den Held en Den Held (1985)).

Formatie P.Q.-grootte Beheermonitoring (m x m) (open) waterplanten Zie 8.2.2.3 Bijzondere aanpak voor vegetatieopnames in waters Pioniervegetaties 1 m² * Oeverplanten 16 m², zie ook 8.2.2.3 Bijzondere aanpak voor vegetatieopnames in waters Moeras 16 m² Grasland 16 m² Dwergstruweel (Heide) 16 m² Ruigte 16 m² Struweel/haag/mantel 36 m² Bos 256m²: 16 x 16 m * Den Held en Den Held (1985) c. Plaatsing PQ Best worden PQ’s zo geplaatst dat het natuurdoeltype of een belangrijk subtype hiervan wordt beschouwd. De structuurkartering kan hierbij eventueel van nut zijn om uit te maken welke delen van het proefvlak bedekt zijn met “zuiver” natuurdoeltype. Zorg dat de vegetatie binnen een PQ homogeen is bij de initiële keuze van een locatie. De vegetatie zal in de eerste 3 tot 5 jaar na het nemen van bepaalde beheermaatregelen voor een aanzienlijk deel uit pionierstadia (kunnen) bestaan. Binnen die periode zal het dan ook niet of nauwelijks aspecten van de uiteindelijk te vestigen vegetatietypen (natuurstreefbeelden) vertonen. Deze natuurlijke successie in de vegetatie maakt het bij de start van de monitoring moeilijk om de juiste plaatsen te kiezen voor de PQ’s. In die situatie wordt random minstens 1 PQ uitgezet voor opvolging vanaf de uitgangsituatie (in de wastine-situatie eerder een 3-tal). Als er wel beter ontwikkelde vegetaties voorkomen die potentie vertonen om te evolueren naar het doeltype dan worden hier best (tot maximum 3) PQ’s geplaatst. Het exacte aantal en waar de PQ’s komen te liggen, is dan ook volledig afhankelijk van de aanwezigheid van representatieve en beter ontwikkelde stukken en dus het ‘expertjudgement’ van degene die in het eerste meetseizoen het vegetatieonderzoek uit gaat voeren (in overleg met de natuur-

wachter of beheerder). In “geperceleerde” gebieden worden dan standaard minimaal 1 tot maximaal 3 PQ’s per proefvlak uitgezet. Eventueel kunnen reeds bestaande PQ’s verder opgevolgd worden. d. Uitzetten van het PQ StandaardPQ: In vlakvormige elementen waar de oriëntatie van het PQ niet van belang is (formaties moeras, grasland, dwergstruweel, struweel, bos), hebben de PQ’s steeds een vierkante of ruitvorm (4mx4m; 6mx6m of 16mx16m). Het PQ wordt gemerkt door centraal in het PQ een metalen buis/staak aan te brengen (van 30 a 40 cm lengte die tot net boven het maaiveld in de bodem wordt gedreven), coördinaten worden tot op 5 cm nauwkeurig bepaald (vb. met RTK-GPS). De hoekpunten van het PQ liggen standaard op de windrichtingen N,O, Z en W. Bij afwijkingen hierop wordt dit aangegeven op de veldformulieren en worden minstens 2 hoekpunten ingemeten en gemerkt. De lokatie kan bij volgende monitoringsronden worden teruggevonden aan de hand van de UTM-coördinaten en GPS en eventueel met een metaaldetector om de metalen buis of staak te lokaliseren. Duid op de PQ- invulformulieren steeds aan of deze (bv. StandaardPQ 4x4) of volgende PQ-vormen werden uitgezet. Of


95

Bijzondere PQ: In lineaire elementen zoals mantels, hagen en andere kleine (landschaps)elementen is de oriëntatie van het PQ meestal wel van belang. Eerst wordt de grootte van het PQ gekozen aan de hand van Tabel 23.

Tabel 23. Diagonalen (in m) van de verschillende PQ-vormen

P.Q.-grootte (in m²) 16m² 36m² 256 m²

vierkant 5,66 11,31 22,63

1x16 16,03

Nadat men globaal bepaald heeft waar men een PQ wenst uit te zetten, bepaalt men het eerste hoekpunt ervan en markeert dit met een metalen buis (30-40 cm) die tot net boven het maaiveld in de bodem wordt gedreven. Daarna wordt de diagonaal uitgezet en wordt aan het uiteinde een tweede merkbuis geplaatst (zie Tabel 6). Beide blijven ook na het maken van de vegetatie-opname achter in het veld. In de buizen kunnen tijdens het veldwerk merkpalen- of stokken worden aangebracht die achteraf worden weggehaald. Om het proefvlak verder uit te zetten worden de eerste twee zijden uitgezet door middel van twee rolmeters, vertrekkend vanuit de diagonaalpalen tot de respectievelijke lengte en breedte van het PQ bereikt is voor elke rolmeter. Een tijdelijke

diagonaal

96

2x8 8,25

1x36

2x18

3x12

4x9

36,01

18,11

12,37

9,85

hulppaal wordt geplaatst daar waar de twee rolmeters elkaar raken op het snijpunt van lengte x en breedte y van het PQ; dit proces wordt herhaald voor de twee andere zijden. Alle hulppalen worden na het opnemen van het proefvlak verwijderd om geen al te grote visuele storing in het terrein teweeg te brengen en vooral om niet te hinderen voor het beheer. De coördinaten van de merkbuizen worden tot 5 cm nauwkeurigheid opgemeten (vb. met een RTK-GPS). Via RTK-GPS en/of een metaaldetector kan dan de exacte locatie van het PQ worden teruggevonden tijdens een volgende monitoringsronde. Duid op de PQ- invulformulieren steeds aan welke vorm PQ-vorm werd uitgezet (bv. Bijzonder-PQ 1x16).

ym


Tabel 24. Bedekkingschaal LONDO voor vegetatieopnames in PQ’s (toepaspaar op alle natuurtypen behalve wateroppervlakken; wel voor PQ’s in de oeverzones).

Londo

Aantal individuen - Bedekking

r1

sporadisch 1-3 (rarum) - < 1 %

r2

sporadisch 1-3 (rarum) - 1-3 %

r4


p1

weinig talrijk 4-20 (paulum) - < 1 %

p2

weinig talrijk 4-20 (paulum) - 1-3 %

p4


a1

talrijk 21-100 (amplum) - < 1 %

a2

talrijk 21-100 (amplum) - 1-3 %

a4


m1

zeer talrijk >100 (multum) - < 1 %

m2

zeer talrijk >100 (multum) - 1-3 %

m4


1

Willekeurig - 5-15 %

1-


1+


2


3


4


5


5-


5+


6


7


8


9


8.2.2.2.3 Werkwijze vegetatieopname in PQ’s Voor het opnemen van de vegetatie in PQ’s wordt als volgt tewerk gegaan (zie ook veldformulieren in bijlage 9): Inschatten van het percentage onbedekte bodem b. Inschatten van het percentage strooisellaag c. Inschatten van de totale bedekking MOSLAAG (Londo-bedekkingschaal: Tabel 24). (In de multisoortenlijst kunnen enkele soorten opgenomen zijn. Dit kan ook om groepen / typen gaan (aandeel

slaapmossen, korstmossen, bebladerde levermossen, etc.). d. Inschatten van de procentuele bedekking van de kruidlaag (dit is de som van mossen, varens, kruiden, grassen en grasachtigen) ten opzichte van de totale oppervlakte van het PQ e. Inschatten van de procentuele bedekking van de struiklaag (>2m; <6m) ten opzichte van het PQ f. Inschatten de procentuele bedekking van de boomlaag (>6m) ten opzichte van het PQ g. Noteren/aanduiden van alle soorten in het PQ en dit per laag (dus als zomereik zowel in de kruidlaag als kiemplant, in de struiklaag als juveniele struik en de boomlaag als volwassen boom voorkomt dan wordt de soort drie keer genoteerd/aangestipt en gespecificeerd) h. Inschatten van de bedekking van de individuele plantensoorten voor de kruidlaag, struiklaag en boomlaag Hierbij wordt de LONDOschaal* gebruikt (zie Tabel 24) alsook Figuur 12 voor het schatten van de bedekking en aantallen. Bij het gebruiken van de schaal is het belangrijk dat er eerst wordt gekeken naar de bedekking vooraleer met aantalschattingen wordt gewerkt. Wanneer er vastgesteld is dat een bepaalde soort minder dan 5 % inneemt, wordt verder alleen het aantal geschat. Soorten die boven de 5% bedekken worden verder alleen geschat op basis van bedekking In Figuur 12 wordt onderscheid gemaakt tussen individuele planten (zoals Gewoon Struisgras, Schapezuring), pollenvormende planten (Pijpenstrootje) en mattenvormende planten (Waterdrieblad, Padderus, Riet). Ook kunnen planten gegroepeerd of verspreid voorkomen.

a.

i.

Andere PQ-specifieke gegevens: Bij elke PQ-opname worden ook volgende kenmerken genoteerd: •

Kwelindicaties binnen het PQ (geen / aanwezig / onzeker) met aanduiding van welke kwelindicatie (ijzerbacteriefilm / kwelvlokken / kwelindiceren-


97

de plantensoorten roestbruin) •

j.

k.

98

/

kleur:

Waargenomen faunasoorten (tracht zeker de aanwezigheid van soorten uit de multisoortenlijsten te noteren indien één van d e soorten (toevallig) wordt waargenomen)

•

Beperking qua inschatting kruidlaagsoorten door afwezigheid bloeiwijzen

•

andere opmerkingen

Monitoringsperiode: Het veldwerk dient bij voorkeur in de meest geschikte periode voor het desbetreffende natuurdoeltype te worden uitgevoerd (zie Tabel 27 en Tabel 28). Extra Tips: Ook wanneer er een bepaald percentage van de bodem onbedekt is, wordt de bedekking van een plant nog steeds ingeschat ten opzichte van het totale proefvlak. Elke individuele plantensoort wordt apart ingeschat; aangezien planten elkaar gedeeltelijk kunnen overlappen in een proefvlak en dat meestal ook doen, zal de som van de bedekkingen van de individuele planten regelmatig de 100% overschrijden, niet alleen wanneer de verschillende lagen worden vergeleken en opgeteld, maar zelfs binnen een vegetatielaag. Doordat verschillende lagen elkaar kunnen overlappen (moslaag-kruidlaagstruiklaag-boomlaag) kan de totale bedekkingsgraad meer zijn dan 100 % Voor de inschatting of een plant minder dan 5% bedekt, wordt er best denkbeeldig een vakje van deze grootte voor ogen gehouden (zie Figuur 12). Vervolgens wordt nagegaan of alle planten van een soort zich al dan niet meer manifesteren als ze bij elkaar geplaatst zouden worden binnen het PQ (je bundelt ze in je gedachten dus niet als een soort wilgenbussel). Het komt voor dat verschillende etages voorkomen in de kruidlaag of een van de andere lagen (bijvoorbeeld een laag van lage en hoge kruidachtigen). Deze kunnen desgevallend apart ingeschat worden. Het optellen van de bedekkingsgraden is hier niet noodzakelijk gelijk aan het percentage be-

groeid oppervlak (bijvoorbeeld Greppelrus onder Lisdodde op een slikplaat).

*Opmerking bij de LONDO-schaal: gevolgen voor standaardisatie: Deze methode is erg gevoelig voor een waarnemereffect doordat ze zeer fijn ingedeeld is in verschillende percentageklassen. Hiermee wordt best rekening gehouden bij de interpretatie van de resultaten.

8.2.2.3 Bijzondere aanpak voor vegetatieopnames in waters Voor waters geldt een bijzondere aanpak gebaseerd op de Kaderrichtlijn Waters naar Leyssen et al. (2005). Waters zijn a.h.v. structuurkartering ingedeeld in oeverzones en open waterzones (hier kan nog een indeling zijn naargelang vegetatietypes: zie structuurkartering). Deze zones worden apart opgenomen. Tabel 25. Tansley-schaal voor meren (Schaminée et al. 1995).

Code vereenvoudigde Tansley-schaal voor meren R zeldzaam 1 occasioneel 2 frequent 3 abundant 4 co-dominant 5 dominant

8.2.2.3.1 Monitoring flora voor de stilstaande waters Proefvlakken voor stilstaande waters bestaan uitzonderlijk uit het hele element: watermassa + oeverzone. Voor de florainventarisatie worden stilstaande waters in min of meer homogene zones ingedeeld als oever en open water en binnen iedere zone eventueel nog verder naargelang morfologische structuur en begroeiing (zie structuurkartering). Een aantal vegetatieparameters die tijdens de vegetatie-opname meegenomen worden, werden al besproken in structuur (zie ook 3.5.4). De opname gebeurt apart per zone, op basis van waarnemingen langs de oever, evenals wadend door het


water indien nodig, waarbij de ondergedoken vegetatie eventueel met een hark wordt opgevist (bij slecht zicht of onzekerheid). In dit geval wordt voorgesteld per 10 m langs de oever minstens driemaal te harken en dit eventueel te herhalen voor diepere zones (bv. per bijkomende meter diepte). Dus voor de meest intensieve situatie: grote, diepe waters te bemonsteren tot max. 4m, m.a.w. om de 10m op 5 plaatsen: waterrand, op 1m, 2m, 3m en 4m diepte.

voudigde Tansley-schaal voor meren (Tabel 25). Op oevers kunnen bijkomende PQ’s worden uitgezet (16m² of 1m² bij amfibische (pionier)vegetaties) zoals hierboven beschreven (8.2.2.2). Samenvatting monitoring flora in en om proefvlakken voor stilstaande waters: •

Tabel 26 geeft de diepte tot waarop de submerse vegetatie bemonsterd dient te worden naargelang het watertype. •

•

•

De maximale diepte waarop vegetatie aanwezig is wordt gepeild en gesitueerd. De bedekking van submerse plantensoorten wordt geschat a.h.v. de Tansley-bedekkingschaal voor meren in Tabel 25. Let op: daarnaast wordt nog een schatting gemaakt van de totale bedekking van alle submerse soorten samen in verband met de structuurbeschrijving (vierdelige bedekkingschaal Tabel 18, zie 8.1.3.5.4) Oevervegetatie en emerse vegetatie worden geschat a.h.v. de vereen-

•

•

oevers: per homogene zone: vlakdekkende inventaris alle soorten: Tansleybedekking (Tabel 21), vegetatiestructuur, populatiestructuur (cfr. normaal schema) + waar van toepassing 1-3 PQ’s (Londo) waterpartij: vlakdekkende inventaris tot bepaalde diepte: voor ondergedoken vegetatie (alle submerse soorten samen) a.h.v. de vierdelige bedekkingschaal (Tabel 18, zie structuuropname), en per soort apart voor ondergedoken (submerse), bovenstekende (emerse), en drijvende vegetatie met de speciale Tansley-bedekking voor meren (Tabel 25). Bepaling diepte tot waarop submerse vegetatie voorkomt

Tabel 26. Diepte per stilstaand watertype tot waarop bemonsterd moet worden.

Meertype Matig tot sterk zure wateren Circumneutrale, zwak tot sterk gebufferde wateren (meso-oligotroof) (inclusief buffering door ijzer, dwz. ijzerrijke wateren) Matig ionenrijke tot ionenrijke alkalische wateren (zowel meso-oligotroof als eutroof) Alkalische duinwateren Grote, diepe, alkalische wateren (zowel mesooligotroof als eutroof) Brak stilstaand water: Gemeenschappen met Zannichellia en Ruppia

8.2.2.3.2 Monitoring flora voor de waterlopen De methode is gebaseerd op Schneiders & Jochems (2004). Oever- en watervegetatie worden apart geïnventariseerd. Als methode voor de waterlopen wordt voorgesteld om voor de typen ‘bronbeek’,

Code WSZms

Diepte (m) 2

WSC(z)b(Fe)

2

WSA(i)

2

WSAduin

2

WSAw

4

WSBzl

2

‘kleine Kempense beek’, ‘grote Kempense beek’, ‘kleine beek’, ‘grote beek’ en ‘polderwaterlopen’ een vegetatieopname te maken van een 100 m segment. Om tussen deze twee opgegeven punten een geschikt segment te kiezen, wordt/werd vooral rekening gehouden met de abundantie van en de soortenvariatie aan macrofyten (de uitvoerders van de monito-


99

ring krijgen op voorhand een geschikt segment aangewezen via GIS-bestanden). De stukken met de best ontwikkelde vegetatie worden dus gekozen, rekening houdend met de afbakening van het waterlichaam en de representativiteit van het meetpunt. Indien mogelijk worden locaties gekozen die niet of weinig beschaduwd zijn. Vaak geeft de oevervegetatie vooral informatie over het aangrenzend landgebruik of het beheer van het aanliggend perceel. De oevervegetatie wisselt immers sterker met het landgebruik dan de watervegetatie. Ook zijn de oeveropnamen zinvol omdat de watervegetatie dikwijls afwezig is. Het aangeduide segment wordt periodiek geïnventariseerd (om de 5 jaar). Belangrijk is dat hierbij eventueel afspraken gemaakt worden met de waterbeheerders in verband met de kruidruiming, zodat er geen gevolgen zijn van de kruidruimingen die er recent werden uitgevoerd. De opname gebeurt indien mogelijk, vanuit het water, tegen de stroming in. Indien de veldomstandigheden het niet toelaten wordt de opname uitgevoerd vanop de oever en worden de macrofyten bemonsterd door middel van een hark, bevestigd op een telescopische stok. In dit geval wordt voorgesteld per 10 m minstens driemaal te harken. De aanwezige soorten worden genoteerd samen met hun abundantie. Naar analogie met de methode voor de stilstaande waters, wordt voor de submerse vegetatie (alle soorten samen) in waterlopen een opname gedaan a.h.v. de vierdelige bedekkingschaal (Tabel 18). Daarnaast wordt per soort een inschatting gemaakt aan de hand van de aangepaste Tansley-bedekkingschaal (Tabel 25) en dit apart voor de submerse, emerse en drijvende vegetatie. Voor de oeversoorten wordt de bedekking ingeschat via de gewone Tansley-methode (Tabel 21). Bij de uitvoering van de opnamen kan de juiste begrenzing van de oeverstrook moeilijk zijn. Wanneer een segment periodiek geïnventariseerd wordt, kan een (metalen) paaltje, of een ander permanent merkteken, aangebracht worden aan de boven- en eventueel benedenbegrenzing

100

van ling der van

de oever (nauwkeurige positiebepabv. via RTK-GPS). Dit maakt een mindubbelzinnige vergelijking mogelijk de oevervegetatie door de jaren heen.

Samengevat wordt het volgende uitgevoerd voor de monitoring van flora in en om waterlopen: •

•

oevers: per homogeen segment: vlakdekkende inventaris alle soorten: Tansley-bedekking Tabel 21), vegetatiestructuur, populatiestructuur (cfr. normaal schema) + 1-3 PQ’s (Londo-schaal, Tabel 24) waterpartij: vlakdekkende inventaris: submerse vegetatie totaal (zie structuuropname: 4-delige bedekkingschaal, Tabel 18) en per soort apart voor ondergedoken (submerse), bovenstekende (emerse), en drijvende vegetatie met de speciale Tansley-bedekking voor meren (Tabel 25).

8.2.2.4 Meetperiode voor vegetaties Opnamen die in het begin van het veldseizoen zijn uitgevoerd, kunnen verschillen van deze aan het eind van het veldseizoen. Bij aanvang van de monitoring dient nagegaan te worden of er al dan niet twee PQ-opnamen wenselijk zijn afhankelijk van het natuurdoeltype (zie Tabel 27). In de monitoringschema’s wordt telkens per reservaat voor elk te monitoren natuurtype duidelijk weergegeven hoeveel keer een PQ opgenomen dient te worden per monitoringsjaar. De uitvoerders kunnen de exacte planning uitwerken aan de hand van de informatie in Tabel 27 en Tabel 28. Om mogelijke seizoenale verschillen uit te sluiten, dienen de vegetatieopnames van volgende monitoringsrondes uitgevoerd te worden in dezelfde periode van het jaar als de voorgaande opnames.


Tabel 27. Monitoringsperiode naargelang formatie-natuurtype/vegetatietype (donker oranje: bij voorkeur, licht oranje: algemeen (Leys 1982)). De kolom #PQ/jaar geeft aan hoeveel monitoringsrondes per jaar gepland worden voor PQ’s naargelang het type (zie ook informatie in Tabel 28).

Formatietype - vege# keer jan febr mrt april mei juni juli aug sep okt nov dec tatietype PQ/jaar Watervegetaties 1 Moerasvegetaties 2 Idem Mossen 2 Graslanden (Hooilan2 den) Graslanden (Weilan2 den) Graslanden (Schrale 2 graslanden) Dwergstruwelen 1 (Heiden) Akkergemeenschappen (Hakvruchtak1 kers) Akkergemeenschap1 pen (Graanvruchtakkers) Pioniersgemeenschappen in droge 1 duinen Pioniersgemeen1 schappen in natte duinen Kweldervegetaties 2 Naaldbossen 1 Korstmossen 1 Loofbossen "arme 2 bodem" Loofbossen "rijke 2 bodem" Struwelen 2 Onder de typerende soorten of doelsoorten bevinden zich dikwijls zowel voor- en najaarsoorten. Voor het verkrijgen van een juist beeld van de vegetatie en het registreren van alle relevante kensoorten zou voor sommige natuur(doel)typen best zowel het voorjaars- (mei-juni) als het najaarsaspect (augustus–september) bemon-

sterd worden. Voor dergelijke natuurdoeltypen wordt best een tweede proefvlakdekkende inspectieronde ingelast later op het seizoen.


101

Tabel 28. Voor- en najaarsaspecten van bepaalde vegetatietypen.

Voorjaarsaspect vegetatietypen Najaarsaspect vegetatietypen Vegetatietypen van droge bodem (mei-juni) Moeras- en verlandingsvegetatietypen: accent Moeras-, verlandings- en watervegetatietyop mos-, zeggen- en orchideeënsoorten pen: accent op andere categorieën dan mos-, zeggen- en orchideeënsoorten (april-mei) (augustus –september) Pioniervegetatietypen van droge bodem Pioniervegetatietypen van vochtige tot natte bodem Struweelvegetatietype: accent op ondergroei Struweelvegetatietype: accent op struiklaag (mos- en kruidlaag) Bosvegetatietypen: accent op ondergroei Bosvegetatietypen: accent op de boom- en (mos- en kruidlaag) [1] struiklaag [1]

Nog meer dan bij bosvegetatietypen op droge bodem is het onderscheiden van sommige bosvegetatietypen in nattere situaties, naast het totale (bos)aspect, praktisch alleen goed mogelijk in het voorjaar. Zo wordt het verschil tussen Nitrofiel alluviaal elzenbos en Alluviaal essen-olmenbos in veel gevallen bepaald door het voorkomen van een uitbundige voorjaarsflora. De keuze tussen beide kan een probleem worden, als op de natste plaatsen in het Alluviaal essen-olmenbos de eigenlijke bosplanten verdwenen zijn door een te hoge vochtigheidsgraad. Verder hebben beide typen in principe gemeen, dat ze een groot aandeel aan moeras- en ruigtekruiden kunnen bezitten.

8.2.3 Multisoorten-aanpak Op het INBO werden multisoortenlijsten opgesteld met soorten(groepen) die typisch zijn voor een bepaalde combinatie van ecoregio en natuurdoeltype. De selectiecriteria staan beschreven onder 4.1.4.3. Op basis van het natuurdoeltype en de ecoregio waarin een te bemonsteren proefvlak zich bevindt, kan een multisoortenlijst worden aangereikt met soorten waarnaar tijdens de monitoring extra aandachtig gezocht moet worden. Bijlage 16 toont multisoortenlijsten voor 13 natuurdoeltypen. Dit zijn voorlopige lijsten die op basis van meer inzicht en van terreinervaringen nog onderhevig kunnen zijn aan verbeteringen. In de toekomst kunnen desgewenst voor de overige natuurdoeltypen die in aanmerking komen voor beheermonitoring (zie 3.2.5.1.3) bijkomende multisoortenlijsten worden opgesteld.

102

Per natuurtype telt een multisoortenlijst gewoonlijk een 10-tal op het terrein herkenbare soorten. Het gaat gewoonlijk om soorten uit soortengroepen geïllustreerd in Tabel 29. Voor meer achtergrondinformatie bij de soorten op de multisoortenlijsten zijn soortfiches met gedetailleerde soortinformatie en monitoringstips opvraagbaar bij het INBO. Voor een meer specifieke uitwerking over de betekenis en selectiekeuze van de multisoortenlijst voor dotterbloemgraslanden wordt verwezen naar De Cock et al. (2008a).


Tabel 29. Overzicht algemene methodiek voor de multisoortenaanpak per soortgroep. De standaard inventarisatiemethode bestaat uit één van de hieronder aangehaalde technieken.

Soortengroep Fungi & (korst)mossen Invertebraten en kleine terrestruische dieren

Reptielen amfibieën

/

terrestrische

Dagvlinders

(Dagactieve) Nachtvlinders

Sprinkhanen en krekels

Libellen Kevers

Broedvogels

Algemene methodiek Proefvlakdekkend gericht zoeken ((korst)mossen ook in PQs) Proefvlakdekkend gericht zoeken of trajecten: visuele waarnemingen Proefvlakdekkend gericht zoeken of trajecten: visuele waarnemingen + netvangsten Proefvlakdekkend gericht zoeken of trajecten: visuele waarnemingen (+ opjagen) + netvangsten Proefvlakdekkend gericht zoeken of trajecten: visueel + auditief (+ netvangsten) Proefvlakdekkend gericht zoeken of trajecten: visuele waarnemingen + netvangsten Punttelling: visueel + auditieve waarnemingen (Punt)tellingen langs oevers + fuiken + netvangsten

Amfibieën + aquatische fauna

Fiche: Inventarisatie fungi en (korst)mossen parameter Inventarisatie Fungi en (korst)mossen Meetlocaties: Proefvlakdekkend: fungi, (korst)mossen PQ’s: (korst)mossen Ligging meetlocaties: Afbakening proefvlakken wordt aangeleverd als GIS-bestand door coördinator monitoring Meetfrequentie en Periode: tussen april - oktober; tijdens flora- en/of structuurkartering periode: Meetmethode: Tijdens vegetatieopname of structuurkartering opsporen van soorten uit multisoortenlijst en aantallen vuchtlichamen (fungi) of vlekken (korstmossen) tellen/inschatten en voor (korst)mossen de bedekkingsgraad noteren (proefvlak(cirkels): Tansley-bedekkingschaal; PQs: Londo-bedekkingschaal) Monitoringsfrequentie: Best jaarlijks

8.2.3.1 Fungi en (korst)mossen De soortenkennis in Vlaanderen is vrij goed en ook van de verspreiding en ecologie van de meeste soorten bestaat een vrij gedetailleerd beeld. Er bestaat geen Rode Lijst van alle soortengroepen in Vlaanderen, maar wel van een aantal geselecteerde groepen van macrofungi (Walleyn & Verbeken , 1999). De monitoring van deze soortengroep is meer problematisch omdat sommige soorten niet elk jaar fructificeren waardoor een meerjarige bemonstering noodzakelijk is om een totaalbeeld te

verkrijgen van de aanwezigheid van de soorten. Zwammen en (korst)mossen zijn vooral van ecologisch belang als indicatoren binnen heischrale graslanden, heiden, bepaalde bostypen. Natuurtype-specifieke en opvallende, niet te verwarren soorten(goepen) zullen worden opgenomen in de multisoortenlijsten. Relevante en haalbare soorten paddestoelen en (korst)mossen worden meegegeven in de multisoortenlijst en het aantal plekken met soorten(groepen) en de bedekking en spreiding worden ingeschat zoals voor een florakartering (zie 11.1.2).


103

Methode: Noteren en karteren aantal alleenstaande vruchtlichamen of clusters per fungisoort. Voor (korst)mossen noteren aantal plekken per soort(groep) en totale bedekking binnen proefvlak (Tansleybedekking) én PQ (Londo-bedekking). Periode: Sterk afhankelijk van de soort en weersomstandigheden. In het beste geval tijdens een najaarsronde van florainventarisatie, of combineerbaar met fauna. Hiermee wordt rekening gehouden in de selectie van multisoortenlijsten. Desnoods wordt voor fungi een extra ronde voorzien in het najaar.

8.2.3.2 Inventarisatie Fauna Voor de fauna wordt waargenomen via eenvoudige veldtechnieken (visueel en auditief waarnemen, gericht zoeken, hand, klop-, vang-, sleep-, schepnet en fuikvangsten) zowel binnen vaste trajecten als proefvlakdekkend (zie verder onder 3.3.2). Te noteren gegevens zijn: • • •

aantallen of opgegeven aantalklassen; stadiumklasse (adult, juveniel/larf, nest, ei, etc.) facultatief kan ook de waarnemingstechniek (visueel, auditief, klopvangst, sleepvangst, netvangst, gericht zoeken, …) genoteerd worden, dit om een idee te verkrijgen over de betrouwbaarheid van de waarnemingen.

Een overzicht van de mogelijke techniek(en) per soortgroep staat weergegeven in Tabel 29 en wordt hieronder meer in detail besproken. De fauna wordt waargenomen via zicht- en geluidswaarnemingen langs trajecten of via gericht zoeken over heel de oppervlakte van het proefvlak en afhankelijk van de informatie in de soortenfiches (bvb toespitsen naar een bepaald microbiotoop, de tijdsperiode van de dag, weersomstandigheden). De verschillende modules staan hieronder per soortengroep weergegeven in fiches.

In principe wordt er eerst gekeken binnen 50m lange trajecten. Deze trajecten worden zo uitgestippeld dat de microhabitats van de soorten uit de multisoortenlijsten zo goed mogelijk ingerekend worden. In sommige gevallen zal dit niet altijd kunnen (ofwel laat de soort een traject-aanpak niet toe, ofwel is het praktisch onmogelijk om alle microhabitats te bestrijken) en dan kan aanvullend buiten de trajecten op geschikte plaatsen gezocht worden binnen het hele proefvlak. Als algemene regel stellen we dat eerst trajecten worden afgewerkt. Soorten die dan nog ontbreken kunnen aanvullend opgezocht worden via het afspeuren van veelbelovende plekjes (microhabitat) in een proefvlakdekkende zoektocht. Hoe een soort uit de multisoortenlijst nu juist bemonsterd moet worden, zal aangegeven worden in de informatie bij de lijsten. Per soort staat beschreven welke techniek(en) van toepassing zijn. Zo kan het zijn dat voor een bepaalde invertebratengroep zowel binnen een vaste traject gezocht moet worden, als op specifieke microhabitats binnen het proefvlak. Alle nodige informatie (monitoringsperiode, tijdstip, microhabitat, eventueel (opvallend) gedrag en tips) kan worden opgevraagd in soortenfiches bij de soortenlijsten. Een overzicht van de mogelijke techniek(en) per soortgroep staat weergegeven in Tabel 29. Vogels worden gemonitord via punttellingen. De andere fauna wordt waargenomen via zicht- en geluidswaarnemingen langs trajecten of via gericht zoeken over heel de oppervlakte van het proefvlak en afhankelijk van de informatie in de soortenfiches (bvb toespitsen naar een bepaald microbiotoop, de tijdsperiode van de dag, weersomstandigheden). De verschillende modules staan hieronder per soortengroep weergegeven in fiches.

8.2.3.2.1 Invertebraten en kleine vertebraten (reptielen & terrestrische amfibieën)

104


Fiche: Inventarisatie invertebraten en kleine vertebraten Inventarisatie invertebraten en kleine vertebraten Parameter Meetlocaties: Proefvlakdekkend: alle proefvlakken voor natuurdoeltypen waarvoor multisoortenlijsten beschikbaar zijn Ligging meetlocaties: Afbakening proefvlakken wordt aangeleverd als GIS-bestand door coördinator monitoring Meetfrequentie en 6 bezoeken per monitoringsronde gespreid over mei, juni, juli, augustus en periode: begin september Meetmethode: Binnen het proefvlak soorten opsporen op soortspecifieke (micro)habitats (deze soorteninformatie wordt geleverd bij multisoortenlijsten) en/of binnen 1 tot 3-tal 50-m trajecten. Noteren: aan/afwezigheid, aantallen. Vaste trajecten moeten gedigitaliseerd worden. Best jaarlijks. Eventueel om de 5 jaar in het kader van meetnetmonitoring. Monitoringsfrequentie: Materiaal: Verrekijker, (fijnmazig)schepnet, vlindernet (+ met verlengde steel), eventueel: stevig, zwaar, fijnmazig sleepnet, voor klopvangsten: wit stuk textiel (bv. 1m², of iets gelijkaardigs: omgekeerde witte paraplu), loep, batdetector 8.2.3.2.1.1

Algemene methodiek

In principe wordt er eerst gekeken binnen 50m lange trajecten (best gekoppeld aan PQ’s). Deze trajecten moeten zo worden uitgestippeld dat de microhabitats van de soorten uit de multisoortenlijsten zo goed mogelijk ingerekend worden. In sommige gevallen zal dit niet altijd kunnen (ofwel laat de soort een trajectaanpak niet toe, ofwel is het praktisch onmogelijk om alle microhabitats te bestrijken) en dan kan aanvullend buiten de trajecten op geschikte plaatsen gezocht worden binnen het hele proefvlak. Als algemene regel stellen we dat eerst trajecten worden afgewerkt. Soorten die dan nog ontbreken kunnen aanvullend opgezocht worden via een proefvlakdekkende aanpak. Afhankelijk van de soort en van de informatie opgegeven in de soortfiches (bijgeleverd bij multisoortenlijsten) wordt er gewerkt via: a. Trajecttellingen Vaste trajecten van 50 m worden aan een constante snelheid gewandeld (ca. 5 min/50m) waarbij de waarnemer het aantal individuen van de multisoortenlijst noteert die binnen een denkbeeldige kooi worden waargenomen (voor details, zie de soortgroepspecifieke methodes). Alle invertebratengroepen en reptielen uit de soortenlijst worden in éénzelfde traject bekeken. Naargelang de waarnemingsmethode wordt het traject dan op volgende wijze(n) doorlopen (dus maximaal 3 aflooprondes per traject): •

•

•

nemingen van het traject (evt. indien nodig aangevuld met netvangsten voor een meer zekere determinatie van vlinders, libellen, etc) (hier concentreren op vlinders, reptielen, evt. amfibieen). AUDITIEF: op de tweede doorwandeling van het traject wordt er geconcentreerd op geluidswaarnemingen (sprinkhanen, krekels, amfibieën) KLOPVANGST/SLEEPNET/SCHEPNET: tijdens een laatste doorwandeling kunnen overige of nog ontbrekende soorten via klop- en sleepnetvangsten langsheen het traject gevangen worden (sprinkhanen, krekels, kevers, …). Langs oevers zijn eventueel aanvullende schepnetvangsten nodig (waterinvertebraten, amfibieën) op 5 punten per traject (zie ook aanpak amfibieën, hoofdstuk 8.2.3.2.3)

Trajecten voor oever- en waterfauna: langs oevers en waters zijn amfibieën, libellen en andere wateren oeverinvertebraten belangrijke op te volgen multisoorten. Hiertoe worden langs de oevers van deze waters 50m lange trajecten afgezocht. Eventueel worden ook vangsten gedaan met schepnet waar toepasselijk. Ook indien in een drassig proefvlak (vb. rietmoeras) open waters voorkomen, wordt hier – afhankelijk van de soorten op de multisoortenlijst - best geschept langs trajecten of op geschikte plaatsen binnen het proefvlak. Daarnaast worden ook vangsten gedaan met fuiken waar toepasselijk (zie hoofdstuk 8.2.3.2.3).

VISUEEL: tijdens een eerste doorwandeling gebeuren visuele waarBeheermonitoring: Concept & Methodiek

105

b. Proefvlakdekkende inventarisaties Naast waarnemingen binnen trajecten worden aanvullende waarnemingen verricht binnen het proefvlak en worden multisoorten opgespoord aan de hand van tips en soortspecifieke kenmerken (microhabitats, activiteitsperiode, waardplant, etc.). Deze soorteninformatie is opvraagbaar bij de multisoortenlijsten. Aan- of afwezigheid, tellingen of aantalschattingen worden genoteerd. Waarnemingen zijn visueel, op het gehoor, eventueel uitgebreid met netvangsten en voor een zeer beperkt aantal soorten zijn misschien klopvangsten nodig (vb. als struiken te dicht of te hoog zijn, 23m, om nog visueel te kunnen zoeken). Standaard worden per monitoringjaar in totaal minstens 6 bezoeken uitgevoerd en dit gespreid over de maanden mei, juni, juli, augustus, (eventueel begin september). De exacte planning hangt sterk af van de weersomstandigheden, maar het voornaamste is dat de bezoekronden mooi gespreid liggen binnen deze periode. Als richtlijn kan het volgende schema dienen: 1. eerste ronde: eerste helft mei 2. tweede ronde: tussen laatste week van mei en 10 juni 3. derde ronde: tussen 20 juni en 30 juli 4. vierde ronde: tussen 1 juli en 15 juli 5. vijfde ronde: tussen 20 juli en 10 augustus 6. zesde ronde: tussen 20 augustus en 5 september Gestandaardiseerde veldformulieren zijn te vinden in Bijlage 11 en 12. 8.2.3.2.1.2 amfibieën

Reptielen & terrestrische

Meetmethode: Visuele observaties binnen vaste trajecten van 50m (1 tot 3 gekoppeld aan de PQ’s), of door gericht zoeken binnen het proefvlak aan de hand van soortspecifieke informatie geleverd bij soortenlijsten. De tellingen (binnen trajecten) gebeuren best binnen een waarneemveld van ca. 3m om de waarnemer. Aanof afwezigheid van de multisoorten aangeven en aantallen waargenomen/gevangen exemplaren per soort noteren.

106

Monitoringsomstandigheden: Waarnemingen gebeuren bij voorkeur bij zonnig en warm weer (>20°C) en weinig wind. Materiaal: niets bijzonder. Meetperiode: afhankelijk van de soort: tussen begin mei en eind augustus. Tijdstip: bij voorkeur voormiddag (10h30).

pas

vanaf

late

Monitoringsfrequentie: voor meetnetbeheermonitoring stellen we een maximale frequentie van 5 jaar voor. Voor het gedetailleerder opvolgen van populaties of voor gebiedsgerichte monitoring is een jaarlijkse monitoring meer aangewezen. Extra informatie: http://www.hylawerkgroep.be/index.php?i d=75

8.2.3.2.1.3 nachtvlinders

Dagvlinders & (dagactieve)

De grootste effecten kunnen worden verwacht na het nemen van maatregelen gericht op verbetering van de (landschap)structuur. Veel dagvlinders zijn namelijk afhankelijk van structuurrijke gebieden met goed ontwikkelde, kleine landschapselementen. Daarnaast is natuurlijk het beheer (hooilandbeheer of begrazingsbeheer) van groot belang. De soortenrijkdom van dagvlinders is vooral indicatief voor een goed beheer, een grote structuurvariatie en voor goed ontwikkelde bosranden. Het doel van het opvolgen van dagvlinders is daarom het beoordelen of de verbetering van de structuur(variatie) en het (grasland)beheer inderdaad positieve effecten heeft op de dagvlinderfauna. Zowel de soortenrijkdom via de vestiging van nieuwe soorten, als een toename van de aantallen van aanwezige multisoorten worden gemonitord. Dat gebeurt via een kwantitatieve telling. De aanwezigheid van Rode-Lijstsoorten (Maes & Van Dyck 1999) of Aandachtsoorten (BVR 29-06-1999; Bijlage V) in het gebied is veelal indicatief voor zeer specifieke omstandigheden en een goede biotoopkwaliteit. Als vestiging of behoud van deze soorten specifieke doelen zijn van de maatregelen, kan ook het voorkomen van deze soorten worden onderzocht in het kader van de


gebiedseigen monitoring. Voor beheermonitoring volstaat het de vlindersoorten op de multisoortenlijsten op te volgen.

ningsperiode van de soorten op de soortenlijsten: tussen begin mei en eind augustus.

Meetmethode: Waarnemingen voor dagactieve nachtvlinders en dagvlinders gebeuren door de vaste trajecten van 50m rustig te doorlopen. De tellingen gebeuren binnen een denkbeeldige kooi van 2,5 m links, 2,5 m rechts en 5 m voor de waarnemer (van Swaay 2000). Bij de tellingen wordt enkel naar volwassen exemplaren van dagvlinders en dagactieve nachtvlinders gekeken, tenzij andere stadia (ook) opvallend(er) zijn (afhankelijk van de multisoortenlijst en monitoringstips in de multisoortendatabank). Van soorten die buiten het traject worden waargenomen wordt enkel de aanwezigheid genoteerd. Adulten van vele soorten nachtvlinders kunnen tijdens het doorlopen van het proefvlak/traject opgejaagd of gesleept worden. Gemakkelijk monitorbare en natuurtypenpecifieke nachtvlinders kunnen daardoor eveneens op de multisoortenlijsten voorkomen.

Tijdstip: bij voorkeur pas vanaf de late voormiddag (10u30) tot ca. 17u.

Monitoringsomstandigheden: De telbezoeken moeten gelijkmatig over de monitoringsperiode plaatsvinden en bij goed telweer. Dit laatste betekent, dat er niet geteld mag worden wanneer het hard waait (windkracht van meer dan 5 Beaufort), als het koud is (zie verder), als er neerslag valt of als het te vroeg of te laat is (Van Swaay, 2000). Een terreinbezoek mag enkel worden uitgevoerd wanneer aan de volgende voorwaarden is voldaan (Pollard, 1977): -

Temperatuur tussen 13°C tot 17°C enkel bij zonnig weer > 17°C kan het ook bij bewolkte omstandigheden De tellingen gebeuren best tussen 10u45 en 15u45, maar zeker niet vóór 10:00u of na 17:00u

Materiaal: eventueel een licht, opvouwbaar vlindernet (hoewel de geselecteerde soorten vanop afstand herkenbaar zullen zijn). Een tot op korte afstand scherp te stellen verrekijker kan een net vervangen om tot zo weinig mogelijk verstoring te leiden. Meetperiode: afhankelijk van de verschij-

Monitoringsfrequentie: voor meetnetbeheermonitoring stellen we een maximale frequentie van 5 jaar voor. Voor het gedetailleerder opvolgen van populaties of voor gebiedsgerichte monitoring aan de hand van tellingen dient vaker gemonitord te worden omdat de jaarlijkse fluctuaties in aantallen groot kunnen zijn. Daarom wordt geadviseerd jaarlijks te tellen. Extra informatie: Veldgids dagvlinders KNNV. Dagvlinders in Vlaanderen (Maes & Van Dyck 1999) 8.2.3.2.1.4

Libellen

Meetmethode: Adulten: zichtwaarnemingen en eventueel netvangst voor betere determinatie. Gedurende de telling worden routes in een rustig tempo langsgelopen en wordt genoteerd welke libellen uit de multisoortenlijsten aanwezig zijn. Hierbij worden voor alle (te monitoren) soorten indicaties voor voortplanting (tandem (paringswiel), teneralen, ei-afzet) en een schatting van de aantallen genoteerd. De getelde aantallen dienen bij een kwalitatieve (globale) telling uitsluitend om te kunnen bepalen of de betreffende soort zich in het gebied voortplant of niet. Bovendien worden libellen die zich meer dan 2,5 meter buiten de afgelopen route bevinden apart meegeteld in de aantallen, of wordt minstens hun soortnaam genoteerd. Zo worden grote libellen die ver van de oever foerageren mee in rekening gebracht (bv. Bruine glazenmaker, Glassnijder, enz. best met de verrekijker van op de kant te observeren). Zulke soorten zitten eventueel ook in de proefvlakdekkende inventarisatie vervat. Door het geringe aantal bezoeken, zijn op bovenstaande wijze ‘getelde’ aantallen niet representatief voor een inschatting van de populatiegrootte. Uitzonderingsgevallen bij het monitoren van libellen: enkele zeer zeldzame soorten zijn niet goed te monitoren met behulp van


107

trajecten. Het betreft hier soorten die zich zeer weinig in de directe nabijheid van water ophouden (met name Gevlekte glanslibel en Hoogveenglanslibel). Indien deze (gebiedspecifieke) soorten in een gebied voorkomen, ofwel dat er maatregelen worden uitgevoerd die aanleiding zouden kunnen zijn dat deze soorten zich vestigen, dient een deskundige hiervoor de meetmethode te bepalen. Monitoringsomstandigheden: De bezoeken moeten gelijkmatig over de genoemde perioden en bij goed telweer plaatsvinden. Dit laatste betekent, dat er niet geteld mag worden wanneer het hard waait (windkracht van meer dan 4 Beaufort), als het koud is (temperatuur minder dan 17°C), als er neerslag valt of als het te vroeg of te laat is (vóór 10u30 of na 17u). Wanneer het extreem warm is (temperatuur boven 30°C) dient bij voorkeur ook niet geteld te worden rond de middaguren, kortom: bij voorkeur zonnig of lichtbewolkt weer en zachte temperaturen en weinig wind. Ten slotte, moeten er minimaal twee dagen tussen de verschillende tellingen zitten. Meetfrequentie: De exacte planning is sterk afhankelijk van de vliegperiodes van de te monitoren soorten uit de multisoortenlijsten. Wanneer het een gebied betreft waar bepaalde soorten verwacht mogen worden met een zeer korte vliegtijd per locatie (bijvoorbeeld Zwervende pantserjuffer, Noordse witsnuitlibel en Noordse glazenmaker), dient hiermee met de planning van de bezoeken expliciet rekening gehouden te worden. Materiaal: eventueel een licht, opvouwbaar vlindernet met verlengde steel (hoewel de geselecteerde soorten vanop grote afstand herkenbaar zullen zijn). Een tot op korte afstand scherp te stellen verrekijker kan een net vervangen om tot zo weinig mogelijk verstoring te leiden. Bovendien is deze nuttig om op waterplanten rustende juffers en/of libellen op naam te brengen en te tellen/aantallen te schatten. Meetperiode: afhankelijk van de verschijningsperiode van de geselecteerde soorten: tussen begin mei en eind augustus

Tijdstip: Bij voorkeur wordt er geteld tussen 10u30u en 16u30u (Ketelaar en Plate, 1999). Monitoringsfrequentie: voor meetnetbeheermonitoring stellen we een maximale frequentie van 5 jaar voor. Voor het gedetailleerder opvolgen van populaties of voor gebiedsgerichte monitoring aan de hand van tellingen dient vaker gemonitord te worden omdat de jaarlijkse fluctuaties in aantallen groot kunnen zijn. Daarom wordt geadviseerd jaarlijks te tellen. Extra informatie: Veldgids libellen KNNV. http://users.pandora.be/tailly/lib/boeken.h tm

8.2.3.2.1.5

Sprinkhanen en krekels

Meetmethode: De observaties gebeuren binnen de vaste trajecten van 50m. Tellingen van sprinkhanen gebeuren dan bijvoorbeeld tijdens een tweede doorwandeling van het traject (ca. 5 à 10 min/50m) d.m.v. het herkennen van het geluid en/of visuele waarnemingen (Kleukers et al. 1997). Voor de sprinkhanen geldt een denkbeeldige waarnemingskooi met een afmeting van 1 m links, 1 m rechts en 1 m voor de waarnemer. Eventueel kan na een auditieve ronde nog een derde ronde met het sleepnet toegepast worden. Monitoringsomstandigheden: Waarnemingen voor sprinkhanen en krekels gebeuren bij voorkeur bij zonnig en warm weer (>20°C) en weinig wind. Sprinkhanen roepen veel minder bij de minste bewolking. Materiaal: zwaar, fijnmazig sleepnet, eventueel bat-detector om de fijnere geluiden van bijvoorbeeld spitskopjes te versterken. Meetperiode: Trajecttellingen voor sprinkhanen zijn belangrijk tussen de periode eind juli en begin september. Let op: Doorntjes en soorten zoals Veenmol en Veldkrekel zijn echter in het voorjaar actief! Tijdstip: bij voorkeur pas vanaf late voormiddag (10h30).

108


Monitoringsfrequentie: voor meetnetbeheermonitoring stellen we een maximale frequentie van 5 jaar voor. Voor het gedetailleerder opvolgen van populaties of voor gebiedsgerichte monitoring aan de hand van tellingen dient vaker gemonitord te worden omdat de jaarlijkse fluctuaties in aantallen groot kunnen zijn. Daarom wordt geadviseerd jaarlijks te tellen. Extra informatie: Sprinkhanen en krekels van Nederland: naslagwerk + CD met geluiden van soorten uit de multisoortenlijsten. Veldgids KNNV http://www.saltabel.org/Nederlands/Soorte n/Sabelsprinkhanen/Sikkelsprinkhaan.htm

8.2.3.2.1.6

Kevers - Lieveheersbeestjes

Meetmethode: De observaties gebeuren binnen de vaste trajecten van 50m, of door gericht zoeken binnen het proefvlak. Aan- of afwezigheid van de multisoorten aangeven en aantallen waargenomen/gevangen exemplaren per soort noteren. Voor sommige soorten kan het nodig zijn bijkomende klopvangsten uit te voeren: laaghangende takken van bomen en struikjes worden beklopt en de exemplaren worden opgevangen bijvoorbeeld op een wit stuk textiel of iets gelijkaardigs (vb. omgekeerde witte paraplu). Monitoringsomstandigheden: Waarnemingen gebeuren bij voorkeur bij zonnig of lichtbewolkt weer en zachte temperaturen en weinig wind. Materiaal: zwaar, fijnmazig sleepnet (cfr. sprinkhanen en krekels), wit stuk textiel (bv. 1m², of iets gelijkaardigs: omgekeerde witte paraplu), eventueel een loep.

Tijdstip: bij voorkeur pas vanaf late voormiddag (10h30). Afhankelijk van de soort. Monitoringsfrequentie: voor meetnetbeheermonitoring stellen we een maximale frequentie van 5 jaar voor. Voor het gedetailleerder opvolgen van populaties of voor gebiedsgerichte monitoring aan de hand van tellingen dient vaker gemonitord te worden omdat de jaarlijkse fluctuaties in aantallen groot kunnen zijn. Daarom wordt geadviseerd jaarlijks te tellen. Extra informatie: Lieveheersbeestjes: Velddeterminatietabel voor de lieveheersbeestjes (Baugnée et al. 2001). Voorlopige verspreidingsatlas van lieveheersbeestjes in Vlaanderen (Adriaens & Maes 2004). http://www.inbo.be/content/page.asp?pid =FAU_INS_LHB_start Vliegend hert: een habitatrichtlijnsoort: http://www.inbo.be/content/page.asp?pid =FAU_INS_Vliegend%20hert

8.2.3.2.1.7

Mieren

Bemonstering mierennesten - Een gestandaardiseerde bemonstering van mieren is niet zo eenvoudig omdat zij in alle strata (bodem, stammen en kruinen) kunnen voorkomen. Alleen soorten met opvallende nesten of uitzonderlijk gemakkelijk waar te nemen en velddetermineerbare soorten worden in de multisoortenlijsten opgenomen. Deze nesten kunnen eventueel al opgemerkt/gelokaliseerd worden tijdens de kartering van structuur (zie hoofdstuk 8.1) of de perceelsdekkende vegetatieopname (zie hoofdstuk 8.2.2.1).

Meetperiode: afhankelijk van de soort: tussen begin mei en eind augustus.


109

8.2.3.2.2 Broedvogels Fiche: Inventarisatie broedvogels Inventarisatie broedvogels parameter meetlocaties: alle proefvlakken voor natuurdoeltypen waarvoor multisoortenlijsten beschikbaar zijn ligging meetlocaties: afbakening proefvlakken wordt aangeleverd als GIS-bestand door coördinator monitoring: centraal in het proefvlak wordt een telpunt gekozen (eerste ronde), of coördinaten van het telpunt worden geleverd (latere rondes) Meetfrequentie en 6 bezoeken per monitoringsronde: tussen half februari en juli: 2 bezoeken in periode: april/mei, 1 bezoek in overige maanden. De exacte periode hangt af van de soorten in multisoortenlijsten: 6 bezoeken zouden moeten volstaan, uitzonderlijk zijn er 8 nodig Meetmethode: 5 minuten tellen van soorten uit de multisoortenlijsten vanaf een centraal telpunt in het proefvlak tot op 200m, dit binnen een periode tussen half uur voor en twee uur na zonsopgang. Noteren: aan/afwezigheid, aantallen (per geslacht), indicatie van waarneming binnen of buiten de beheereenheid + broedindicerende criteria Best jaarlijks. Eventueel om de 5 jaar in het kader van meetnetmonitoring. Monitoringsfrequentie: Materiaal: verrekijker Punttellingen of territoriumkartering? Voor de doelstellingen van beheermonitoring is een aanpak met punttellingen de meest geschikte en meest haalbare methode (pers. comm. Glenn Vermeersch), eventueel aangevuld met bijkomende waarnemingen gedaan tijdens ander veldwerk. Het uitvoeren van territoriumkarteringen is een veel arbeidsintensievere techniek eerder van toepassing voor soortof gebiedsgerichte monitoring (11.2.1) Aangezien de meeste vogels vrij grote delen van het complexe landschap gebruiken, is er echter vaak geen directe relatie te leggen tussen een bepaalde lokaal genomen maatregel en het voorkomen van vogels. De doelstelling van deze parameter is dan ook te proberen het effect van het (lokale) beheer op het voorkomen van vogels binnen het proefvlak vast te stellen en zo te kunnen associëren aan meer globale effecten (van maatregelen) op landschapsniveau. Meetmethode: op een centraal punt in het proefvlak wordt een punttelling uitgevoerd. De waarnemingsafstand reikt tot op 200m. Per punt wordt 5 minuten lang waargenomen. Voor iedere soort uit de lijst wordt de aanof afwezigheid genoteerd en het aantal individuen gezien of gehoord. De nadruk ligt hierbij op geluidswaarnemingen. Tijdens het tellen worden alle waarnemingen genoteerd die wijzen op een 110

territorium. In veel gevallen betreft dit zang, maar vaak ook de aanwezigheid van een paar, balts, nestbouw of pas uitgevlogen jongen. Het waargenomen type gedrag wordt aangegeven met een code. Waarnemingen binnen de 200m cirkel, maar buiten de beheereenheid worden apart genoteerd. Het resultaat van 1 telbezoek is dus een tabel met daarop alle vogels van de multisoortenlijst met aanduiding van: 1. aan/afwezigheid 2. aantallen (of aantalsklasse) 3. eventueel van (territoriaal) gedrag, geslacht, type waarneming: visueel/auditief, binnen of buiten beheereenheid Bijlage 13 toont een standaard waarnemingsformulier voor punttellingen van broedvogels. Monitoringsomstandigheden: Waarnemingen gebeuren bij voorkeur op zonnige tot lichtbewolkte, windstille dagen. Meetperiode: Afhankelijk van de broedperiode van de soorten uit de lijst kunnen tellingen verspreid zijn over de periode van half februari tot half juli. Hierbij wordt de hoogste meetfrequentie verwacht in de maanden april en mei (2x per maand) en de laagste in de overige maanden (1x per maand). Voor veel gebieden voldoet een frequentie van 6 bezoeken per monito-


ringsjaar, uitzonderlijk worden dat er 8 (zie meetfrequentie en Tabel 30). Deze bezoeken dienen uiteraard zodanig gepland te worden, dat het gebied bezocht wordt in de broedperiode van alle te onderzoeken soorten. Tijdstip: De tellingen worden in de vroege ochtenduren uitgevoerd. Deze tellingen beginnen idealiter een half uur voor zonsopkomst tot 2 uur na zonsopgang. In deze tijd zijn van de meeste soorten territoriale gedragingen te verwachten. In open gebieden kan het beste ook enkele keren wat later op de ochtend worden geteld (Van Dijk, 1996). Probeer bij elke vol-

gende bezoekronde aan een gebied de telpunten in een andere volgorde af te werken. Indien roofvogelsoorten in de multisoortenlijst zouden terechtkomen, kan het wenselijk zijn 1-2 bezoeken op het middaguur te plannen en dit enkel bij zonnig weer. In open gebieden kan het beste ook enkele keren wat later op de ochtend worden geteld (Van Dijk, 1996). Wanneer de soortenlijsten nachtvogels (zoals uilen, nachtzwaluwen of rallen) bevatten, kunnen eventueel een of twee bezoeken 's nachts plaats te vinden. Voorlopig werden nachtvogels uit de multisoortenlijsten geweerd.

Tabel 30. Oppervlakte biotoop en meetfrequentie voor vogelwaarnemingen (Van Dijk, 1996).

Landschapstype Oud loof- of gemengd bos, parken, struweelrijk moeras Naaldbos, jong loof- en gemengd bos, halfopen cultuurland, struweelrijk duin en heide, open moeras en bebouwing Open grasland met veel weidevogels, moerasjes, boerderijen Open duin en heide, kwelder, structuurrijk schor Open gras- of akkerland met weinig vogels

Meetfrequentie: De meetfrequentie is evenals de proefvlakgrootte afhankelijk van het type gebied. In het algemeen geldt, dat overzichtelijke gebieden (met een lage vegetatie) minder vaak bezocht hoeven te worden dan onoverzichtelijke (met hoog opgaande vegetatie) en vogelarme gebieden minder dan vogelrijke. Voor veel gebieden voldoet een frequentie van 6 bezoeken (Tabel 15). Deze bezoeken dienen zodanig gepland te worden, dat het gebied bezocht wordt in de broedperiode van alle te onderzoeken soorten. Materiaal: een goede verrekijker Monitoringsfrequentie: voor meetnetbeheermonitoring stellen we een maximale frequentie van 5 jaar voor. Wanneer het wenselijk is om tussentijds negatieve ontwikkelingen te signaleren en bijsturing

Oppervlakte Biotoop 10-30 ha

Meetfrequentie 8 ochtend, 2 nacht

20-50 ha

6 ochtend, 2 nacht

30-60 ha

6 ochtend, 1 nacht

40-120 ha 50-250 ha

6 ochtend, 1 nacht 6 ochtend, 1 nacht

mogelijk te maken, wordt geadviseerd jaarlijks te tellen voor een gedetailleerder opvolgen van populaties of voor gebiedsgerichte monitoring. Extra informatie: Voor bijkomende tips en soorteninformatie zie: • Project Bijzondere Broedvogels Vlaanderen (Anselin et al. 2007). http://www.inbo.be/docupload/3128.pdf • Soortenhandleiding (Vermeersch et al.

2000-2003). http://www.inbo.be/docupload/877.pdf • Atlas van de Vlaamse broedvogels 20002002 (Vermeersch et al. 2004) http://www.inbo.be/content/page.asp?pi d=FAU_VO_start


111

8.2.3.2.3 Fuikvangsten Amfibieën Fiche: Inventarisatie amfibieën a.h.v. fuiken Parameter Inventarisatie amfibieën a.h.v. fuiken Aquatische (multisoort)amfibieën: amfibiefuiken + trajecten langs waMeetlocaties: ters + gericht zoeken: alle waters en/of proefvlakken voor natuurdoeltypen waarvoor (aquatische) amfibieën op multisoortenlijsten staan Terrestrische (multisoort)amfibieën: waarnemingen bij het afzoeken en aflopen van een proefvlak of traject (zie methode onder 8.2.3.2.1) Ligging meetlocaties: afbakening proefvlakken wordt aangeleverd als GIS-bestand door coördinator monitoring: Meetfrequentie en - periode: 6 bezoeken per monitoringsronde: tussen maart en augustus Meetmethode: Sterk afhankelijk van de soort. Algemeen schema: 1. Maart-1/2 april: zichtwaarnemingen + luisteren (best ‘s nachts) – pad/bruine kikker 2. 1/2april - 1/2 juni: zichtwaarnemingen + luisteren (groene kikkers), fuiken (salamanders) + netvangsten (larven): 2 a 3 fuiken per poel, plas; minimum 1x, liefst 2x in deze periode 3. juli-1/2 augustus: zichtwaarnemingen + luisteren (groene kikkers), net (larven) Nota: afhankelijk van de multisoortenlijsten kunnen bijzondere, terrestrische amfibiesoorten opgenomen worden in veldwerk voor invertebraten en reptielen (8.2.3.2.1) waarnaar dan gericht gezocht moet worden. Eventueel zijn avondbezoeken noodzakelijk (zangkoren) Monitoringsfrequentie: 5-Jaarlijks. Voor het gedetailleerder en specifieker opvolgen van soorten of populaties: zie tekst Materiaal: Amfibieënfuiken (2-3 per plas), fijnmazig schepnet, eventueel: zaklantaarns

Meetdoelstelling: Doel van het monitoren van amfibieën is controleren of door de beheermaatregelen de voortplantingskansen van amfibieën in het gebied toenemen of minstens stabiel blijven in de beter ontwikkelde natuurtypen. Het gaat dan met name om maatregelen die het ecologisch functioneren van bestaande stilstaande wateren verbeteren (ruimen van poelen, open maken van verlande sloten, verbeteren waterkwaliteit) of om maatregelen om nieuwe geschikte stilstaande wateren aan te leggen (poelen, sloten). In de eerste plaats focussen we ons wat betreft de planning van het veldwerk op soorten aangeduid op de multisoortenlijsten, maar als andere soorten worden waargenomen (zeker wanneer fuiken worden toegepast) dan worden deze ook best genoteerd. Meetmethode, -periode en -tijdstip: In trajecten (zeker die langs waters) wordt de aanof afwezigheid en aantallen van waargenomen of gevangen (schepnet, fuiken) multisoorten genoteerd. Er worden minimum 2 fuiken per stilstaand water voorzien. Fuiken worden bij voorkeur in de 112

late namiddag geplaatst en de volgende ochtend of ten laatste één dag later leeggemaakt. De fuiken worden met de opening weg van de oever geplaatst, hetzij parallel aan de oever, hetzij naar het midden van de plas gericht. De fuiken worden best in delen rijk aan onderwatervegetatie geplaatst. Tijdens het plaatsen en leegmaken van fuiken gebeuren nog extra waarnemingen zie Tabel 31. Algemeen schema: -

-

-

Maart-1/2 april: zichtwaarnemingen + luisteren (best ‘s avonds) – pad/bruine kikker 1/2april - 1/2 juni: zichtwaarnemingen + luisteren (groene kikkers), fuiken (salamanders) + netvangsten (larven): 2 a 3 fuiken per poel, plas; minimum 1x, liefst 2x in deze periode juli-1/2 augustus: zichtwaarnemingen + luisteren (groene kikkers), schepnetvangsten (larven)

De zicht- en luisterwaarnemingen gebeuren in de vaste trajecten (langs oevers) zoals eerder besproken, of


bij het plaatsen en controleren van fuiken (5-tal minuten). Het scheppen gebeurt nabij de fuiken en kan eventueel aangevuld worden met een 5-tal schepbeurten langsheen het (oever)traject. Kijk niet alleen uit voor amfibiën maar ook voor de andere aquatische soorten die op de multisoortenlijst staan, zoals waterinvertebraten. Voor terrestrische multisoort-amfibieën (vb. Vuursalamander, Vroedmeesterepad, Rugstreeppad, etc.) wordt gezocht langs trajecten en op veelbelovende plekjes binnen het proefvlak (zie methode onder 8.2.3.2.1). Als voorbeeld halen we de Rugstreeppad aan. Deze zet eieren af in erg ondiepe en tijdelijke plasjes in heideterreinen en is dus eerder moeilijk te bemonsteren met fuiken. Wel is de Rugstreeppad

gemakkelijk te horen en zijn sporen gemakkelijk vindbaar als de soort aanwezig is. Voor bepaalde soorten (vb. Vroedmeesterpad) zijn eventueel bijkomende avondbezoeken nodig (zangkoren, larven scheppen, salamanders waarnemen) en kunnen eventueel aanvullend twee avondbezoeken ingelast worden waarbij met behulp van zaklantaarns actief langs de oever wordt gezocht en/of geschept. Er zijn aparte veldformulieren voorzien voor gegevens van amfibieënfuiken (Bijlage 14). De gegevens worden apart per fuik genoteerd en bij grote wateroppervlakken worden locaties van de fuiken best gedigitaliseerd.

Tabel 31. Schematisch overzicht voor waarnemingsmethode bij het inventariseren in en rond poelen aan de hand van amfibieënfuiken (naar LIKONA, 2001)

Dag Uitzetten

Actie Kijk en luister Scheppen

Checken

Fuiken Kijk en luister Fuiken

Toelichting Zoek naar adulten, larven en eieren. Luister naar roepende adulten en kijk uit naar andere multisoorten Met een schepnet wordt gezocht naar eventueel aanwezige amfibieën en andere aquatische multisoorten Plaatsen van de fuiken Zoek naar adulten, larven en eieren. Luister naar roepende adulten en kijk uit naar andere multisoorten Leegmaken en verwijderen van de fuiken (noteer ook andere aquatische multisoorten)

Monitoringsomstandigheden: bij voorkeur bij rustig en zacht weer of droge, niet te koele windstille avonden. Materiaal: amfibieënfuiken, zaklantaarns, fijnmazige schepnetjes Ligging meetlocaties: In kleine wateren (omtrek <50m) dient de gehele oever te worden bemonsterd (dit komt overeen met 1 traject). In grotere wateren (ook: langere sloten) dient een representatief oevertraject te worden geselecteerd (zie invertebratentraject langs oevers 4.3.3.1.1 a). Geschikte trajecten zijn: onbeschaduwd,

flauwe oever, structuurrijk begroeid. Hierbij is het van belang dat er op verschillende punten die vrij ver uit elkaar liggen, wordt gekeken. In sommige gevallen zitten alle dieren namelijk aan 1 kant. Monitoringsperiode: De bezoeken moeten dusdanig gekozen worden dat zeker van de soorten uit de multisoortenlijst zowel de volwassen individuen als de larven kunnen worden vastgesteld. Een overzicht van geschikte perioden per soort staat in Tabel 32.


113

Tabel 32. Activiteitenperiode van amfibieën

volwassenen aan te treffen larven aan te treffen Soort Vuursalamander Alpenwatersalamander Kamsalamander Vinpootsalamander Kleine watersalamander Vroedmeesterpad Knoflookpad Gewone Pad Rugstreeppad Boomkikker Heikikker Bruine kikker Groene kikker

maart

april

Standaard wordt afhankelijk van de te monitoren soort(en) in de tweede helft van maart en de tweede helft van april een avondbezoek gebracht, waarbij gezocht wordt naar volwassen dieren van de vroegere soorten. Eind mei en begin juli kan dan overdag naar de late soorten en larven gezocht worden. Er moet wel rekening mee gehouden worden dat bij een koud voorjaar de soorten later actief worden dan bij een milde winter. De bemonsteringen kunnen dan 2 weken later plaatsvinden.

mei

juni

augustus

best jaarlijks afgelopen en 3-jaarlijks gewerkt met fuikvangsten rekening houdend met eventuele droogleggingen van vijvers. Extra informatie: http://www.hylawerkgroep.be/index.php?i d=75

Als er maar één of enkele amfibiesoorten op de multisoortenlijsten staan die in dezelfde periode te vinden zijn, dan kan bij een goede planning 1 gericht fuikbezoek volstaan. Hierbij moet echter extra rekening gehouden worden met het weer gedurende het seizoen om zo nauwkeurig mogelijk op het juiste moment het gebied te bezoeken, zodat de ‘trefkans’ zo groot mogelijk is. Monitoringsfrequentie: Nieuw aangelegde poelen/stilstaande waters of waar beheerwerken worden gepland, wordt best vooraleer de beheerwerken starten bemonsterd, vervolgens het 2de jaar na aanleg/werken bezocht, en een volgende bezoek 5 jaar na de werken. Voor meetnetbeheermonitoring stellen we een maximale frequentie van 5 jaar voor, maar voor het gedetailleerd opvolgen van populaties worden trajecten aan stilstaande waters 114

juli


9 BIJZONDERE AANPAK VOOR WASTINES OF DYNAMISCHE MOZAÏEK-LANDSCHAPPEN Bij een beheer naar meer dynamische mozaïeklandschappen (bv. wastines / stuifduinheide), kan de ligging van de doelsystemen en natuurtypen erg dynamisch zijn. Een knelpunt met de standaard of “geperceleerde” aanpak is dat in dergelijke systemen moeilijk met vastliggende proefvlakken voor de monitoring van een bepaald doeltype kan gewerkt worden. Daarom wordt een gewijzigde methodiek toegepast op proefvlakken bestaande uit dynamische mozaïeken. Om dit te bekomen wordt volgens een dubbele aanpak gemonitord: 1.

Gebiedsdekkende aanpak: • Gebiedskartering: kartering van natuurtype-eenheden + detail-info per gekarteerd element in een tabel • Gebiedsdekkende opnames: Fauna-Multisoorten via een gebiedsdekkend vastliggend traject.

2. Lokale aanpak binnen proefvlakcirkels met straal 18m (PVC) uitgezet op vastliggende punten: • Flora-inventaris (alle soorten, Tansley-bedekking)

Fiche: gebiedskartering Parameter Meetlocaties: Ligging meetlocaties: Monitoringsfrequentie: Meetfrequentie en - periode:

Meetmethode:

Materiaal:

Monitoringsfrequentie:

• •

Vlakdekkende multisoortenmonitoring Opname van structuur en verbossingsdynamiek

Veldformulieren zijn terug te vinden in Bijlage 15.

9.1 GEBIEDSDEKKENDE OPNAMEN Het gebiedsdekkende terreinwerk bestaat uit twee onderdelen: • •

Gebiedskartering: Gebiedsdekkend karteren natuurtypeelementen Fauna: gebiedsdekkend multisoortentraject (protocols cfr. 8.2.3.2)

9.1.1 Gebiedskartering De methodiek voor de gebiedkartering is grotendeels gebaseerd op de werkwijze voor BioHab (Bunce et al. 2005).

Gebiedskartering (mozaïeken) beheerblokken of gebieden waar dynamische, veranderlijke systemen worden nagestreefd (bvb. wastines) Hele gebied of gedeelten daarvan (zie reservaatfiches). Afbakening gebied wordt aangeleverd als GIS-bestand door coördinator monitoring om de 5 jaar 1x per monitoringsronde; periode: afhankelijk van de vegetatietypen van het complex van natuurtypen en dan best afgestemd op de maximale ontwikkeling van deze vegetaties (zie ook Tabel 27 en Tabel 28). - Terreinkartering - terreinbezoek: kartering naar natuurtypen (naargelang de ontwikkelingsgraad in “formatie”, “natuurtypegroep”, “natuurtype” of “natuursubtype”) op de terreinkaart; karteringscriteria zie tekst - digitalisatie van (nieuwe) situatie Gebiedskaart (zie bijlage 3): recente orthofoto met overlays: gebiedsafbakening (en eventueel stafkaart en de natuurtypenkaart van de vorige monitoringsronde; de nodige shp-files worden aangeleverd) om de 5 jaar


115

9.1.1.1 Doel Voor de gebieden of gebiedsdelen die bestaan uit één groot beheerblok waar een beheervorm wordt toegepast die leidt tot een heterogeen en dynamisch landschap bestaande uit een mozaïek van natuurtypen, gebeurt best op regelmatige basis een gebiedskartering. In zulke systemen is het vaak onmogelijk te voorspellen waar en dikwijls ook welke natuurtypen zich gaan ontwikkelen. Daarom moet in dergelijke systemen eerst de oppervlakte en de ligging van elk natuur(doel)type worden gekarteerd. Na digitalisatie van de kaart kan per doelsysteemtype de oppervlakte worden berekend van alle elementen in het projectgebied. Naast het opvolgen van de evolutie van natuurtypen in ruimte en verhoudingen en het evalueren of alle gewenste doelsysteemtypen duurzaam aanwezig blijven, levert deze kaart de basis waarop het verdere verloop van de monitoring rust. De gebiedskartering kan daarom best bij het begin, als eerst uit te voeren taak van een monitoringsronde uitgevoerd worden. Op die manier krijgen de uitvoerders een idee hoe het gebied in elkaar zit. Daarnaast is het eenvoudiger; hoe vroeger op het jaar, hoe minder sterk de vegetatie gegroeid en hoe toegankelijker het gebied.

9.1.1.2 Karteringscriteria gebiedkartering De minimum oppervlakten van te karteren elementen zijn: vlakvormige elementen: minimum opp > 400m² (stilstaande) waters (poelen, plassen) worden steeds beschouwd als karteerbaar element vanaf een opp > 4m² lineaire elementen: minimum breedte > 2m, lengte > 30m (minimum opp 60m²) waters (bronbeekjes, grachten, slootjes) worden steeds beschouwd als karteerbaar vanaf een breedte 0.5m en lengte >100m Muren of stenige oppervlakten worden ook steeds aangeduid als de substraatoppervlakte > 4m² bedraagt. De gekarteerde elementen worden getypeerd aan de hand van de beschrijvingen 116

van natuurtypen in de rapporten natuurtypologie en op stapel zijnde synthese ervan (http://www.inbo.be/content/page.asp?pid =BIO_NT_start) en met behulp de hiërarchische overzichtstabel (zie bijlage 1). De typering gebeurt liefst zo gedetailleerd mogelijk (dus indien mogelijk tot op natuursubtypeniveau), maar in veel gevallen zullen de biotopen nog niet zover of zo duidelijk geëvolueerd zijn en zal maar tot op natuurtypegroep- of zelfs formatieniveau getypeerd kunnen worden. Om op het terrein te beslissen tot welke formatie en/of natuurtype een bepaalde biotoopplek juist behoort, worden de volgende beslissingsregels toegepast: • • • •

indien < 30% begroeid is = kaal substraat (zie bij pioniersmilieu’s) of water > 70% bedekking voor dominante typen 40-60% bedekking voor combinaties van 2 dominante typen kleinere, structurele elementen worden bij een hoofdtype ingedeeld (bvb zomen en mantels en/of struweelbosjes binnen graslanden; oeverbegroeiingen bij watertypen)

Per gekarteerd element worden op een apart veldformulier alle bijkomende typen (formatie of natuur(sub)type(groep) genoteerd die met >10% bedekking voorkomen, naast een (gemiddelde) hoogteklasse (Tabel 16) en de variatie in hoogte (Tabel 17). Voor ieder (bijkomend) type worden alle soorten van de vegetatie die > 30% innemen, genoteerd (voorbeeld zie Tabel 33 en Bijlage 15). Bij complexe elementen met ineengeweven mozaïeken van formaties of natuurtypen krijgen dominante types de voorrang: bij gelijke bedekkingspercentages zijn dit de formaties of typen met hogere hoogteklassen. Dus een plek waar homogeen zowel 30% kruidvegetatie, 30% struweel als 30% bomen gemengd voorkomen, wordt dan als bos getypeerd. Indien mogelijk wordt verder op naam gebracht naar natuur(sub)type. Bij 40% kruidvegetatie, 40% struweel en 20% bomen, is het struweeltype dus de dominante vorm. Bij zeer geleidelijke overgangen (ecotonen) tussen formaties (bvb struweel naar grasland), kan dit op de (ter-


(terrein)kaarten worden aangeduid door een afbakening tussen twee lijnen en verduidelijking op het veldformulier bij de kartering. Ter illustratie geven we hieronder een voorbeeld voor de werkwijze. Figuur 13 toont een hypothetisch en schematisch beeld van een gebied bestaande uit een centraal deel van natte heide met verspreide bomen, vennen en moerassen dat omgeven wordt door een verstruweelde drogere heide die via een mantel langzaam overgaat naar een bosgordel die het centrale deel omsluit. Figuur 14 geeft weer hoe het resultaat van een gebiedskartering eruit zou zien voor de situatie van Figuur 13. Voor ieder gekarteerd element worden als extra gegevens opgenomen: datum of periode van de kartering, code van het gekarteerd element, dominant aspect (cfr. hiërarchische indeling natuurtypen), details over bijkomende (eventueel niet gekarteerde) natuurtypen met inschatting van % bedekking binnen het gekarteerd element, en tenslotte de aspectbepalende dominante soorten. Ter illustratie staat in Tabel 33 een voorbeeld weergeven voor het hypothetische geval uit Figuur 14.


117

loofbos

Mozaïek vennen met laagveenmoeras

Vennen (< 4m²)

Naaldbos

Natte heide

Solitaire boom

Halfopen plekken met braam

Geleidelijke overgang loofbos braamstruweel

Figuur 13. Schematische voorstelling “reële” situatie mozaïeklandschap. Llet wel dat in de realiteit afgrenzingen niet dermate scherp zullen zijn

D A B C

Figuur 14. Resultaat van de gebiedkartering op basis van Figuur 13.

118


Dominant natuurtype

Naaldbos

Nat dwergstruweel en veendwergstruweel

Droog tot vochtig doornstruweel (+ gedeeltelijke overgang naar D)

Zomereiken-berkenbos

Code gekarteerd element

A

B

C

D

Zomereikenberkenbos Braamstruweel Naaldbos

Droog tot vochtig doornstruweel

Nat dwergstruweel + veendwergstruweel Verarmde mesotrofe laagveengemeenschappen Zure wateren

Naaldbos

Type

Type/Species

H1a (oever: H2b)

10

H6f H3e H6e

50 40 10

H4e

H2c

10

80

H3c

Hoogteklasse+variatie H6e

80

100

%


Datum: 07/III/2006

Gebied: Voorbeeld

30 70

Crataegus monogyna Betula verrucosa

70 10

30 60 30

Carex sp. Rubus fruticosus Myrica gale

Rubus fruticosus Pinus nigra

40

70 30 60 30

%

Sphagnum sp

Pinus nigra Betula verrucosa Erica tetralix Myrica gale

Dominante soorten

119

Tabel 33. Voorbeeld invulschema voor de gebiedkartering voor de situatie in Figuur 14. Codes voor de hoogteklasse en variatie staan in Tabel 16 en Tabel 17. Het dominant natuurtype is - afhankelijk van de klasseerbaarheid - op het niveau van formatie, natuurtypegroep, natuurtype, tot natuursubtype (zie bijlage 1).

9.2 BEMONSTERING IN PROEFVLAKCIRKELS 9.2.1 Proefvlakraster De proefvlakcirkels (PVCs) worden uitgezet op vastliggende rasterpunten van een UTM-hok gebaseerd raster. Dit levert een objectieve ligging en spreiding van steekproeven (Figuur 15). De methode met proefvlakcirkels is gedeeltelijk gebaseerd op Vandenmeerscchaut et al. (2001), die een gestandaardiseerde monitoringsmethodiek voor het bepalen van de soortenrijkdom in bosbestanden opstelden. De rastergrootte is afhankelijk van de gebiedsgrootte, dit om (1) de monitoringinspanning praktisch haalbaar te houden bij grotere gebieden, en (2) een relevante steekproef te bekomen in kleinere gebieden. Als regel wordt een 100m raster genomen voor gebieden onder 20ha en een 200m raster voor gebieden groter dan 20ha. Het aantal PVCs dat binnen het gebied ligt is dus afhankelijk van de vorm en ligging van het gebied t.o.v. het raster. Voorbeelden: 3. 100 m raster voor gebieden < 20ha • 8 ha = 3 tot 8 PVC • 18 ha = 8 tot 18 PVC 4. 200m raster voor gebieden > 20ha • 20 ha = 4 tot 6 PVC • 100 ha = 16 tot 25 PVC

Afbakening van de PVCs:

centraal gemarkeerd met duurzame herkenningspunten zoals hardhouten of metalen markeerpaaltjes of metalen plaatjes (vb. 50x50 cm). Deze laatste kunnen bij latere rondes aan de hand van een metaaldetector teruggevonden worden. De proefvlakcirkel heeft een straal van 18m, dit naar analogie met de gestandaardiseerde monitoringsmethodiek voor het bepalen van de soortenrijkdom in bosbestanden volgens Vandenmeerscchaut et al. (2001). De PVC oppervlakte bedraagt 1017.18 m² of 0.1018 ha. Tijdelijke afbakeningsstokjes op 18m van het middelpunt of een centraal bevestigd leidtouw van 18m kunnen een idee geven van de oppervlakte waarbinnen waargenomen moet worden.

9.2.1.1 Opname structuur, flora en fauna in Proefvlakcirkels Bijzondere (erg lokale, afwijkende en waardevolle) vegetaties/types krijgen indien gewenst een aparte PVC toegewezen als ze niet binnen het standaard PVC-raster vallen (zie vb. Figuur 16). Dergelijke locaties zullen blijken uit de gebiedskartering of bij navraag of op vraag van de beheerders. Indien relevant, kan beslist worden hier een PQ op te nemen. Metingen binnen de PVCs laten toe lokale evoluties, dynamiek en verschuivingen tussen natuurtypen en/of verstruwelingverbossing op te volgen, terwijl de gebiedsdekkende aanpak garandeert dat het gehele complex van natuurtypen in het gebied wordt beschouwd.

Bij de 1e monitoringsronde worden de vooraf opgegeven locaties opgezocht met behulp van een nauwkeurige methode (bvb. een RTK-GPS). De PVCs worden best

120


9.2.1.2 Structuur in PVCs Fiche: structuurkartering in proefvlakcirkels parameter structuurkartering in proefvlakcirkels Meetlocaties: In alle proefvlakcirkels (PVCs) ligging meetlocaties: Verspreid volgens proefvlakrooster binnen heel het gebied of gedeelten daarvan. Ligging van PVCs wordt aangeleverd als GIS-bestand door coördinator monitoring Meetfrequentie en Éénmaal per monitoringsronde (eventueel gecombineerd met PVC-floraperiode: inventaris); periode: tussen (april) mei - oktober, best tijdens periode van maximale ontwikkeling van de vegetatie Meetmethode: • Terreinkaart met proefvlakcirkel(s) (en omgeving): voldoende grote (A0 of A1) of voldoende ingezoomde recente orthofoto met overlays: (stafkaart), afbakening proefvlakcirkel(s) (en eventueel de structuurkaart van de vorige monitoringsronde); de nodige GIS-files worden aangeleverd • Terreinanalyse: kartering van PVC naar structuur (karteringscriteria zie hoofdstuk 3 over structuurkartering) • digitalisatie van (nieuwe) situatie met ArcView of ArcGis • Verbossingsparameters (plotless sample techniek) • Foto’s Monitoringsfrequentie: om de 5 jaar Materiaal: RTK-GPS of evt. metaaldetector voor het terugvinden van reeds afgebakende PVC-middelpunten, 50m of 100m meetlint, digitaal fototoestel, veldkaarten en –formulieren. De informatie over de indeling in grove structuren zit reeds gedeeltelijk vervat in de algemene gebiedkartering via details in gegevenstabellen op de veldformulieren horend bij de kartering (Tabel 33). Om een ideaal beeld te bekomen van de fijnere structuurvariatie en de structuurdynamiek binnen heel het gebied, worden best op alle PVC punten meer gedetailleerde waarnemingen uitgevoerd (advies Jan van Uytvanck, INBO). Het uit te voeren werk bestaat uit drie delen: 1. Oplijsting en kartering van structuurelementen en gegevens (details zie 8.1): gebeurt voor elementen die vallen binnen de straal van 18m (1018 m²) van de proefvlakcirkels (de hele elementen worden hierbij gekarteerd, ook delen buiten de PVC). Let erop dat een element dat meerdere PVCs omvat wel steeds wordt gekarteerd maar niet dubbel wordt gedigitaliseerd en/of gecodeerd. Voor ieder gekarteerd element wordt verder de classificatie naar Natuurtype, % bedekking binnen PVC, hoogteklasse, hoogtevariatieklasse genoteerd

met straal tot de 10e boom. Opgenomen variabelen voor de plot met 10 bomen zijn: • • • • •

Afstand tot 10de boom van PVCmiddelpunt (in cm) Soortnaam per boom hoogteklasse (0-0.5/0.5-1/11.5/1.5-2/2-3/3-4/4-5/>5m) diameterklasse (0-1/1-2/2-3/34/4-5/5-10/>10cm) zaadboom-status

Als output levert dit (per plot of uitgemiddeld per gebied): (1) aantal individuen per soort (2) per ha én per hoogte- en diameterklasse is de verbossing en verbossingsdynamiek opvolgbaar. Eens tijdsreeksen beschikbaar zijn, kan de evolutie van dichtgroei aan de hand van verandering in gemiddelde en spreiding in densiteit (aantal / oppervlakte) nagegaan en geëvalueerd worden, cfr. Van Uytvanck & Hoffmann (2006). 5. Foto’s: 5 tot 7 foto’s vanuit het centrale punt in iedere PVC; procedure zie “geperceleerde” aanpak 8.1.4.

2. Opname van verbossingsparameters: voor elke PVC wordt aanvullend een zg. “plotless-sampling” uitgevoerd voor houtige vegetatie. Een plot bestaat hier uit een cirkel Beheermonitoring: Concept & Methodiek

121

9.2.1.3 Flora in PVCs

Fiche: Flora-inventaris in proefvlakcirkels parameter Flora-inventaris in proefvlakcirkels Meetlocaties:

In alle proefvakcirkels (PVCs)

Ligging meetlocaties:

Verspreid volgens proefvlakrooster binnen heel het gebied of gedeelten daarvan. Ligging van PVCs wordt aangeleverd als GIS-bestand door coördinator monitoring Éénmaal per monitoringsronde (eventueel gecombineerd met PVCstructuurkartering); 1x per monitoringronde met voor bepaalde vegetaties een tweede ronde; periode: tussen april - oktober, best tijdens periode met maximale ontwikkeling van het voorjaars- en/of najaarsaspect van de vegetatie van het betreffende natuurtype 1. Streeplijst met aanduiding bedekking in Tansley-schaal, Vegetatiestructuur, Populatiestructuur + evt. specificaties standplaats 2. In PVCs waar bijzondere vegetaties werden gemarkeerd wordt aanvullend een meer gedetailleerde vegetatieopname uitgevoerd via een PQ (Londo-schaal) om de 5 jaar

Meetfrequentie en periode:

Meetmethode:

Monitoringsfrequentie: Materiaal:

RTK-GPS of evt. metaaldetector voor het terugvinden van reeds afgebakende PVCs en PQ’s, loep, veldkaarten en –formulieren.

Om de meer algemene evolutie van de vegetatietypen te kunnen volgen, worden binnen de proefvlakcirkels vegetatieopnames gemaakt volgens de aanpak beschreven in Fout! Verwijzingsbron niet gevonden. (met de Tansleybedekkingschaal). Volgens specialisten is een PQ-aanpak weinig zinvol in een mozaïekcontext, behalve op plaatsen met goed ontwikkelde en waardevolle vegetaties, natuurtypen of doelsoorten. Dergelijke locaties

122

zijn vooraf bekend door overleg met de natuurwachters of kunnen eventueel tijdens de gebiedsdekkende flora-inventaris of gebiedkarteringen ontdekt worden. In dergelijke gevallen kan beslist worden over de noodzaak tot een meer gedetailleerde vegetatie-opname aan de hand van een PQ (Londo, zie 8.2.2.2). Op dergelijke bijzondere locaties kan overwogen worden om naast het PQ nog multisoorten, structuur en een Tansley opname op te nemen a.h.v.binnen een extra proefvlakcirkel.


9.2.1.4 Multisoorten in PVCs Fiche: Multisoorten-inventaris in proefvlakcirkels parameter Multisoorten-inventaris in proefvlakcirkels Meetlocaties: In alle proefvlakcirkels (PVCs) Ligging meetlocaties: Verspreid volgens proefvlakrooster binnen heel het gebied of gedeelten daarvan. Ligging van PVCs wordt aangeleverd als GIS-bestand door coördinator monitoring Meetfrequentie en 6 bezoeken per monitoringsronde gespreid over mei, juni, juli, augustus en begin periode: september Meetmethode:

Monitoringsfrequentie Materiaal

-

Binnen PVCs (multi)soorten opsporen Noteren: aan/afwezigheid, aantallen, stadia/geslacht Broedvogeltelpunt op middelpunt PVC met waarneemradius 50 of 100m afhankelijk van PVC-roostergrootte (dus niet 200m zoals in de proefvlakaanpak!) - Amfibiefuiken in PVC met open water (4 bezoeken) om de 5 jaar RTK-GPS of evt. metaaldetector voor het terugvinden van reeds afgebakende PVCs, verrekijker, loep, schep-, sleep- en vlindernetten, amfibiefuiken, multisoortenlijsten- en fiches, veldkaarten en –formulieren.

Binnen PVCs worden multisoortenlijsten gecombineerd voor de verschillende natuurtypen waargenomen tijdens de gebiedskartering of voor natuurdoeltypen die als natuurstreefbeeld opgegeven worden binnen het mozaïekcomplex (= terug te vinden in het beheerplan). Vanuit praktische overwegingen kan het gebiedsdekkend multisoortentraject zo gekozen worden dat het langs alle PVCs loopt. Voor meer details over de aanpak voor invertebraten en kleine vertebraten, zie 8.2.3.2.1. Per PVC worden de multisoortbroedvogels geteld vanuit het centrale punt. Een groot verschil met de standaardaanpak voor geperceleerde gebieden (0) is dat niet waargenomen wordt tot op 200m. Om zoveel mogelijk de kans op dubbeltellingen tegen te gaan, gelden alleen waarnemingen tot op een afstand

van respectievelijk 50 of 100m afhankelijk van de PVC- rastergrootte (100 of 200m). Verdere details staan vermeld onder 8.2.3.2.2. De multisoort-broedvogels die langsheen het gebiedsdekkend traject worden waargenomen, worden best ook genoteerd. In gebieden waar waters tot het natuurstreefbeeld horen, worden in de PVCs die samenvallen met waters of poelen best amfibiefuiken toegepast voor de detectie van multisoorten (details onder 8.2.3.2.3). Indien gewenst door de beheerder kunnen aanvullend op het proefvlakcirkelschema bijvoorbeeld extra amfibiefuiken gekozen worden op vastliggende locaties (zie ook 8.2.3.2.3)


123

> 20 ha 200m

ca. 40 ha

< 20 ha

: 36m

ca. 6 ha 100m Figuur 15. Voorbeelden van proefvlakrasters voor beheermonitoring van natuurstreefbeelden bestaande uit dynamische mozaïeklandschappen. Het raster valt samen met UTM-hokken en de rastergrootte is afhankelijk van de te monitoren oppervlakte. Proefvlakcirkels hebben een straal van 18m.

124


D A B C

proefvlakcirkel (evt opmeten “plotless sampling” voor structuurdynamiek)

extra proefvlakcirkel met meetlocatie voor prioritaire vegetatieontwikkeling (+ extra PQ )

gebiedsdekkend fauna-transect In dit hypothetisch voorbeeld krijgen we dus: Voor een gebied van ca. 60ha (dus 200m PVC-raster), 16 proefvlakcirkels die een verdeling opleveren van 4 meetlocaties voor natuurtype B, 6 voor C en 10 voor D waar Tansley-, structuur-, en fauna-opname gebeuren. Daarnaast werden voor A 1 en voor B 2 extra locaties gekozen omdat hier bijzondere ontwikkelingen meer aandacht verdienen. Op deze plaatsen worden aanvullend nog extra PQ-opnames (Londo) of bvb. fuikvangsten uitgevoerd. In totaal levert dit 19 proefvlakcirkels op. Naast de PVC-opnamen gebeurt er in verband met fauna en flora nog een soortkartering voor bepaalde plantensoorten (gebiedspecifieke aandachtsoorten) én het aflopen van een traject voor (multi)soorten. Figuur 16. Hypothetisch voorbeeld van een proefvlakraster voor beheermonitoring bij natuurstreefbeelden bestaande uit dynamische mozaïeklandschappen.


125

10 ABIOTISCH LUIK 10.1 ECO-HYDROLOGIE: PLAATSING PEILBUIZEN EN OPMAAK BODEMPROFIEL De waterhuishouding is een bepalende factor bij de ontwikkeling en de instandhouding van ecosystemen. Vooral in natte en vochtige natuurtypen of kwelgebieden bestaat er een nauwe relatie tussen ecologie en hydrologie, waarmee natuurbeheer rekening dient te houden. De ligging van de meetlocaties wordt bepaald door de morfologische en bodemkundige kenmerken van het gebied. Deze bepalen immers de waterhuishouding. INBO kan op basis van de gegevens van het bestaande meetnet (WATINA) en de opgegeven beheereenheden voor beheermonitoring aangeven in welke reservaten en/of proefvlakken best peilbuizen worden bijgeplaatst en bodemprofielen nagegaan. Demeulenaere et al. (2002) volgen hierbij de volgende criteria: - peibuizen op te volgen in gebieden met drainageklasse tussen “c” en “g” Voor het plaatsen en meten van peilbuizen in natuurgebieden volgen we de handleiding van Van Daele (2003; http://www.inbo.be/docupload/658.pdf). Het opmeten en opvolgen van grondwaterstanden gebeurt meestal aan de hand van een meetnet van piëzometers en of peilschalen (Van Daele 2003). De inplanting van de meetpunten moet weloverwogen gebeuren, en hangt af van de (eco)hydrologische situatie en de doelstellingen, maar ook van praktische overwegingen zoals toegankelijkheid. Een regelmatig en gebiedsdekkend netwerk geeft een goed inzicht in de hydrologie van het gebied, maar vereist erg veel meetpunten. Het best worden de meetpunten geconcentreerd op plaatsen met specifieke vragen of problemen. Men kan bijvoorbeeld een netwerk opbouwen rond de kwelgebieden of rekening houdend met de verschillende vegetatietypen in het gebied.

126

Het opmeten van waterpeilen vergt een volgehouden inspanning. Peilmetingen leveren pas nuttige informatie op als er regelmatig, langdurig en nauwkeurig gemeten wordt. We denken hierbij gauw aan 10 jaar en langer. Een volgehouden monitoring vormt een soort van ‘levensverzekering’ voor een natuurgebied. Immers, waterpeilen veranderen in de loop van de tijd onder invloed van allerhande interne of externe factoren, zoals een gewijzigd onderhoud van drainagekanalen of rivieren, grote wateronttrekking door drinkwatermaatschappijen, landbouw of industrie. Peilveranderingen onder invloed van een gewijzigde drainage of onttrekkingen kunnen alleen op een objective manier vastgesteld worden met behulp van lange tijdreeksen van waterpeilmetingen. In het kader van beheermonitoring zullen loggers/divers voorhanden zijn waarmee de peilen automatisch opgemeten worden, waardoor de meetfrequentie hoger is en waterschommelingen nauwkeuriger opgevolgd kunnen worden (pers. comm. Xavier Coppens, ANB-Brussel). De noodzaak voor de plaatsing van (extra) peilbuizen zal bij iedere monitoringsronde onderzocht worden door de coördinator op het INBO, of wordt eventueel aangegeven door de lokale beheerder. De locaties voor het bijplaatsen van peilbuizen worden bepaald en worden bij iedere monitoringsronde meegegeven aan de uitvoerders van de plaatsing. Hieronder volgt uitgebreide informatie en praktische richtlijnen over het plaatsen van peilbuizen en piëzometers, naar Van Daele (2003).

10.1.1 Benodigdheden Hieronder staat een lijstje met de belangrijkste benodigdheden voor het plaatsen van een piëzometer. In Figuur 17 worden de verschillende onderdelen van zo’n piëzometer weergegeven. Piëzometer • PVC - buis met diameter van, bij voorkeur 5 cm. • Filter: 30 - 40 cm • Afsluitdop onderaan


• • • • • • • •

Schroefdop voor bovenaan Filtergrind (aanbevolen) Bentoniet (zwelklei, optioneel) Filterdoek om over het filtergedeelte te trekken Droge betonmengeling (optioneel) Boven- of ondergrondse beschermkappen (optioneel) Koppelstukken voor PVC buizen. Plastieken sluiting (voor elektrische leidingen)

Werkmateriaal • Waterbestendige stift voor het aanbrengen van het buisnummer. • IJzerzaag • PVC - lijm • Meetlint of meetlat • Schuurpapiertje • Schaar of mes Boormateriaal • Boorset. Ideaal is de Edelmanboor (diameter ca. 7 cm.), die is eenvoudig verlengbaar maar ook vrij kostelijk. Bij losse sedimenten is het soms nodig om een begeleidende boring uit te voeren, d.w.z. met verbuizing. • Verbuizing + 2 klemmen • Pulsboor • Guts Afschermmateriaal • kastanje-/eiken-/robiniahouten palen (180cm) en prikkeldraad

derdelen voor de bouw van een piëzometer voorhanden. Het volstaat om de piëzometer volgens de instructies samen te stellen. Omwille van kostprijs en de beschikbaarheid van materiaal in standaard doe–het– zelf zaken kan men echter opteren voor een iets ambachtelijker type van piëzometer, dat evenwel even goed werkt. In de meeste gevallen kan je gebruik maken van eenvoudige PVC buizen. Enkel in verontreinigde bodems en wanneer gepland wordt om grondwaterstalen uit de piëzometer op deze stoffen te analyseren, is het aangewezen om zogenaamde HDPE buizen aan te schaffen. Deze zijn heel wat duurder, maar het materiaal is inert. D.w.z. dat het geen stoffen afgeeft waardoor bij vervuild bodem- of grondwater betrouwbare analyses worden bekomen. In de handel vind je voorgefreesde filterelementen (kostprijs ca. € 4 / meter). Daar zaag je een stuk van een 30-40 cm af en je plakt het onderaan de PVC - buis door middel van een koppelstuk. Om extra stevigheid en lekken te vermijden kunnen de contactoppervlakken een beetje ruw gemaakt worden met een schuurpapiertje. Men kan nog een stap verder gaan en het filterdeel zelf maken door in een PVC buis gleufjes te zagen met behulp van een ijzerzaag. Dat doe je door dwars op de lengterichting van de buis, over de onderste 30 cm, spiraalsgewijs en om de centimeter een gleufje te zagen over 1/3 van de omtrek van de buis.

De afsluitdop onderaan Het is belangrijk dat de buis onderaan (onder het filterdeel dus) goed afgesloten is. Zoniet zal de piëzometer geleidelijk dichtslibben met sediment. Het meest eenvoudig manier is een PVC-afsluitdop die met PVC-lijm wordt bevestigd.

Figuur 17. Onderdelen van een piëzometer

10.1.2 Piëzometer klaarmaken In de gespecialiseerde handel zijn alle on-

Een filterkous is absoluut noodzakelijk om geleidelijk dichtslibben van de buis met sediment zoveel mogelijk te voorkomen. In de gespecialiseerde handel vindt men filterkousen met de juiste diameter, ze zijn verkrijgbaar op rollen van verschillende meters lengte. Een stukje wordt op de juiste lengte gebracht, wordt onder de filter geknoopt en boven de filter vastgemaakt met een sluitriempje voor elektrische bedrading. In geval van nood kan een nylonkous de filterkous vervangen.


127

De afsluitdop bovenaan Hiervoor neem je best een schroefdopsysteem dat eveneens in PVC te vinden is. Belangrijk is dat je net onder de dop een zeer klein gaatje boort of zaagt om de lucht vrij boven het wateroppervlak in de buis te laten bewegen. Zoniet krijg je over of onderdruk wanneer het peil in de buis schommelt en zal je niet het werkelijke waterpeil meten. De afsluitdop wordt best na het plaatsen vastgelijmd.

kleur. Zolang je veel roestige vlekken (gley) ziet in het opgeboorde materiaal, zit je nog niet diep genoeg. Ze zijn een aanduiding dat er nog periodieke oxidatie optreedt en de bodem niet continu verzadigd is. Je boort het gat tot ongeveer 1m onder de reductiehorizont, een niveau dat ongeveer overeen komt met het diepste peil van het grondwater in de zomer. In ieder geval dient het boorgat 1.50 meter diep te zijn. Ondieper geplaatste buizen zijn door hun beperkte verankering onbetrouwbaar. Plaatsen van piëzometers praktisch:

10.1.3 Het plaatsen Het plaatsen van een piëzometer of peilbuis gebeurt best in de zomer, ideaal op het einde van augustus of september. De grondwaterstand is dan het laagst waardoor het boren eenvoudiger en sneller opschiet. Eens de verzadigde zone bereikt stort bij losse sedimenten het boorgat snel terug in en is het quasi onmogelijk om nog dieper te boren. Een verbuizing kan hier een oplossing bieden (zie verder). In de zomer kan ook beter ingeschat worden hoe diep de piëzometer moet worden geplaatst.

Verbuizing Wanneer het boorgat steeds weer instort, bv. in een zandige of grindige ondergrond wordt er gebruik gemaakt van een verbuizing (Figuur 19). Er wordt dan een geleidebuis geplaatst die het boorgat intact houdt en waar het materiaal onderaan van binnenuit weggehaald kan worden. Na het plaatsen van de piëzometer wordt de geleide buis weggehaald. Soms is het sediment zo los dat er met een gewone boor geen materiaal meer opgehaald wordt. Als alternatief kan dan een pulsboor een uitweg bieden. Een pulsboor is een lange buis met onderaan een afsluitklep. Door de boor regelmatig op en neer te bewegen wordt het sediment losgewoeld en in de buis verzameld en zo afgevoerd.

Figuur 18. Het maken van een boorgat

Het maken van een boorgat Hiervoor gebruik je een grondboor (Figuur 18). Er dient diep genoeg geboord te worden om er zeker van te zijn dat er in het droogste deel van de zomer (einde juli tot begin september) nog water in de piëzometer staat. Een maatstaf hiervoor kan de reductiehorizont zijn indien aanwezig. Waar de reductiehorizont begint krijgt de grond veelal een egale grijsblauwe tot blauwe 128

Figuur 19. Boring met behulp van een verbuizing en een pulsboor

Het boorverslag Het is niet nodig een gedetailleerde geologische beschrijving van de boring te maken, maar het is wel belangrijk een aantal


kenmerken van de ondergrond op te schrijven. Het kan later de metingen van de piëzometer helpen verklaren. De volgende kenmerken leveren erg nuttige informatie op:

daarna bovenste afsluitdop. Zolang de buis nog niet vol water is gelopen wordt die als een dobber naar boven geduwd. Hou de buis enkele minuten tegen totdat de waterdruk binnen en buiten de buis gelijk is.

Textuur: grind / grof zand / fijn zand / leem / klei / zware klei / veen Kleur: Zwart – donker bruin – lichtbruin – groen – geel - … Diepte van de organische bodem Diepte van de grondwaterstand tijdens de boring Diepte waar gley verschijnselen voorkomen en diepte waar de reductiehorizont begint Aanwezigheid van: kalkconcreties, harde ijzer of mangaan laagjes (veel in een spodosol bodem) In de bijlage zit een voorbeeld van een fiche die gebruikt kan worden om tijdens het boren en plaatsen van de peilbuis alle gegevens in te vullen.

Zorg ervoor dat de piëzometer goed in de grond vastzit en niet gemakkelijk kan bewegen. Het heropvullen van het boorgat moet zorgvuldig gebeuren, zo niet zal de piëzometer later veel te gemakkelijk bewegen.

• • • • •

•

Noot: Een uitgebreid formulier voor boorbeschrijvingen is beschikbaar op INBO, maar deze zijn weinig zinnig voor de vrij ondiepe peilbuizen in natuurgebieden. Een gedetailleerde beschijving is meestal ook niet mogelijk omdat er bij het plaatsen van het meetpunt zelden een (hydro)geoloog of bodemkundige aanwezig zal zijn. Een aangepast veldformulier is beschikbaar op het einde van de brochure die je kan opvragen via de INBO-website (Van Daele 2003; http://www.inbo.be/content/page.asp?pid =MON_grondwater). De boorbeschrijving is beperkt tot textuur, kleur en aard van de aangeboorde lagen.

Het plaatsen van een piëzometer. Maak de buis vooraf klaar, soms loopt het boorgat immers snel dicht. Breng eerst een beetje grind in het boorgat. Steek daarna zo snel mogelijk de klaargemaakte buis in het boorgat en giet best wat fijne grind of kiezel rond de filter, dat voorkomt het dichtslibben van de piëzometer. Het zal later onderhoud aanzienlijk verminderen. Ideaal wordt boven het filtergrind bentoniet rond de buis gestort. Daardoor wordt de filter afgesloten van de rest van het boorgat en wordt de buis beter verankerd. De rest van het boorgat rond de buis wordt dichtgemaakt met het aangeboorde sediment. Zaag de piëzometer op de juiste lengte af en monteer

Afwerking Ondergrondse afwerking. (Figuur 20. C) Als er vandalisme verwacht wordt of als de buis in het midden van een hooi- of een weiland komt te staan, kan je de buizen ook ondergronds afwerken, maar zorg dan voor een duidelijke aanduiding van het meetpunt en plaats er bijvoorbeeld een betonnen tegel op die gelijk met het maaiveld wordt afgewerkt. In de handel bestaan ook speciale straatpotten om buizen ondergronds af te werken en veilig af te sluiten. Hou er rekening mee dat dit in zeer natte of regelmatig overstromende percelen niet aangewezen is. Metalen beschermbuis. (Figuur 20. B) Bovengronds kunnen buizen beschermd worden door er een metalen huls overheen te slaan. In de handel zijn metalen kappen verkrijgbaar met een stevige verankering die afgesloten kunnen worden met een hangslot. In begraasde terreinen is de goedkopere beschermingsoptie de plaatsing van 2 of 3 kastanje-/eiken/robiniahouten palen (180cm, rondhout of gekloven) met 3-4 prikkeldraden. Hoogte. In kwelgebieden kan het water in de buis boven het maaiveld stijgen! Dit merk je niet altijd bij het plaatsen. Zorg daarom voor een voldoende hoge afwerking zodat de buis niet overloopt. Meestal zal de drukhoogte niet hoger zijn dan één meter boven het maaiveld. Loopt de buis toch over, dan kan die achteraf makkelijk verhoogd worden. De nieuwe hoogte van het nulpunt moet dan wel nauwkeurig gemeten en doorgegeven worden. Betonnen verankering. (Figuur 20. A) Om de verankering te verbeteren en waar de omgeving dit toelaat kan voor het boren een klein putje gemaakt worden met een spade. De boring wordt uitgevoerd in het


129

putje en na heropvullen van het boorgat wordt het putje opgevuld met een droge betonmengeling. Na verharden zorgt dit voor verankering. Maak de buizen bij voorkeur minstens 1,5 m lang om voldoende verankering te voorzien. Identificatie en locatiebepaling met RTK-GPS. Het is erg belangrijk nieuwe meetpunten van in het begin (aan te duiden op een kaart) op te meten met een nauwkeurige (RTK-)GPS en ze een eenduidige identificatie geven, zowel op de kaart als in het veld. Zelfs de beste permanente markers worden langzaam onzichtbaar. Controleer regelmatig of het cijfer nog leesbaar is en zet de code op de buis, niet op de stop.

Wanneer voor een bepaald gebied voor het eerst gegevens doorstuurt worden, of wanneer er nieuwe meetpunten zijn bijgekomen, vergeet dan niet die gedetailleerd te beschrijven. Benodigde gegevens staan vermeld in de brochure 'Hydrologische monitoring in natuurgebieden' p 30. Vergeet ook niet om te vermelden als er iets is gewijzigd aan het meetpunt.

Elk gebied waarover gegevens zijn opgeslagen, heeft een unieke drielettercode, bepaald door INBO. Gebruik bij voorkeur die code bij het doorsturen van gegevens en in het onderwerpveld als je een mail stuurt. Op de INBO-site staat een overzicht van de reeds gebruikte of gereserveerde codes. Staat jouw gebied er niet tussen, geef dan een seintje aan Piet De Becker.

10.2 CHEMISCHE SAMENSTELLING VAN GRONDEN OPPERVLAKTEWATER 10.2.1 Meetdoelstelling Figuur 20. Afwerking: A. betonnen verankering; B. Metalen beschermbuis met hangslot; C. Ondergronds met straatpot

Praktische zaken en gegevensdoorvoer Voor alle verdere info en het doorsturen van de gegevens over de plaatsing of metingen, contacteer je best Piet De Becker ([email protected]). Stuur de gegevens eens per jaar door, liefst digitaal (bv. een Excel-bestand; zie template op de INBO-website, link verderop). Geef het bestand een duidelijke naam, met vermelding van gebied en jaar desnoods op een disketje of op papier: Piet De Becker Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek Kliniekstraat 25 B-1070 Brussel De Excel-template en de brochure zijn downloadbaar via http://www.inbo.be -> kenniscentrum -> monitoring -> grondwater.

130

Naast de gronden oppervlaktewaterdynamiek is ook de kwaliteit of de chemische samenstelling een belangrijke bepalende factor voor het voorkomen van een bepaald vegetatie- of natuurtype. De waterkwaliteit kan worden beschreven a.h.v.: • • • • • •

Zuurtegraad Conductiviteit Nutriënten (NO3-N, NH4-N, PO4-P) Sulfaat (SO4) Basische kationen (Ca, Mg, Na, K) Ijzer (Fe)

Zuurgraad en buffering De pH of zuurtegraad is een maat voor de concentratie aan waterstofionen in het water. Het is een belangrijke standplaatsfactor en vaak sterk bepalend voor het voorkomen van plantensoorten. Bicarbonaat (HCO3 ) is een goede maat voor het zuurbufferend vermogen van het water. Zuurbuffering gebeurt voornamelijk door + + uitwisseling van basische kationen (Na , K , 2+ 2+ Ca , Mg ) aan het uitwisselingscomplex van bodemdeeltjes. Deze variabelen worden dus vnl. bodemchemisch bepaald.


Conductiviteit De conductiviteit of het elektrisch geleidingsvermogen (EC in µS/cm) geeft een idee van de totale concentratie aan ionen in het water. Een toename kan enerzijds wijzen op een langer verblijf van het grondwater in de bodem, als gevolg van

het in oplossing gaan van verschillende stoffen zoals calciet, of anderzijds op verhoogde nutriëntenconcentraties (ionen 2zoals SO4 ) die in veel gevallen te wijten zijn aan vervuiling (De Mars et al. 1998; Laurijssens et al. 2007; zie ook kader “praktisch”).

Tabel 34. Overzicht van de hydrochemische variabelen bemonsterd in een standaardanalyse

Variabele pH

Verklaring Zuurtegraad

eenheid pH

EC

Elektrische conductiviteit

µS/cm

HCO3PO4-P NO3-N NH4-N SO42ClNa+ K+ Ca2+ Mg2+ Fetot. 1

Waterstofcarbonaat orthofosfaat Nitraat-stikstof Ammonium-stikstof Sulfaat Chloride Natrium Kalium Calcium Magnesium IJzer

mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l

1

opmerking direct bij bemonstering + bij laboanalyse direct bij bemonstering + bij laboanalyse

Fetot = Fe2+ en Fe3+. Daar bij de staalname de kationen aangezuurd en gefilterd worden, is het aandeel Fe3+ heel beperkt (< 5%) en het Fetot-gehalte praktisch gelijk aan Fe2+. Beheermonitoring: Concept & Methodiek

131

Nutriënten Een overmatige toevoer van nutriënten via gronden oppervlaktewater is vooral nadelig voor nutriëntenarme ecosystemen. Stikstof en fosfor zijn belangrijke nutriënten. Stikstof komt in water vooral voor onder de + vorm van ammonium (NH4 ) en nitraat (NO3 ). Van nature zijn deze aanwezig als gevolg van mineralisatie van organische stof. Nitraten komen ook in het grondwaterterecht door overbemesting en insijpeling van stikstofhoudend water. Waar nitraatrijk grondwater aan de oppervlakte komt, treedt eutrofiëring op. Orthofosfaat (PO4-P) is een ander belangrijk vermestend element. Orthofosfaat is de verzamelnaam voor in water opgeloste fosfaten

beschikbaar voor planten. Wanneer nutrientenaanrijking plaatsvindt wordt de productiviteit van het ecosysteem niet langer gelimiteerd door de beschikbaarheid van deze elementen met alle gevolgen vandien voor de beoogde nutriëntenarme natuurtypen. Grond- en oppervlaktewatertypering De verhouding van de belangrijkste aan+ + 2+ 2+ wezige kationen (Na , K , Ca , Mg ) en 2anionen (HCO3 , Cl , SO4 ) geven een indicatie van de herkomst van het water. Aan de hand van een EC-IR diagram (Van Wirdum 1991) of Stiff-diagrammen kan de herkomst in een oogopslag ingeschat worden.

Belang samenstelling water voor kwelgevoede hydroecologische systemen : Bij slechte ontwatering van een kwelgebied kan stagnatie van regenwater in en op de bodem optreden. Het regenwater drijft dan als een dunne lens op het van onderaf toestromende grondwater. Deze “regenwaterlens” heeft een zogenaamde “atmocliene” of “regenwaterachtige” samenstelling: zuur, mineraalarm en meestal met een verhoogd gehalte aan ammonium. Door de aanwezigheid van het atmocliene water wordt de “lithocliene” of “grondwaterachtige” top van de gondwatertafel in de wortelzone verdund. Dikwijls zijn kwelgebieden door een stelsel van ondiepe greppels ondiep ontwaterd. De ondiepe greppels voeren het stagnerende regenwater van de “regenwaterlens” af. Hierdoor neemt de invloed van het kwelwater op de wortelzone toe en is er sprake van een kwelmilieu. Daarnaast is ook de kweldruk van belang. Blijft de kweldruk hoog genoeg, dan wordt het regenwater hoe dan ook verdrongen. Bij zwakke kweldruk daarentegen is er gevaar voor stagnatie, maar factoren als de helling van het terrein spelen hierbij eveneens een grote rol. Bij vernatting van kwelgebieden door opstuwing van kleine greppels of sloten bestaat het risico dat regenwater niet meer wordt afgevoerd. Hierdoor stellen zich regenwaterlenzen in en is er niet langer meer sprake van toestroming van kwel. Hydrologisch beheer van een kwelgebied zal dus in de eerste plaats gericht zijn op de bescherming van de grondwateraanvoer. Om er zeker van te zijn dat door de maatregelen het beoogde kwelmilieu wordt gerealiseerd is het nodig om, in aansluiting van het meetnet stijghoogteverschil, het watertype van het bodemvocht in de wortelzone vast te stellen. Hetzelfde probleem doet zich voor bij kwelgevoede oppervlaktewateren. Soms wordt kwel weggevangen door nabijgelegen diepe(re) watergangen. Ook kan het voorkomen dat de kwelpotentiaal wordt verlaagd, doordat in het kwelgevoede oppervlaktewater zelf een te hoog stuwpeil wordt gehanteerd. Dit zijn oorzaken van het afnemen van de voeding met grondwater. Hierdoor verandert de watersamenstelling in het oppervlaktewater naar een meer atmoclien (=regenwaterachtig) watertype. Het meetnet gronden oppervlaktewatersamenstelling heeft daarom, in aansluiting op het meetnet stijghoogteverschil, tot doel om de effectiviteit te bepalen van de maatregelen voor vernatting en herstel van het kwelmilieu.

10.2.2 Meetmethode en periode De kwaliteit van gronden bodemwater wordt bepaald d.m.v. stalen uit piëzome132

ters of rechtstreeks uit het oppervlaktewater.


Staalname kan om het even wanneer in het jaar gebeuren volgens de methode beschreven in Huybrechts & De Becker (1997) en Albers et al. (2001). Staalname tijdens of direct na een periode van hevige regenval wordt best vermeden. Aangeraden wordt zowel in winter/voorjaar als in de (na)zomer te bemonsteren. pH en conductiviteit kunnen met een veldset op het terrein uitgevoerd worden. Een standaardanalyse wordt uitgevoerd in het labo.

10.2.3 Methode grondwater: meting in piëzometers Om de watersamenstelling van het ondiepe grondwater te bepalen wordt een staal in een ondiepe piëzometer genomen. Dit water is vrij homogeen van samenstelling in ruimte en tijd. Vóór het nemen van een grondwaterstaal worden de piëzometers gereinigd en leeggepompt (zie box: Details staalname grondwater in piëzometers). Dit gebeurt tijdens een eerste ronde langs de te bemonsteren piëzometers. Afhankelijk van de snelheid waarmee de buizen terug vollopen gebeurt dit één of meerdere dagen op voorhand of de dag van het nemen van een staal zelf (’s morgens pompen en ‘s namiddags staal nemen). Tijdens een tweede ronde wordt een staal genomen met een chemisch inerte teflondarm waarbij het monster in een (zuurbestendige) polyethyleenbuis/-beker gepompt wordt. Op dat ogenblik wordt een controlemeting van conductiviteit (EC), temperatuur en pH uitgevoerd met behulp van de veldapparatuur.

nadien (in het beste geval ook vlak na de werken en het 2e jaar daarop) en telkens met een standaard herhaling om de 5 jaar : • •

•

T = -1: toestand voor eventuele omvorming T = 5, 10: nieuwe situatie in de jaren, waarin evaluatie plaatsvindt; 5-jarige cyclus T = 0, 2: wanneer vrij snelle wijziging van de watersamenstelling te verwachten is (bvb in gebieden waar zoute kwel optreedt of waar gevaar voor verzuring of verzilting is) wordt ook best op het tijdstip 0 en T = 2 bemonsterd.

meetfrequentie: Eén meting per jaar in lente of zomer in een droge periode tijdens het vegetatieseizoen – niet na een regenbui! In bepaalde situaties kunnen er echter wel wat variaties optreden (in ondiepe buizen, vb. 1,5 m, in zandgronden met laag bufferend vermogen, vb. in de Kempen). Zie hiervoor o.a. Boeye et al. (1994). meetmethode: bemonstering van grondwater in ondiepe piëzometer: bepaling pH en EGV (µS/cm) direct na bemonstering, laboanalyse van pH, EGV (µS/cm), HCO3- (mg/l) H2PO43(mg/l), NO3- (mg/l), NH4+ (mg/l), SO42(mg/l), Cl- (mg/l), Na+ (mg/l), K+ (mg/l), Ca2+ (mg/l), Mg2+ (mg/l), Fetot. 2 (mg/l) meetlocaties: de grondwatersamenstelling wordt bepaald in elke ondiepe piëzometer relevant voor beheermonitoring (deze locaties worden aangereikt door de Coördinator bij iedere monitoringsronde).

Labo-analyse: Bij de labo-analyse wordt naast de hoger vermelde anionen en kationen ook een tweede keer de conductiviteit en pH gemeten. Grote verschillen tussen deze beide metingen kunnen wijzen op problemen met de stabiliteit van het staal en/of problemen bij het transport van het staal naar het labo (te hoge temperatuur, neerslagreacties, e.d.). Doorgaans hangt dit samen met ontwijking van CO2 of vorming van ijzerneerslag. monitoringsfrequentie: bij omvormingsbeheer één jaar voor de werken, vervolgens 5 jaar

2 Fetot = Fe2+ en Fe3+. Daar bij de staalname de kationen aangezuurd en gefilterd worden, is het aandeel Fe3+ heel beperkt (< 5%) en het Fetotgehalte praktisch gelijk aan Fe2+.


133

Details staalname grondwater in piëzometers (naar Huybrechts & De Becker (1997) en Albers et al. (2001) Voorbereidende reiniging: Het grondwater in de meeste Vlaamse natuurgebieden is rijk aan ijzer. Dit kan aanleiding geven tot soms explosieve groei van bacteriën in de piëzometer, die via de metabolische afbraakproducten en fixatie van bepaalde elementen (o.a. Fe²+) de concentratie van verschillende chemische variabelen kan beïnvloeden. In normale omstandigheden zal het grondwater lange tijd in de piëzometer verblijven en kunnen chemische transformaties optreden. Door het pompen wordt de bacteriële groei vermeden of ten minste toch geminimaliseerd. Het pompen zorgt voor een homogeen staalwater; er wordt met zekerheid grondwater bemonsterd zoals het op dat ogenblik in de bodem aanwezig is ter hoogte van de filter. Eventueel ingespoeld slib wordt eveneens uit de buis verwijderd, zodat het niet meer kan interageren met het grondwater in de piëzometer. Eigenlijke staalname: Tijdens een tweede ronde gebeurt de staalname met een chemisch inerte teflondarm waarbij het monster in een polyethyleenbuis/-beker gepompt wordt. Op dat ogenblik wordt een controlemeting van conductiviteit en pH uitgevoerd met behulp van veldapparatuur. Er worden 2 deelstalen genomen. (1) Ten minste 35 ml staal wordt met een injectiespuit via een hyperfilter (met poriegrootte niet groter dan 0.35µ) in een zuurbestendig polyethyleenbuisje gebracht. Het deelstaal wordt aangezuurd tot pH = 2 met een druppel van 50µ HNO3 (99.9% pro-analyse) om neerslag te voorkomen en alle zouten in oplossing te houden. Deze buisjes worden in afwachting van de staalname, koel en donker bewaard (enkele uren bij 4 °C) om ontwijking van NOX te vermijden. Op dit deelstaal worden de kationen geanalyseerd. Bij het bemonsteren kan moeilijk vermeden worden dat het staalwater beladen is met sedimenten. Vaak zijn deze niet zichtbaar met het blote oog. Gezien de vooral negatieve lading van de kleimicellen kan gedurende het transport van het staal adsorptie plaatsvinden van voornamelijk de metaalionen (Na+, K+, Ca2+, Mg2+, Fe2+, Fe3+, …). De analyseresultaten kunnen hierdoor worden beïnvloed. Vooral een aangezuurd staal mag geen sedimenten bevatten aangezien er bij lage zuurtegraad gemakkelijk metaalionen resorberen en ook dat beïnvloed de analyseresultaten in aanzienlijk mate. Een tweede, niet aangezuurd deelstaal (ca. 50 ml) wordt volledig afgevuld in een polyethyleenbuisje gebracht dat wordt afgesloten om te vermijden dat bijvoorbeeld CO2 kan ontwijken. Op dit deelstaal worden de anionen geanalyseerd. Door het ontwijken van gassen en het adsorberen van ionen wijzigt de Ph van de oplossing en evenwichten van vele zouten verschuiven in de richting van neerslagvorming of complexvorming. De stalen worden zo vlug mogelijk na staalname geanalyseerd. Indien nodig worden ze korte tijd (enkele uren) in een donkere koele (4°C) ruimte bewaard. Electroneutraliteit: bij een betrouwbaar staal is de som van alle ladingen gelijk aan nul, m.a.w. het is electrisch neutraal. Om een eenvoudige interpretatie mogelijk te maken, wordt deze ladingsbalans uitgedrukt als elektroneutraliteitspercentage (EN%): het percentage van de totalemilli-equivalentsom van alle anionen en kationen samen. Een zekere fout hierop is onvermijdbaar en +/- 10% is acceptabel. De methode kan alleen uitgevoerd worden als alle belangrijke ionen gemeten worden (Van Wirdum 1991).

134


Uitvoering: Het nemen van stalen en de analysetechnieken zijn in die mate gespecialiseerd, dat ze best door een studiebureau uitgevoerd worden. De methodiek dient echter duidelijk aangegeven te worden in het bestek zodat een correcte bemonstering en analyse plaatsvindt. Bovendien is het belangrijk om enkel analyses te laten uitvoeren door een labo dat erkend is voor de analyse van water. Staalname kan eventueel ook door de reguliere uitvoerders van de monitoring uitgevoerd worden mits het volgen van een praktische training/cursus (gecoördineerd vanuit INBO). Mits duidelijke afspraken kunnen dergelijke stalen eventueel ook door het INBO-labo behandeld worden.

10.2.4 Methode oppervlaktewater De meting gebeurt in oppervlaktewater of in tijdelijk onder water staande plaatsen zoals depressies of moerassen waar de huidige of de te verwachte natuurwaarden hoog zijn. Het waterstaal wordt genomen van op een brug in het midden van de waterloop m.b.v. een emmer. Indien geen brug aanwezig is, wordt de emmer enkele meters voorbij de oever uitgeworpen en langzaam naar de oever getrokken. Indien het niet mogelijk is het staal te nemen met een emmer zonder de waterbodem mee te bemonsteren, wordt het staal genomen m.b.v. een maatbeker bevestigd aan een telescopische steel. Er kan zo nodig meerdere malen geschept worden. Het monster wordt voorzichtig verzameld in de emmer waarbij de zuurstofinbreng beperkt blijft. Bij de eerste staalname wordt best een volledige standaardanalyse uitgevoerd. Dit houdt in: dezelfde variabelen als voor grondwater (pH, EC, temperatuur, HCO3- , H2PO43-, NO3- , NH4+ , SO42- , Cl- , Na+ , K+ , Ca2+, Mg2+, Fetot + eventueel aangevuld met NO2-, totaal-P en KjeldahlN). Voor de bepaling van ortho-fosfaten wordt de eerste maal een dubbel staal genomen. Daar in 90% van de stalen vrij hoge ortho-fosfaatgehalten te verwachten zijn, wordt het eerste staal met een standaardanalysetechniek (met detectielimiet tot ± 0,02 mg ortho-fosfaat P/l) geanaly-

seerd3. Enkel wanneer dit resulteert in een nulwaarde, is het nodig om de analyse te herhalen op het tweede staal met een methode met lage detectielimiet (1 à 2 µg P/l). In de latere stalen wordt uiteraard enkel de geschikte analysetechniek gebruikt. Met deze werkwijze worden onnodige en dure analyses met lage detectielimiet vermeden. Op basis van de eerste analyseresultaten wordt het watertype bepaald en kan men beslissen welke variabelen zinvol zijn om in de toekomst verder op te volgen. Zo dient sulfaat zeker opgevolgd te worden omdat het erg belangrijk is i.v.m. de interactie tussen bodem en oppervlaktewater en zullen in de Kempense zandgronden Fetot en HCO3- relevant zijn. De bepaling van temperatuur, pH en EC (µS/cm) gebeurt direct na bemonstering met veldapparatuur. De overige variabelen worden in het labo geanalyseerd. Het opmeten van de hele set hydrochemische variabelen is echter zeer duur en in de praktijk wellicht niet haalbaar. Vandaar stellen we volgende aanpak voor:

3

De gebruikelijke ondergrens is zinvol om de impact van de afname van verontreiniging uit puntbronnen na te gaan, maar niet om de sluipende eutrofiëring te monitoren in zuivere watersystemen.


135

Praktisch Niet al de hierboven vermelde hydrochemsiche variabelen dienen telkens opgemeten te worden. Het opmeten van de hele set is zeer duur en in de praktijk wellicht niet haalbaar (Laurrijsens et al. (2007)). In eerste instantie kan gewerkt worden met de het elektrisch geleidingsvermogen of de conductiviteit van oppervlakte- of grondwater. De conductiviteit (in µS/cm) is een maat voor de hoeveelheid opgeloste mineralen in het grondwater. Een hogere waarde kan dan wijzen op vervuiling of eutrofiëring, bijvoorbeeld door mineralisatie tengevolge van te lage zomerwaterstanden of door het insijpelen van aangerijkt water (landbouw- or rioolwater). Wanneer de conductiviteit kleiner is dan de vooropgestelde grenswaarde, is de kans zeer groot dat er weinig mis is met de kwaliteit van het water). Hogere conductiviteitswaarden wijzen wel op verhoogde nutriëntenconcentraties of andere vervuiling (bv. sulfaten). Bij lagere conductiviteit, onder vooropgestelde grenswaarden, is de kans op vervuiling of verhoogde nutriëntenconcentraties zeer klein en is de volledige chemische standaardanalyse niet nodig. < grenswaarde

geen verdere labo-analyses nodig: wellicht geen vervuiling

> grenswaarde

volledige standaardanalyse

Conductiviteit (EC)

Wanneer de gemeten waarde wel de vooropgestelde grenswaarde overschrijdt, wordt aanbevolen de volledige set hydrochemische variabelen te meten om de oorzaken te achterhalen. Onderstaande tabel geeft een grove indeling met EC-grenswaarden voor verschillende wateren bodemtypen (De Mars et al. 1998): Watertype

EGV waarde

grens-

Regenachtig Mineraalarm Licht aangerijkt Matig aangerijkt Sterk aangerijkt (mineraalrijk) Zeer sterk aangerijkt (zeer mineraalrijk)

<100 µS/cm 100-150 µS/cm 150-300 µS/cm 300-450 µS/cm 450-600 µS/cm > 600 µS/cm

Bodemtype Zand Leem Kalkrijk

< 300 µS/cm < 450 µS/cm < 600 µS/cm

Bij het bepalen van de grenswaarde wordt best rekening gehouden met het natuurtype, de geochemische genese van het grondwater (dus met de ecohydrologische regio) en de pH. Bij een toenemend kalkgehalte leiden oxidatieprocessen tot een hoger ionengehalte en dus tot een hogere geleidbaarheid van het water. Referenties voor de EC-grenswaarden; voor natte heide en vennen zie Laurrijsens et al. (2007); waterlopen zie Wils et al (1998); brakke stilstaande waters zie Jochems et al. (2001); stilstaande waters zie Schneiders et al. (2004); bronbossen, bronnen zie De Mars et al. (1998).

monitoringsfrequentie: bij omvormingsbeheer één jaar voor de werken, vervolgens 5 jaar nadien (in het beste geval ook vlak na de werken en het 2e 136

jaar daarop) en telkens met een standaard herhaling om de 5 jaar :


• •

•

T = -1: toestand voor eventuele omvorming T = 5, 10, …: nieuwe situatie in de jaren, waarin evaluatie plaatsvindt; 5jarige cyclus T = 0, 2: wanneer vrij snelle wijziging van de watersamenstelling te verwachten is (bvb in gebieden waar zoute kwel optreedt of waar gevaar voor verzuring of verzilting is of bij sterke vernatting of verdroging) wordt ook best op het tijdstip 0 en T = 2 bemonsterd.

eventueel ook door het INBO-labo behandeld worden.

meetfrequentie: 1 meting per monitoringsjaar in de lente of zomer in een droge periode tijdens het vegetatieseizoen – niet na een regenbui! Hou er wel rekening mee dat de waarde van fosfaten, nitraten en sulfaten kunnen schommelen onder invloed van landbouwactiviteiten in de omgeving en onder invloed van het seizoen (hoeveelheid water). meetmethode: directe bemonstering uit oppervlaktewater/onder water staande plaats: bepaling pH en EGV (µS/cm) direct na bemonstering, laboanalyse van pH, EC (µS/cm), HCO3- (mg/l) H2PO43-(mg/l), NO3- (mg/l), NH4+ (mg/l), SO42- (mg/l), Cl- (mg/l), Na+ (mg/l), K+ (mg/l), Ca2+ (mg/l), Mg2+ (mg/l), Fetot.4 (mg/l), eventueel aangevuld met totaal-P (mg P/l), NO2- en Kjeldahl-N (mg N/l). Bij volgende metingen best een relevante selectie hieruit. Uitvoering: Het nemen van stalen en de analysetechnieken zijn in die mate gespecialiseerd, dat ze best door een studiebureau uitgevoerd worden. Bovendien is het belangrijk om enkel analyses te laten uitvoeren door een labo dat erkend is voor de analyse van water. De methodiek dient echter duidelijk aangegeven te worden in het bestek zodat een correcte bemonstering en analyse plaatsvindt. Staalname kan eventueel ook door de reguliere uitvoerders van de monitoring uitgevoerd worden mits het volgen van een praktische training/cursus (gecoördineerd vanuit INBO). Mits duidelijke afspraken kunnen dergelijke stalen

4 Fetot = Fe2+ en Fe3+. Daar bij de staalname de kationen aangezuurd en gefilterd worden, is het aandeel Fe3+ heel beperkt (< 5%) en het Fetotgehalte praktisch gelijk aan Fe2+.


137

11 Aanvullingen voor gebiedseigen monitoring

Fiche: Florakartering van proefvlakken en in mozaïeken en wastines

Vegetatiekartering van proefvlakken in mozaïeken/wastines Proefvlakdekkend: alle proefvlakken voor beheermonitoring; Gebiedsdekkend: voor een wastinesysteem/dynamisch mozaïeklandschap Ligging meetlocaties: Afbakening proefvlakken wordt aangeleverd als GIS-bestand door coördinator monitoring Monitoringsfrequentie: Om de 5 jaar, behalve bossen: om de 10-20 jaar bij spontane ontwikkeling, bij beheeringrepen of calamiteiten (windworp, etc.) ook na 5 jaar na de ingreep/gebeurtenis. Meetfrequentie en 1 x per monitoringsronde; periode: tussen april-oktober, best tijdens periode: periode van maximale vegetatie-ontwikkeling van de aanwezige natuurtypen (zie tekst en Tabellen 10 en 11) Meetmethode: 1. Karteren van soorten (individuen of plekken met aantalsklassen) opgegeven in lijsten van gebiedspecifieke soorten 2. Digitaliseren van informatie parameter Meetlocaties:

11.1 GEBIEDSPECIFIEKE PLANTEN: FLORAKARTERING EN PQ’S Het gedetailleerd opvolgen van floristische Rode-Lijst en/of lokale aandachtsoorten of erg lokale bijzondere vegetaties kan gebeuren aan de hand van (extra) PQ’s (8.2.2.2) en/of florakarteringen (11.1).

11.1.1 Extra PQ’s voor gebiedspecifieke vegetaties Op plaatsen met bijzondere (doel)vegetaties worden best PQ’s uitgezet. Dit is zeker belangrijk in gebieden met een “wastine-aanpak”. Hier wordt immers verwacht dat de vegetatie sterk zal evolueren in de tijd waarbij het niet uitgesloten is dat sommige delen via successie of lokale begrazing overgaan van het ene natuurtype/formatie naar een andere.

11.1.2 Florakarteringen Voor een (beperkte) lijst van speciaal geselecteerde indicatieve soorten zoals kensoorten afgestemd op lokaal bijzondere natuurtypen, gebiedspecifieke soorten, probleemsoorten zoals exoten wordt een vlakdekkende kartering uitgevoerd. 138

Deze florakartering kan gebeuren: •

•

Proefvlakdekkend voor proefvlakken gekozen voor een meetnet of basismonitoring Gebiedsdekkend voor bijvoorbeeld gebieden met een procesgeörienteerd beheer (vb. wastine-aanpak)

Hierbij worden de standplaatsen van ieder individu van bepaalde duidelijk op voorhand opgegeven gebiedspecifieke planten-, paddestoelof (korst)mossoorten gedetailleerd gekarteerd (evt locatie bepalen via GPS), grote clusters of algemener voorkomende soorten kunnen als vlek worden weergegeven met een aantalschatting (Tansley-bedekkingschaal binnen de vlek, Tabel 21). Deze punten of vlekken worden gedigitaliseerd in GIS (met als attribuut “soort” en aantal/Tansley code). Welke soorten juist opgevolgd moeten worden, wordt opgezocht in het beheerplan en/of opgevraagd bij en overlegd met de beheerder. Afhankelijk van de praktische planning, seizoenale vegetatieontwikkeling en expertise van de uitvoerders kan de florakartering gecombineerd worden met de gebiedkartering of met de structuurkartering of vlakdekkende vegetatieopname voor proefvlakken.


11.2 GEBIEDSPECIFIEKE FAUNA Tijdens het opsporen van multisoorten worden uiteraard ook andere diersoorten waargenomen waaronder misschien gebiedspecifieke soorten of Rode-Lijst soorten waarvan de aanwezigheid nog niet bekend was. Afhankelijk van de lokale doelstellingen en middelen, kan beslist worden of enkel “inpasbare” gebiedspecifieke soorten of hanteerbare soort(groep)en die waarneembaar zijn aan de hand van de standaard veldtechnieken voor beheermonitoring (zie 4.1.6.1.2 en technische handleiding 8.2.3) opgevangen worden en toegevoegd worden aan de multisoortenlijsten. Qua intensiteit aan veldwerk verandert er nagenoeg niets, het vergt alleen een bijkomende opleiding en training via ondersteuning en/of het inschakelen van meer gespecialiseerde uitvoerders met een grotere parate soortenkennis. Voor de gebiedspecifieke soorten die niet via de standaard protocols voor beheermonitoring inventariseerbaar zijn kan vervolgens beslist worden of het haalbaar is een uitbreiding van het monitoringsplan te voorzien met eventueel de toepassing van bijzondere soortspecifieke methodes. Bijvoorbeeld voor nachtactieve soorten (uilen, nachtzwaluw, bepaalde invertebraten en amfibieën) zullen extra nachtrondes moeten worden ingelast. Voor bepaalde soorten gelden aangepaste inventarisatietechnieken, zoals het gebruik van geluidsopnamen voor bepaalde bijzondere broedvogels (zie handleiding van het INBO), of de batdetector voor vleermuizen, het gebruik van bodem-, vlieg-, licht- en lokvallen voor bepaalde invertebratengroepen (loopkevers, spinnen, vliegen, nachtvlinders, moeilijker waarneembare dagvlinders). Voor een juistere inschatting van de populatiedensiteit van broedvogels kan ook geopteerd worden voor territoriumkarteringen in plaats van punttellingen (0). De uitvoering van dergelijk extra veldwerk is meer specialistenwerk en wordt beter uitbesteed aan bijvoorbeeld studiebureaus.

De beslissing om gebiedspecifieke soorten op te volgen, ligt bij de lokale beheerders. Budget en prioriteiten zullen hierbij bepalen welke soorten of welke extra inventarisatietechnieken toegepast zullen kunnen worden. Een voorwaarde is dat de veldwerkers in staat zijn de soorten uit deze soortgroepen te herkennen (via opleiding en/of beschikbaarheid nodige veldmateriaal zoals veldgidsen?) of dat de teams bij iedere monitoringsronde duidelijk aangeven welke soortgroepen ze al dan niet aankonden, of dat specialisten worden ingehuurd. Ook erg belangrijk is telkens aan te geven welk niveau van monitoring werd uitgevoerd: 1. 2. 3. 4.

alleen multisoorten multisoorten + inpasbare gebiedspecifieke soorten multisoorten + alle gebiedspecifieke soorten of één van vorige mogelijkheden extra aangevuld met alle soorten van de beter gekende en hanteerbare soortgroepen en zo ja dewelke juist.

Onder hanteerbare soortgroepen worden verstaan: 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7.

Amfibieën Reptielen Libellen en waterjuffers Lieveheersbeestjes Sprinkhanen en krekels Dagvlinders Vogels

11.2.1 Gebiedspecifieke vogels: territoriumkarteringen Voor soortmonitoring of een meer gebiedsgerichte inventarisatie van vogels lijken territoriumkarteringen een geschiktere techniek dan puntellingen (0). Territoriumkarteringen van broedvogels is wel erg arbeidsintensief en specialistenwerk. Het verschil tussen beide technieken is dat bij territoriumkartering de locatie van de nesten en koppels duidelijk is, terwijl bij punttellingen enkel informatie over de aan-


139

wezigheid, met een ruwe inschatting van aantallen en een indicatie van broedzekerheid worden opgemeten. In beide gevallen is het steeds een meerwaarde als naast alleen de multisoorten en gebiedspecifieke soorten ook waarnemingen van andere vogelsoorten genoteerd worden. Voor een uitgebreide handleiding over territoriumkartering met waarnemingstips verwijzen we naar Anselin et al. (2007; http://www.inbo.be/docupload/3128.pdf). Voor meer soortspecifieke informatie en monitoingstips naar Vermeersch et al. (2000-2003; http://www.inbo.be/docupload/877.pdf)

12 ALGEMEEN OVERZICHT VAN OP TE NEMEN THEMA’S Tabel 35 toont een algemeen overzicht van veldwerkmodules voor meetnet- en basisbeheermonitoring.

Voor geperceleerde gebieden geldt alles wat onder “proefvlak” valt in Tabel 35. Voor een (gebiedseigen) basismonitoring of wanneer reservaten met een procesgericht beheer (vb. wastines) in de meetmonitoring worden opgenomen dient ook een extra gebiedskartering uitgevoerd te worden.

140


Tabel 35. Uit te voeren veldwerk voor beheermonitoring (basis –en meetnetmonitoring) naargelang het reservaattype

Meetniveau

Thema

Monitoringsfrequentie

Geperceleerde gebieden

Dynamische gebieden (o.a. wastines)

Om de 5 jr

-

gebiedskartering

STRUCTUUR

Om de 5 jr

structuurkartering

Structuurkartering binnen PVCs

FLORA: vegetatieopnames in PQ’s

Om de 5 jr

1 tot 3 PQ’s per proefvlak, alle soorten (bedekking in LONDO-schaal + sociabiliteit + populatiestructuur)

Aantal PQ’s, alle soorten (bedekking in LONDO-schaal + sociabiliteit + populatiestructuur)

FLORA: proefvlakdekkende inventarisaties

Om de 5 jr

alle soorten (Tansley schaal)

alle soorten binnen PVC (Tansley schaal)

FAUNA + FUNGI: multisoortenmonitoring (proefvlakdekkend)

Best jaarlijks

multisoorten (proefvlakdekkend + trajecten)

multisoorten (PVCdekkend + gebiedsdekkend traject)

ABIOTIEK: hydrologie

éénmalig

eventueel plaatsen van peilbuizen + bodemprofiel

eventueel plaatsen van peilbuizen + bodemprofiel

continu

opvolgen waterstanden: met divers

opvolgen waterstanden: met divers

éénmalig

Uitgebreide wateranalyse uitgangsituatie bodem- en oppervlaktewaters

Uitgebreide wateranalyse uitgangsituatie bodem- en oppervlaktewaters

Standaard wateranalyse: temperatuur, pH en conductiviteit van gronden oppervlaktewater

Standaard wateranalyse: temperatuur, pH en conductiviteit van gronden oppervlaktewater

GEBIED(SDEEL) PROEFVLAK(CIRKEL)

5-jaarlijks


141

13 MATERIAAL EN DIENSTEN

-

-

Aangeleverd en beheerd door INBO: •

•

•

•

•

Monitoringschema per gebied (met aantal proefvlakken, PQs, trajecten per natuurdoeltype en proefvlak. De planning van het veldwerk is te bepalen door het studiebureau op basis van deze protocollen) GIS shp-bestanden met de afbakening van proefvlakken/proefvlakcirkels (en evt. locaties van reeds bestaande PQ’s): op basis hiervan kunnen veldwerkkaarten afgedrukt worden multisoortenlijsten (eventueel aangevuld met bemonitorbare gebiedsspecifieke aandachtsoorten) voor de natuurtdoeltypen die onderzocht worden per gebied invulformulieren – veldformulieren voor structuurkartering, flora-inventarisatie, PQ-inventarisatie en multisoorteninventarisatie onder de vorm van af te printen Word en/of Excell bestanden. bestanden voor data-invoer (via Access)

-

-

merkpaaltjes en evt. – lint/koord (om proefvlak, PQ af te bakenen), metalen buizen (lengte ca. 40 cm, doorsnede >3 cm; om PQ’s en eventueel proefvlakken te merken; voor PQ’s 1 tot 2 buizen per PQ; voor proefvlakken (2 ha) die gekozen moeten worden binnen beheereenheden >2ha: 4 buizen per proefvlak (hoekpunten) metaaldetector: om reeds aangeduide PQ’s of proefvlakken terug te vinden meetlinten (50 en/of 100m) peillatten kompas digitaal fototoestel hark(en) (om evt. waterflora op te harken) verrekijkers vlindernetten (met verlengde steel)

stevig, zwaar, fijnmazig sleepnet, wit stuk textiel (ca. 1m²) (of lichtgekleurde paraplu) + stok: klopvangsten

-

amfibieënfuiken (2 à 3 per plas)

-

fijnmazig schepnet evt. (zak)lantaarns varia: evt. loep, zaklantaarns, veldgidsen

Niet-aangeleverde benodigdheden: •

•

Software: o ArcGis of ArcView (voor de digitalisatie van structuurkartering, locaties PQ’s, trajecten, vogeltelpunten, eventueel de afbakening van proefvlakken

14 SUGGESTIES BIJ UITVOERING & COÖRDINATIE

o Access of Excell (voor gegevensinvoer; invoerbestanden worden door IN aangeleverd)

Uitvoering: De veldmethode voor een meetnet- en basismonitoring is zo gekozen dat ook de geoefende vrijwilliger, beheerder of semi professional het kan uitvoeren. Mits regelmatige training en voorbereiding kunnen dus ook lokale beheerders of vrijwilligers ingeschakeld worden in de monitoring. Als onvoldoende tijd en middelen beschikbaar zijn, wordt de monitoringslast beter niet bij de beheerder gelegd, maar centraal georganiseerd met (semi)professionals (Wiertz et al 2007). Via een centrale begeleiding en via het werken met vaste ploegen van waarnemers wordt immers de kwaliteit en standaardisatie van waarnemen verzekerd.

Veldwerkmateriaal: o Veldwerkkaarten (hiervoor worden wel de nodige shp-files aangeleverd met de afbakening van proefvlakken) o Alle terreinmateriaal: -

142

RTK-GPS (of ander apparaat/techniek om tot 5 cm nauwkeurig posities en UTMcoördinaten te bepalen)


Door het organiseren van gemeenschappelijke oefensessies, kunnen de waarnemingstechieken uitgewisseld en bijgestuurd worden.

Coördinatie: Om de coördinatie van beheermonitoring op een efficiënte en ten volle gespecialiseerde wijze te verzorgen, is een continue begeleiding door een persoon (of team) onontbeerlijk. Er dient immers over gewaakt te worden, met het oog op relevante en vergelijkbare gegevens en uitspraken, dat het uitvoeren van de verschillende monitoringsrondes op een continue en gestandaardiseerde wijze gebeurt zowel op ruimtelijke als temporele schaal. Bij het opstellen van de huidige methodiek werd overigens geanticipeerd op reeds recent ontwikkelde werkwijzen en evaluatiemethodes. In dat verband werden er beslissingen genomen met het oog op de toekomstige verwerking wanneer er per meetpunt tijdsreeksen van gegevens beschikbaar zullen zijn. In deze context zijn de voordelen van een vast aangenomen persoon/team het feit dat dat: → → → →

→

→

goed ingewerkt is in het concept en methodiek van de monitoring er minder verwarring op het terrein bestaat wie de monitoring op een bepaald moment opvolgde. er niet telkens een inwerkingperiode van de nieuw aangestelde moet worden voorzien er minder kans is op misinterpretatie bij de te volgen aanpak (op het vlak van de te volgen methodiek, de verwerkingswijze en interpretatie) bij iedere monitoringsronde deze kan fungeren als een algemeen bekend en permanent(er) aanspreekpunt voor het ANB en binnen het (inter)nationaal informatienetwerk van natuurbehoud, –beheer en -beleid deze zich ten volle kan ontplooien en verder specialiseren binnen deze functie

uitgebreid(er) monitoringnetwerk 2. er bijkomend gebied het verzamelen van GIS-kaartenmateriaal, controle en/of vertaling van de GISkaarten met natuurstreefbeelden naar huidige natuurtypen en natuurdoeltypen met de momentele stand van zaken en inzichten. 3. Keuze van bijkomende proefvlakken op basis van de spreiding van de (evt nieuw bijkomende) natuurdoeltypen en variatie in beheermethode binnen elk type 4. Evt. opstellen van multisoortenlijsten voor nieuw bijkomende natuurtypen en gebiedspecifieke lijsten voor de nieuwe set van reservaten die in roulatie komen 5. Het plannen en treffen van voorbereidingen bij iedere veldronde (o.a. veldformulieren opstellen, GIS-bestanden opstellen met locaties en afbakening van proefvlakken, vegetatie-opnamen en fauna-trajecten ) 6. Coördinatie van het veldwerk en (coördinatie van de) training van de uitvoerders op het terrein 7. Organiseren van een kwaliteitscontrole op de uitvoering van de monitoring bijvoorbeeld door het uitvoeren van een steekproefsessie van parallelle opnamen evt. aangevuld met een intensievere inventarisatie ter controle en evaluatie van de multisoortenlijsten.. 8. Screening en verwerking van de gegevens en interpretatie van de resultaten 9. Aanvullen en beheren van de multisoortendatabank en databank Beheermonitoring en het bewaken van de compatibiliteit met andere databanken 10. Doorstroming van waarnemingen naar andere projecten (vb. verspreidingsgegevens van verschillende soortgroepen, RL-soorten) 11. Contact en terugkoppeling verzorgen binnen ANB, INBO en met (andere) instanties actief met beheer, natuurbehoud en monitoring (stuurgroep(en), NARA, Natuurpunt, VLM, wetenschappelijke instellingen in binnen- en buitenland)

Hieronder volgt een opsomming hoe de algemene takenpakket van de coördinator beheermonitoring best wordt ingevuld: 1. Opvolgen en eventueel begeleiden van de keuze van extra gebieden/proefvlakken in volgende jaren (2008-….) naar de uitbouw van een


143

15 INVOER EN DOORSTROMING GEGEVENS Voor de invoer van gegevens werd een “databank voor Beheermonitoring” ontwikkeld waarin de gegevens via invoerformulieren rechtstreeks kunnen worden ingegeven. Deze centrale gegevensdatabank is gelinkt met de “multisoortendatabank” (zie 4.1.4.5). Afhankelijk van de verdere ontwikkelingen voor beheermonitoring bestaat de mogelijkheid om dit uit te bouwen tot een webapplicatie. Veldkarteringen worden best gedigitaliseerd in ArcView/ArcGis en aanvullende informatie bij de gekarteerde elementen wordt ingegeven in de aangeleverde Access-databank (ID’s, opmerkingen, Veldcodes, etc.). Alle digitalisaties en invoer gegevens gebeurt door de uitvoerders van de monitoring.

16 REFERENTIES Aggenbach C.J.S., Jalink M.H. & Jansen, A.J.M. (1998). De gewenste grondwatersituatie voor terrestrische vegetatietypen van pleistoceen nederland. Swe, 98(11). KIWA: Nieuwegein: The Netherlands. ISBN 90-74741-64-9. 72 pp. Albers K., van der Hoek W., Hanhart K. & Mosterdijk H. (2001). Vademecum monitoring natuurinrichting. Praktische handleiding bij het opstellen van monitoringsplannen voor natuurinrichting. AMINAL, Afdeling Natuur en Vlaamse Landmaatschappij, Brussel. Anon. (2003). Opmaak van een systematiek natuurtypen in vlaanderen : stilstaande wateren. Haskoning Belgium: Mechelen: Belgium. 72 pp. Anselin A., Devos K., Defoort T. & Vermeersch, G. (1999). Project vlaamse broedvogelatlas 2000-2003: uitgebreide methode-handleiding. Nota van het instituut voor natuurbehoud, 99(122). Instituut voor Natuurbehoud: Brussel: Belgium. 25 pp. Anselin A., Devos K. & Vermeersch G. (2007). Project Bijzondere Broedvogels Vlaanderen. Nota INBO. (aangepaste versie; http://www.inbo.be/docupload/3128.pdf) 144

Antrop M., Gulinck H., Van Looy K., De Blust G., Van Ghelue P., Melkebeke I. & Kuijken E. (1993). Structuurplan Vlaanderen: deelfacet open ruimte: eindrapport. Rapporten van het instituut voor natuurbehoud, 1993(14). Instituut voor Natuurbehoud: Hasselt : Belgium. 26 pp. Baeté H., De Keersmaeker L., Walleyn R., Van De Kerckhove P., Christiaens B., Esprit M. & Vandekerkhove K. (2003). Monitoring van kernvlakte en transecten in het vlaams natuurreservaat Walenbos: basisrapport: situering, standplaats, historiek en onderzoek. Rapporten van het instituut voor bosbouw en wildbeheer sectie bosbouw, 2003(014). Instituut voor Bosbouw en Wildbeheer: Geraardsbergen: Belgium. 84 pp. Baeté H., De Keersmaeker L., Walleyn R., Van De Kerckhove P., Christiaens B., Esprit M. & Vandekerkhove K. (2003b). Monitoring van kernvlakte en transecten in het vlaams natuurreservaat Rodebos en Laanvallei: basisrapport: situering, standplaats, historiek en onderzoek. Rapporten van het instituut voor bosbouw en wildbeheer - sectie bosbouw, 2003(13). Instituut voor Bosbouw en Wildbeheer: Geraardsbergen: Belgium. 69 pp. Bal D., Beije H.M., Fellinger M., Haveman R., Van Opstal A.J.F.M. & Van Zadelhoff F.J. (2001). Handboek natuurdoeltypen. Tweede, geheel herziene editie. Rapport expertisecentrum lnv, 2001(20). LNV: Wageningen: The Netherlands. ISBN 9075789-09-2. 832 pp. Bhandari M., Lochner H., Tornetta P. (2004). Effect of continuous versus dichotomous outcome variables on study power when sample sizes of orthopaedic randomized trials are small. AOTS: 9698. Boeye D., Clement L., Verheyen R.F. (1994). Hydrochemical variation in a ground-water discharge fen. In: Wetlands, 14:2, p. 122-133. Bunce R.G.H., Groom G.B., Jongman R.H.G., Padoa-Schioppa E. (2005). Handbook for surveillance and monitoring of European habitats: first edition. (en) Alterra-rapport, 1219, Alterra, Wageningen, Netherlands. 107 pp. Callebaut J., De Bie E., De Becker P. & Huybrechts W. (2007). NICHE Vlaanderen : SVW : 1-7. Rapporten van het Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek, 2007(3). Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek: Brussel: Belgium. 252 pp. Cornelis J., Hermy M., De Keersmaeker L., Vandekerkhove K. (2007). Bosplantengemeenschappen in


Vlaanderen: een typologie van bossen op basis van de kruidachtige vegetatie. Rapporten van het Instituut voor Natuuren Bosonderzoek, 2007(1). Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek: Geraardsbergen: Belgium. 200 pp. Cosyns E., Leten M., Hermy M., Triest, L. (1994). Een statistiek van de wilde flora van vlaanderen: naar een flora-statistiek voor vlaanderen: een nuttig instrument voor het natuurbehoud. Vrije Universiteit Brussel: Brussel: Belgium. 25, 66 pp. Couvreur M., Menschaert J., Sevenant M., Ronse A., Van Landuyt W., De Blust G., Antrop M. & Hermy M. (2004). Ecodistricten en ecoregio's als instrument voor natuurstudie en milieubeleid, in: (2004). Natuur.focus 3(2). Natuur.focus, 3(2): pp. 51-58. De Becker P. (2005). Standplaatseisen van vochtige en venige heide en hun voorkomen op het Groot Schietveld (Prov. Antwerpen). Advies van het Instituut voor Natuurbehoud, IN.A.2005-22. Instituut voor Natuurbehoud, Brussel: Belgium. 3 pp. De Becker, P. Jochems H. & Huybrechts, W. (2004). Onderzoek naar de abiotische standplaatsvereisten van verschillende beekbegeleidende alno-padion & alnion incanae-gemeenschappen. Verslag van het instituut voor natuurbehoud, 2004(17). Instituut voor Natuurbehoud: Brussel: Belgium. 165 pp. Decleer, K. (Ed.) (2007). Europees beschermde natuur in Vlaanderen en het Belgisch deel van de Noordzee : habitattypen : dieren plantensoorten. Mededelingen van het Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek, 2007(1). Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek: Brussel: Belgium. ISBN 978-90-403-0267-1. 584 pp. De Cock R., Hoffmann M., Maes D. & De Blust G. (2008a). Begeleiding en opvolging van de beheermonitoring van de Vlaamse Natuurreservaten. Initiële verwerking voor het natuurdoeltype dotterbloemgrasland. Rapporten van het Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek 2008. (INBO.R.2008.9). Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek: Brussel: Belgium. De Cock R., Hoffmann M., Maes D. & De Blust G. (2008b). Begeleiding en opvolging van de beheermonitoring van de Vlaamse Natuurreservaten. Beknopte handleiding Beheermonitoring. Rapporten van het Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek 2008. (INBO.R.2008.8). Insti-

tuut voor Natuur- en Bosonderzoek: Brussel: Belgium. De Fré B. & Hoffmann M. (2004). Systematiek van natuurtypen : mantels en struwelen. Rapporten van het instituut voor natuurbehoud, 2004(08). Instituut voor Natuurbehoud: Brussel: Belgium. 72 pp. De Fré B. & Hoffmann M. (2004). Systematiek van natuurtypen : pioniersmilieus. Verslag van het Instituut voor Natuurbehoud, 2004(7). Instituut voor Natuurbehoud: Brussel: Belgium. 112 pp. Degezelle T., Kongs T., Martens, L., Vercoutere B. & Hoffmann, M. (2004). Ontwerp- ecosysteemvisie kalkense meersen en berlare broek : een verkenning van natuurpotenties: tekst 2004 + figuren en bijlagen. AMINAL, afdeling Natuur: Brussel: Belgium. ISBN 90-403-0212-x. 355 pp. De Keersmaeker L., Baeté H., Christiaens B., Esprit M., Van De Kerckhove P. & Vandekerkhove K. (2004). Vlaams natuurreservaat Walenbos: monitoringrapport: monitoring van de dendrometrische gegevens en de vegetatie. Rapporten van het instituut voor bosbouw en wildbeheer - sectie bosbouw, 2004(12). Instituut voor Bosbouw en Wildbeheer: Geraardsbergen: Belgium. 192 pp. De Keersmaeker L., Baeté H., Christiaens B., Esprit M., Van De Kerckhove P. & Vandekerkhove K. (2004b). Vlaams natuurreservaat Rodebos en Laanvallei: monitoringrapport: monitoring van de dendrometrische gegevens en de vegetatie in een kernvlakte en een transekt. Rapporten van het instituut voor bosbouw en wildbeheer - sectie bosbouw, 2004(11). Instituut voor Bosbouw en Wildbeheer: Geraardsbergen: Belgium. 128 pp. De Mars H., Van Gool C.R. & Van Tijen C. (1998). Ecohydrologische atlas limburg 1989-1996. Band i: rapport en kaarten. Provincie Limburg, Hoofdgroep Milieu & Water: Maastricht: The Netherlands. ISBN 90-803639-4-4. Demeulenaere E., Schollen K. & Vandomme V. (2002). Een hiërarchisch monitoringssysteem voor beheerevaluatie van natuurreservaten in Vlaanderen. Rapporten van het instituut voor natuurbehoud, 2002. Instituut voor Natuurbehoud: Brussel: Belgium. ISBN 90-403-0166-2. 141 pp. Den Held J.J. & Den Held A.J. (1985). Beknopte handleiding voor vegetatiekundig onderzoek. Wetenschappelijke medede-


145

lingen K.N.N.V. Koninklijke Nederlandse natuurhistorische vereniging. pp. 39. Dumortier M., De Bruyn L., Hens M., Peymen J., Schneiders A., Van Daele T., Van Reeth, W. (Ed.) (2007). Natuurrapport 2007 : toestand van de natuur in Vlaanderen : cijfers voor het beleid. Mededelingen van het Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek, 2007(4). Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek: Brussel: Belgium. ISBN 978-90-403-0271-8. 335 pp. Durwael L., Roelandt B., De Keersmaeker L. & Lust N. (2000). Beschrijving van de natuurtypen in vlaanderen : bossen. Universiteit Gent (RUG), Laboratorium voor bosbouw: Gent: Belgium. 121 pp. Ellenberg, H. (1991). Zeigerwerte von Pflanzen in Mitteleuropa. Scripta Geobotanica XVIII. 248 pp. Govaere L. & Vandekerkhove K. (2005a). Specifiek biotoop- en soortenbeheer in bossen: methodologische ondersteuning: deel 1: methodieken voor evaluatie van de bestandsstructuur en inventarisatie van bijzondere biotopen en soorten. Rapporten van het instituut voor bosbouw en wildbeheer - sectie bosbouw, 2005(007). Instituut voor Bosbouw en Wildbeheer: Geraardsbergen: Belgium. 90 pp. Govaere L. & Vandekerkhove K. (2005b). Specifiek biotoop- en soortenbeheer in bossen : methodologische ondersteuning: deel 2: beschrijvende fiches. Rapporten van het instituut voor bosbouw en wildbeheer - sectie bosbouw, 2005(007). Instituut voor Bosbouw en Wildbeheer: Geraardsbergen: Belgium. 6-151 pp. Govaere L. & Vandekerkhove K. (2005c). Biotoopkartering: specifiek biotoop- en soortenbeheer in bossen: methodologische ondersteuning: deel 3: gedocumenteerde soortenlijsten. Rapporten van het instituut voor bosbouw en wildbeheer sectie bosbouw, 2005(007). Instituut voor Bosbouw en Wildbeheer: Geraardsbergen: Belgium. 62 pp.

Hennekens S.M. & Schaminée J.H.J. (2001). Turboveg, a comprehensive database management system for vegetation data. Journal of Vegetation Science 12: 589-591. Hennekens S.M., Schaminée J.H.J & Stortelder A.H.F. (2001). SynBioSys, een biologisch kennissysteem ten behoeve van natuurbeheer, natuurbeleid en natuurontwikkeling. Alterra: Wageningen: Nederland. 146

Heutz G. & Paelinckx D. (Ed.) (2005). Natura 2000 habitats: doelen en staat van instandhouding: versie 1.0 (ontwerp) onderzoeksverslag. Verslag van het Instituut voor Natuurbehoud, 2005(3). Instituut voor Natuurbehoud: Brussel: Belgium. 296 pp. Huybrechts W. & De Becker P. (1997). Waterpeilen in natuurgebieden 1995. Rapporten van het instituut voor Natuurbehoud, 1997(07). Instituut voor Natuurbehoud: Brussel: Belgium. 29 pp. Hurford C. (2006). Monitoring in Cultural habitats. An introduction. Chapter 1. In: Monitoring nature conservation in cultural habitats: a practical guide and case studies. (Eds: Hurford C & Schneider M.) Springer: Dordrecht: The Netherlands. ISBN 1-4020-3756-2. pp. 3-12. Hurford C. (2006b). The roles of Survey. Chapter 3. In: Monitoring nature conservation in cultural habitats: a practical guide and case studies. (Eds: Hurford C & Schneider M.) Springer: Dordrecht: The Netherlands. ISBN 1-4020-3756-2. pp. 25-34. Hurford C. (2006c). Identifying the conservation priority. Using limited resources to best effect. Chapter 7. In: Monitoring nature conservation in cultural habitats: a practical guide and case studies. (Eds: Hurford C & Schneider M.) Springer: Dordrecht : The Netherlands. ISBN 14020-3756-2. pp. 61-64. Hurford C. & Guest D. (2006). Where to focus the monitoring effort. Chapter 12. In: Monitoring nature conservation in cultural habitats: a practical guide and case studies. (Eds: Hurford C & Schneider M.) Springer: Dordrecht : The Netherlands. ISBN 1-4020-3756-2. pp. 105-118. Hurford C. & Schneider M. (2006). Monitoring nature conservation in cultural habitats: a practical guide and case studies. Springer: Dordrecht : The Netherlands. ISBN 1-4020-3756-2. 394 pp. Jochems H., Schneiders A., Denys L. & Van Den Bergh E. (2002). Typologie van de oppervlaktewateren in vlaanderen : eindrapport. Verslag van het Instituut voor Natuurbehoud, 2002(27). Instituut voor Natuurbehoud: Brussel: Belgium. 67 pp. Koop H., Leten M., Boddez P., Tielens T. & Hermy M. (1992). Bosstructuur en soortensamenstelling van het Rodebos: monitoring van bosstaatsnatuureservaten in vlaanderen. Adviezen


van het instituut voor natuurbehoud, 1992(71a). Instituut voor Natuurbehoud: Hasselt; Wageningen. 65 pp. Kuijken E., Boeye D., De Bruyn L., De Roo K., Dumortier M., Peyman J., Schneiders A., Van Straaten D. & Weyembergh G. (2001). Natuurrapport 2001: toestand van de natuur in Vlaanderen: cijfers voor het beleid.[IN.MED.18]. Mededeling van het Instituut voor Natuurbehoud, 18. Instituut voor Natuurbehoud: Brussel: Belgium. ISBN 90-403-0137-9. 365 pp. Laurijssens G., De Blust G. , De Becker P. & Hens M. (2007). Opmaak van een standaardprotocol voor herstelbeheer van natte heide en vennen en toepassing ervan op Groot & Klein Schietveld, Tielenkamp & Tielenheide. Rapporten van het INBO INBO.R.2007.31 Instituut voor Natuurbehoud: Brussel: Belgium. Legg C.J. & Nagy L. (2006). Why most conservation monitoring is, but need not be, a waste of time. Journal of Environmental managment, 78: 194-199. Leyssen A., Adriaens P., Denys L., Packet J., Schneiders A., Van Looy K. & Vanhecke L. (2005). Toepassing van verschillende biologische beoordelingssystemen op Vlaamse potentiële interkalibratielocaties overeenkomstig de Europese kaderrichtlijn water : partim 'Macrofyten'. [IN.R.2005.5]. Rapporten van het instituut voor natuurbehoud, 2005(05). Instituut voor Natuurbehoud: Brussel : Belgium. ISBN 90-403-0232-4. 178 pp. Maes D. & Van Dyck H. (2004). Pleidooi voor een multisoortenaanpak in het Vlaamse natuurbehoud: de natte heide als testcase.- In: Natuurbeheer. Hermy, M., De Blust, G., Slootmaekers, M. (Eds). Leuven, Davidsfonds, pp. 258-260. Maes D. & Van Dyck. H (2005). Habitat quality and biodiversity indicator performances of a threatened butterfly versus a multispecies group for wet heathlands in Belgium. Biological Conservation 123, 177-187. O’Connor P.J. & Bond A.J. (2007). Maximizing the effectiveness of photopoint monitoring for ecological management and restoration. Ecological management & restoration 8: 228-234. Rowell T. (2006). The relationship between monitoring and management. Chapter 2. In: Monitoring nature conservation in cultural habitats: a practical guide and case studies. (Eds: Hurford C & Schneider M.) Springer: Dordrecht

: The Netherlands. ISBN 1-4020-3756-2. pp. 13-22. Runhaar J., Stevers R.A.M & Udo de Haes H.A. (1985). Uitwerking ecotopensysteem voor de Randstad. CML-mededeling nr. 20. Centrum voor Milieukunde, Leiden. Runhaar J., Van Landuyt W., Groen C.L.G., Weeda E.J. en Verloove F. (2004) Herziening van de indeling in ecologische soortengroepen voor Nederland en Vlaanderen. Gorteria 30(1). Runhaar J. & Jansen P.C. (1999). Standaard meetprotocol verdroging: vegetatiemonitoring. Den Haag: RIVM, 84. NOV-rapport 15-3. Schaminée J.H.J., Stortelder A.H.F. & Westhoff V. (1995). De Vegetatie van Nederland 1. Inleiding in de plantensociologie - grondslagen, methoden en toepassingen. Opulus Press, Uppsala en Leiden. 296 pp. Schneiders A., Denys L., Jochems, H., Vanhecke L., Triest L., Es K., Packet J., Knuysen K. & Meire P. (2004). Ontwikkelen van een monitoringsysteem en een beoordelingsmethode voor macrofyten in oppervlaktewateren in vlaanderen overeenkomstig de europese kaderrichtlijn water. Rapporten van het instituut voor natuurbehoud, 2004(1). Instituut voor Natuurbehoud: Brussel: Belgium. 153 pp. Sevenant M., Menschaert J., Couvreur M., Ronse A., Heyn M., Janssen J., Antrop M., Geypens M., Hermy M. & De Blust G. (2002). Ecodistricten: Ruimtelijke eenheden voor gebiedsgericht milieubeleid in Vlaanderen. Deelrapport II: Afbakening van ecodistricten en ecoregio’s: Verklarende teksten. Studieopdracht in het kader van actie 134 van het Vlaams Milieubeleidsplan 1997-2001. In opdracht van het Ministerie van de Vlaamse Gemeenschap, Administratie Milieu, Natuur, Land- en Waterbeheer. CD-rom Stewart K.E.J., Boum N.A.D. & Thoms J.A. (2001). An evaluation of three quick methods commonly used to assess sward height in ecology. Journal of Applioed Ecology 38: 1148-1154. Van Daele T. (2003). Coördinatie uitbouw grondwatermeetnet in Vlaamse natuurreservaten i.f.v. opmaak signaalkaart verdroging. Bijlage: Brochure hydrologische monitoring in natuurgebieden (http://www.inbo.be/docupload/658.pdf) Vandenbussche V. (2002). Systematiek van natuurtypen voor de biotopen heide,


147

moeras, duin, slik en schor : deel 1 : inleiding. Verslag van het Instituut voor Natuurbehoud, 2002(12). Instituut voor Natuurbehoud: Brussel: Belgium. 24 pp. Vandenbussche V., T'jollyn F., Zwaenepoel A., De Blust G. & Hoffmann M. (2002). Systematiek van natuurtypen voor de biotopen heide, moeras, duin, slik en schor: deel 2: heide. Verslag van het Instituut voor Natuurbehoud, 2002(13). Instituut voor Natuurbehoud: Brussel : Belgium. 85 pp.Van Den Meersschaut D. et al. 2001 Selectie en evaluatie van indicatoren en uitwerking van een praktisch bruikbare methodologie voor de beoordeling van biodiversiteit in bossen Van Den Meersschaut D., Vandekerkhove K., Van De Kerckhove P., Delbecque F., Van Slycken J. (2001). Selectie en evaluatie van indicatoren en uitwerking van een praktisch bruikbare methodologie voor de beoordeling van biodiversiteit in bossen. Rapporten van het instituut voor bosbouw en wildbeheer - sectie bosbouw, 2001(009). Instituut voor Bosbouw en Wildbeheer: Geraardsbergen: Belgium. 117 pp. Van Dyck H., Maes D. & Brichau I. (2001). Toepassen van een multisoortenbenadering bij planning en evaluatie in het Vlaamse natuurbehoud. Rapport Universiteit Antwerpen Vanermen N., Maes D., De Cock R., Van Spaendonk G., Vermeersch G. (2006). Beheerevaluatie van de brusselse groene ruimten d.m.v. De multisoortenaanpak: Koning Boudewijnpark. Rapport INBO.A.143 Van Landuyt W., Heylen O., VanHecke L., van den Bremt P. & Baeté H. (2000). Verspreiding en evolutie van de botanische kwaliteit van ecotopen, gebaseerd op combinaties van indicatorsoorten uit Florabank. Rapport Vlina project 96/02. Instituut voor Natuurbehoud, Brussel. Van Landuyt W., Hoste I., Vanhecke L., Van Den Bremt P., Vercruysse W. & De Beer D. (2006). Atlas van de flora van Vlaanderen en het Brussels Gewest. Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek: Brussel : Belgium. ISBN 90-726-1968-4. 1007 pp. Van Tongeren O. (2000). Programma ASSOCIA. Gebruikershandleiding en voorwaarden. (niet officieel gepubliceerd) Van Wirdum G. (1991). Vegetation and hydrologie of floating rich-fens. Datawy-

148

se: Maastricht : The Netherlands. 310 pp. Vermeersch G., Maes D., Bauwens D., Van Spaendonk G. & Van Schandevijl W. (2005). Beheerevaluatie van de brusselse groene ruimten d.m.v. De multisoortenaanpak : case-study vuylbeekvallei. Rapporten van het instituut voor natuurbehoud, 2005(08). Instituut voor Natuurbehoud: Brussel: Belgium. 60 pp. Vermeersch G., Devos K. & Anselin A. (2000) Soortenhandleiding Project Vlaamse Broedvogelatlas 2000-2003, Nota I.N. 2000.2, Instituut voor Natuurbehoud, Brussel. (http://www.inbo.be/docupload/877.pdf) Vermeersch G., Anselin A., Devos K., Herremans M., Stevens J., Gabriëls J. & Van Der Krieken B. (2004). Atlas van de Vlaamse broedvogels: 2000-2002. Mededeling van het Instituut voor Natuurbehoud, 23. Instituut voor Natuurbehoud: Brussel : Belgium. ISBN 90-403-0215-4. 496 pp. Weeda, E.J. et al. (1985). Nederlandse oecologische flora: wilde planten en hun relaties 1. herdruk. Nederlandse oecologische flora: wilde planten en hun relaties, 1. IVN. ISBN 90-6301-018-4. 304 pp. Wiertz J., Sanders M.E. & Kranendonk J.M. (2007). Ecologische evaluatie regelingen voor natuurbeheer. Programma Beheer en Staasbosbeheer 2000-2006. Milieuen natuurplanbureau. Bilthoven, Nederland Wils C., Verheyen R. & Meire P. (1998). Opmaak van een systematiek natuurtypen in Vlaanderen: 1. Waterlopen. Universiteit Antwerpen: Antwerpen: Belgium. 54 pp. Zwaenepoel A. (2000). Veldgids: ontwikkeling van botanisch waardevol grasland in West-Vlaanderen. Provinciebestuur van West-Vlaanderen, 99 pp. Zwaenepoel A., T'jollyn F., Vandenbussche V. & Hoffmann M. (2002). Systematiek van natuurtypen voor het biotoop grasland. Instituut voor Natuurbehoud: Brussel: Belgium. VIII, 532 pp. Zwaenepoel A. & Hoffmann M. (2004). Systematiek van natuurtypen voor de biotopen ruigten en zomen. Instituut voor Natuurbehoud: Brussel: Belgium. 224 pp.


17 LIJST FIGUREN Figuur 1. Ligging en afbakening van de 12 reservaten aangereikt door afd. Natuur / ANB om beheermonitoring op te starten in 2006.....................................................................17 Figuur 2. Ligging en afbakening van de reservaten in beheer van ANB gepland voor beheermonitoring in 2007. Codes .............................................................................20 Figuur 3. Monitoring vormt binnen het natuurbeleid en in de hiervan afgeleide beheerdoelen een terugkoppelingsmechanisme, waarmee gestelde doelen kunnen worden getoetst en zonodig bijgesteld. Terugkoppeling heeft in eerste instantie betrekking op het projectniveau, maar kan ook van invloed zijn op het beleidsniveau. Beleidsniveau: Binnen het beleid bestaan doelen met betrekking tot natuurbeheer. Deze zijn er veelal op gericht de verspreiding van zeldzame typen ecosystemen (met bijbehorende soorten) regionaal of landelijk te stimuleren. Uitgaande van deze beleidsdoelstellingen kunnen op basis van de specifieke kenmerken en eisen van gewenste ecosystemen, levensgemeenschappen en soorten, doelen worden gesteld ten aanzien van het beheer van zowel reeds bestaande natuurgebieden, als de inrichting en het beheer van nog te ontwikkelen nieuwe natuur (natuurinrichting). Projectniveau: alvorens in een gekozen gebied natuur kan worden ontwikkeld is het nodig een analyse te maken van de kenmerken van zo’n gebied (b.v. eco-hydrologische systeemanalyse). De kenmerken van een gebied geven de randvoorwaarden aan waarbinnen ‘nieuwe’ natuur gerealiseerd kan worden. Hieruit moet worden afgeleid welke typen natuur realiseerbaar zijn en met welke inrichtings- en/of beheersmaatregelen een ontwikkeling in die richting in gang kan worden gebracht. (naar Albers et al. 2001). .................................................................................................22 Figuur 4. Niveau’s binnen het hiërarchische monitoringsconcept van Demeulenaere et al 2002. ....................................................................................................................26 Figuur 5. Schematisch overzicht stappenplan van beheerdoelen naar een distance-to-target beoordeling............................................................................................................50 Figuur 6. Ecoregio's van Vlaanderen.............................................................................57 Figuur 7. Schematisch overzicht met de hoofdstructuur en relaties van uitgewerkte databanken voor beheermonitoring. Een eerste hoofdmodule, de “Multisoortendatabank”, groepeert soortinformatie, meer specifiek over de selectie van de multisoorten afhankelijk van ecoregio en natuurtype. Daarnaast bevat deze module nog informatie over monitorbare gebiedspecifieke aandachtsoorten (in het kader van de monitoring in 2006). Een tweede module, de “Gegevensdatabank”, bevat de monitoringsgegevens uit de monitoringronde van 2006. ......................................................................................63 Figuur 8. Schematisch overzicht met invulling van beheermonitoring op het niveau van meetnetmonitoring, op het niveau van een meer gebiedsgerichte monitoring bestaande uit basismonitoring en gebiedseigen monitoring sensu Demeulenaere et al. (2002). Beide monitoringsniveaus hebben als algemene doelstelling om het beheer voor het behoud of de ontwikkeling van natuurdoeltypen relevant op het niveau van Vlaanderen te evalueren. Meer gebiedspecifieke beheerdoelstellingen zijn het instandhouden of ontwikkelen van lokaal of regionaal belangrijke natuur(doel)typen, van aandachten streefdoelsoorten (waaronder eventueel ook habitatrichtlijnsoorten), of bepaalde ecologische functies of soortbeschermingsplannen (paaiplaatsen creëeren, steile oeverwanden voor oeverzwaluw, vleermuiskasten, etc.). De in dit rapport uitgewerkte protocols kunnen dienen voor zowel een meetnet- als voor een basismonitoring en indien specifieke multisoortenlijsten worden uitgewerkt, voor de monitoring van lokaal belangrijke natuurdoeltypen. Voor de andere gebiedseigen aspecten zoals gebiedspecifieke aandachten streefdoelsoorten of het evalueren van lokaal nagestreefde functies dienen andere methodes en bijkomende monitoring te worden uitgevoerd. De gebiedspecifieke soorten kunnen gedeeltelijk worden opgevangen in de bestaande methode (zie tekst). ......................................................66 Figuur 9. Voorbeelden van vegetatiepatronen. ..............................................................79 Figuur 10. Afmetingen waterloop profiel: voorbeeld. ......................................................82 Figuur 11. Toont alle hoeken van waaruit foto’s op een gestandardiseerde manier getrokken kunnen worden vanuit een vast fotopunt. ..................................................................87 Figuur 12. VISUELE GIDS BEDEKKINGEN – BEHEERMONITORINGSSCHAAL (Bovenste rij Beheermonitoring: Concept & Methodiek

149

overeenkomende Tansley : Londo klassen) ................................................................ 93 Figuur 13. Schematische voorstelling “reële” situatie mozaïeklandschap. Llet wel dat in de realiteit afgrenzingen niet dermate scherp zullen zijn ................................................ 118 Figuur 14. Resultaat van de gebiedkartering op basis van Figuur 13. ............................. 118 Figuur 15. Voorbeelden van proefvlakrasters voor beheermonitoring van natuurstreefbeelden bestaande uit dynamische mozaïeklandschappen. Het raster valt samen met UTM-hokken en de rastergrootte is afhankelijk van de te monitoren oppervlakte. Proefvlakcirkels hebben een straal van 18m............................................................................................... 124 Figuur 16. Hypothetisch voorbeeld van een proefvlakraster voor beheermonitoring bij natuurstreefbeelden bestaande uit dynamische mozaïeklandschappen. ....................... 125 Figuur 17. Onderdelen van een piëzometer................................................................. 127 Figuur 18. Het maken van een boorgat ...................................................................... 128 Figuur 19. Boring met behulp van een verbuizing en een pulsboor................................. 128 Figuur 20. Afwerking: A. betonnen verankering; B. Metalen beschermbuis met hangslot; C. Ondergronds met straatpot.................................................................................... 130

18 LIJST TABELLEN Tabel 1. Schematisch overzicht met de planning en uitvoer van de verschillende deelprojecten en deeltaken over de duur van het project............................................. 14 Tabel 2. Selectie en de oppervlakte in beheer van 12 Vlaamse Natuurreservaten (VNR) verspreid over Vlaanderen voorgesteld door afd. Natuur / ANB om beheermonitoring aan te vatten. .................................................................................................................. 16 Tabel 3. Overzicht van de meest voorkomende natuurdoeltypen over de geselecteerde Natuurreservaten en de natuur(doel)typen waarvoor multisoortenlijsten worden opgesteld. ............................................................................................................................ 18 Tabel 4. Geselecteerde natuurdoeltypen voor de uitvoering van beheermonitoring in 2006 met per natuurdoeltype de totaal beschouwde oppervlakte in eigendom en beheer (opp), het aantal afgebakende beheereenheden (#BE), het aantal geselecteerde proefvlakken (#PV), de gemonitorde oppervlakte (opp MO), het percentage beschikbaar natuurdoeltype in monitoring (%M) en de spreiding over de 12 VNR. .................................................. 19 Tabel 5. Verdeling van proefvlakken per natuurdoeltype (NDT) over de gemonitorde reservaten beheermonitoring VNR. ........................................................................... 19 Tabel 6. Selectie van Vlaamse Natuurreservaten gepland voor beheermonitoring in 2007... 20 Tabel 7. Nauwkeurigheid met onder- en bovengrens in functie van de steekproefgrootte N om een verschil van 25% te detecteren bij een onderscheidingsvermogen van 80% (naar Thierry Onkelinx, BMK-cel, INBO) ............................................................................. 31 Tabel 8. beheermaatregel en beheertype (OB: omvormingsbeheer; LTB: langetermijnbeheer) ............................................................................................................................ 38 Tabel 9. Elementen die een rol spelen bij het opvragen naar aspecten van beheer om tot en goed inzicht en overzicht te komen van de variatie in beheer per natuurdoeltype en de steekproefmogelijkheden......................................................................................... 39 Tabel 10. Ruwe raming kostprijs voor terreinwerk per 5-jarige cyclus afhankelijk van het aantal te evalueren natuurdoeltypen. Voor de verschillende niveaus van nauwkeurigheid (zie Tabel 7) wordt een ruwe inschatting opgegeven. Een eerste prijs van 403 € per proefvlak is gebaseerd op kostinschattingen bij eigen uitvoer, de tweede prijs op basis van de kost bij uitbesteding. (N = steekproefgrootte). ...................................................... 48 Tabel 11. Eerste ruwe raming van de jaarlijkse kostprijs voor terreinwerk (bij een 5-jarige cyclus) afhankelijk van het aantal te evalueren natuurdoeltypen. Voor de verschillende niveaus van nauwkeurigheid (zie Tabel 7) wordt een ruwe inschatting opgegeven. Een eerste prijs van 403 € per proefvlak is gebaseerd op kostinschattingen bij eigen uitvoer, de tweede prijs op basis van de kost bij uitbesteding. (N = steekproefgrootte)................... 48 Tabel 12. Overzicht van soortenexperts die meewerkten bij het opstellen van multisooortenlijsten. ............................................................................................... 60 Tabel 13. Vegetatietypen die opgenomen zijn in het model NICHE Vlaanderen (naar Callebaut et al. 2007). Voor de weergegeven vegetatietypen zijn Vlaamse 150


referentiewaarden uitgewerkt...................................................................................65 Tabel 14. Samenvatting aanpak voor een gebiedgerichte beheermonitoring of basismonitoring. .....................................................................................................70 Tabel 15. Overzicht van de verschillende monitoringmodules, het niveau van meetlocatie waarop ze betrekking hebben met de bijhorende beoordelingswijze en het evaluatieniveau ............................................................................................................................72 Tabel 16. Hoogteklassen voor gebieds- (hoofdstuk 9.1.1) en structuurkartering (hoofdstuk 8.1) ......................................................................................................................78 Tabel 17. Variatie (range rond gemiddelde) in hoogteverdeling gebieds- (hoofdstuk 9.1.1) en structuurkartering (hoofdstuk 8.1) als bijkomend element bij de code voor hoogteklasse.78 Tabel 18. Schaal om de submerse vegetatie-ontwikkeling in te schatten (Moss et al. 2003) 83 Tabel 19. Vegetatiestructuur + code voor verspreid (v), plaatselijk (p) of zeer plaatselijk (zp) ............................................................................................................................91 Tabel 20. Levensstadia voor het bepalen van de populatiestructuur van de vegetatie .........91 Tabel 21. Tansley Bedekkingschaal (met extra “lokale” varianten) voor proefvlakdekkende flora-inventarisatie (toepaspaar op alle natuurtypen behalve wateroppervlakken; wel oeverzones). ..........................................................................................................92 Tabel 22. Grootte van PQ’s naargelang de formatie waarbinnen het natuurtype valt (naar Demeulenaere et al. (2002) en Den Held en Den Held (1985)). ....................................95 Tabel 23. Diagonalen (in m) van de verschillende PQ-vormen .........................................96 Tabel 24. Bedekkingschaal LONDO voor vegetatieopnames in PQ’s (toepaspaar op alle natuurtypen behalve wateroppervlakken; wel voor PQ’s in de oeverzones). ...................97 Tabel 25. Tansley-schaal voor meren (Schaminée et al. 1995). .......................................98 Tabel 26. Diepte per stilstaand watertype tot waarop bemonsterd moet worden. ...............99 Tabel 27. Monitoringsperiode naargelang formatie-natuurtype/vegetatietype (donker oranje: bij voorkeur, licht oranje: algemeen (Leys 1982)). De kolom #PQ/jaar geeft aan hoeveel monitoringsrondes per jaar gepland worden voor PQ’s naargelang het type (zie ook informatie in Tabel 28). ......................................................................................... 101 Tabel 28. Voor- en najaarsaspecten van bepaalde vegetatietypen.................................. 102 Tabel 29. Overzicht algemene methodiek voor de multisoortenaanpak per soortgroep. De standaard inventarisatiemethode bestaat uit één van de hieronder aangehaalde technieken. .......................................................................................................... 103 Tabel 30. Oppervlakte biotoop en meetfrequentie voor vogelwaarnemingen (Van Dijk, 1996). .......................................................................................................................... 111 Tabel 31. Schematisch overzicht voor waarnemingsmethode bij het inventariseren in en rond poelen aan de hand van amfibieënfuiken (naar LIKONA, 2001)................................... 113 Tabel 32. Activiteitenperiode van amfibieën ................................................................ 114 Tabel 33. Voorbeeld invulschema voor de gebiedkartering voor de situatie in Figuur 14. Codes voor de hoogteklasse en variatie staan in Tabel 16 en Tabel 17. Het dominant natuurtype is - afhankelijk van de klasseerbaarheid - op het niveau van formatie, natuurtypegroep, natuurtype, tot natuursubtype (zie bijlage 1). ................................. 119 Tabel 34. Overzicht van de hydrochemische variabelen bemonsterd in een standaardanalyse .......................................................................................................................... 131 Tabel 35. Uit te voeren veldwerk voor beheermonitoring (basis –en meetnetmonitoring) naargelang het reservaattype................................................................................. 141


151

19 BIJLAGEN

formatie Waterlopen N WLBb WLBk

WLR

kunstmatige waterloop

rivieren

WLRg WLRgd WLRzg WLRbg WLKp WLKk WSBzl

natuurtypegroep beek

WLK brak stilstaand water

WSZms

NG WLB

WLBg

WSB

zure wateren (oligotroof)

WLBkK WLBgK WLRl

WSZ

circumneutrale, zwak tot sterk gebufferde wateren (meso-oligotroof)(inclsuief buffering door ijzer, dwz. ijzerrijke wateren

alkalische duinwateren matig ionenrijke tot ionenrijke alkalische wateren (zowel meso-oligotroof als


WSAduin WSA(i)

WSC(z)b(Fe)

WSC

circumneutrale wateren (mesooligotroof tot mesotroof)

WSA

alkalische wateren (zowel mesooligotroof als eutroof, maar steeds ionenrijk t.o.v. overige

natuurtype bronbeken kleine beken in de leem-, zandleem- en niet-Kempense zandstreek grote beken in de leem-, zandleem- en niet-Kempense zandstreek kleine Kempense beek grote Kempense beek rivieren in de leem-, zandleem en zandstreek grote rivier grindrivier zoetwatergetijdenrivier brakwatergetijdenrivier polderwaterloop kanaal gemeenschappen met Zannichellia en Ruppia matig tot sterk zure wateren

sN

1. gemeenschappen met Hoornblad en Watergentiaan

1. gemeenschappen met Veenmos(sen) en Snavelzegge 2. gemeenschappen met Knolrus en Veenmos(sen) 1. gemeenschappen met Vlottende bies en Pilvaren = Amfibische vegetaties in voedselarm, zeer zwak gebufferd water met Moerashertshooi (Hypericum elodes) en Vlottende bies (Scirpus fluitans) 2. Amfibische vegetaties in voedselarm, zeer zwak gebufferd water met Oeverkruid (Littorella uniflora) en Waterlobelia (Lobelia dortmanna) 3. Vennen met Naaldwaterbies (Eleocharis acicularis) en Gesteeld glaskroos (Elatine hexandra)

natuursubtype

Bijlage 1. Overzicht en indeling van Natuurtypen in Natuurtypegroepen volgens Formatie. Let op: Ondertussen werd een nieuwe bostypologie opgesteld op basis van de kruidachtige vegetatie door Cornelis et al. (2007). F WL

WS Stilstaande Wateren

152

formatie

Pioniersmilieus en gemeenschappen (voorlopige indeling)

F

P

mineraal substraat zonder macrofytenbegroeiing

primaire pioniersgemeenschappen gedomineerd door eenjarigen of cryptogamen

PPE

natuurtypegroep typen)

PMI

NG

grote, diepe, alkalische wateren (zowel meso-oligotroof als eutroof) onbegroeid laagstrand zoutwaterslik met getij brakwaterslik met getij zoetwaterslik met getij onbegroeid slik zonder getij onbegroeid zand onbegroeid veen onbegroeid los substraat, grindbank grotten/bunkerholten onbegroeide stuifduinen (intertidale) pioniersgemeenschappen met Zeekraal (Thero-Salicornion) kustgebonden vloedmerkvegetaties met Stekend loogkruid en Zeeraket (SalsoloHonckenyion peploidis) Pioniersgemeenschappen op kale bodem in vochtige, kalkrijke overgangsmilieus met Strandduizendguldenkruid en sierlijke vetmuur (Saginion maritimae) Voedselminnende pioniersgemeenschappen met waterpeper en Rumex obtusifolius ssp. transiens (Bidention tripartitae) akkergemeenschappen (Stellarietae mediae) pioniergemeenschappen in overgangsmilieus, met Strandduizendguldenkruid en Sierlijke vetmuur binnendijkse zilte pioniersgemeenschappen met Zeekraal (Thero-Salicornion)

natuurtype eutroof)


PPE7

PPE6

PPE5

PPE4

PPE3

PPE2

PMI1 PMI2 PMI3 PMI4 PMI5 PMI6 PMI7 PMI8 PMI9 PMI10 PPE1

WSAw

N

sN

natuursubtype 2. gemeenschappen met Waterviolier en Gewoon kranswier 3. gemeenschappen met Witte waterlelie en Gele plomp 4. gemeenschappen met Kroos en Schedefonteinkruid 5. gemeenschappen met Kikkerbeet en Krabbescheer 6. gemeenschappen met Paarbladig fonteinkruid en Knopbies

153

F

M

154

formatie

Gemeenschappen gedomineerd door niet-houtige grasachtige moerasplanten

PPM

NG

natuurtypegroep

laagveenmoerassen met kleine

gemeenschappen van stenig substraat bronvegetaties (nog niet beschreven) ruderale vegetaties (nog niet beschreven) hoogproductieve oever- en verlandingsgemeenschappen en eutrofe laafveengemeenschappen

secundaire pioniersgemeenschappen

primaire pioniersgemeenschappen gedomineerd door meerjarige rhizoomgeofyten

PS

PR PB PRU ME

MM

N PPE8 PPM1 PPM2 PPM3 PPM4 PPM5 PS1

PS2

PS3

PRvm

MEgz

MEzg MEbz MEr

MMzl

natuurtype cryptogame stuifduinvegetaties (intertidale) Pioniersgemeenschappen met Engels slijkgras (Spartinion anglicae) Embryonale duinen met Biestarwegras (Agropyro-Honckenyion peploidis) humusarme stuifduinen met Helm en Duinzwenkgras (Ammophilion arenariae) Pioniersvegetaties van vochtige duinvalleien (Caricion davallianae) gemeenschappen met Heen abundant of dominant en Spiesmelde Antropogene tredplantengemeenschappen op voedselrijke bodems met Varkensgras en Liggende vetmuur Pioniersgemeenschappen op door storing tijdelijk kale, vochtige bodems met 'dwergbiezen', Grondster en Draadgentiaan Kruidige kapvlaktebegroeiingen met Gewoon wilgenroosje en Boskruiskruid (Epilobion angustifolii) varen-en mosrijke begroeiingen op stenige ondergrond (Asplenietea trichomanis)

grote zeggengemeenschappen

oevervegetaties langs zoetwatergetijdegeulen (Sparganio-Glycerion p.p.) biezenvegetaties van het zoetwatergetijdengebied rietgemeenschappen

zure laagvenen met Wateraardbei en


sN

MEgzcz MEgzsz MEgzpz

MErm MErzg MErbz

natuursubtype

drijftillen, sloten en oevers met Hoge cyperzegge en Waterscheerling grote zeggengemeenschappen met Scherpe zegge en Oeverzegge verlandingsgemeenschappen met Pluimzegge

rietmoerassen rietvegetaties van het zoetwatergetijdengebied rietvegetaties van brak- en zoutwaterschorren

formatie

Graslanden

F

G

zilte graslanden

storingsgraslanden

droge graslanden

GS

GD

hoogveenslenkgemeenschappen

MO

GZ

natuurtypegroep zeggen en mesotrofe laagveengemeenschappen

NG

zilverschoongraslanden (LolioPotentillion) stuifzandbegroeiingen van landduinen: het Buntgras-verbond (Corynephorion canescentis) begroeiingen van min of meer vastgelegde landduinen: het Dwerghaver-verbond (Thero-Airion) Grasklokje-Steenanjervegetaties en kleine klaversoorten : het verbond van Gewoon struisgras (Plantagini-Festucion) Maasbegeleidende graslanden : het verbond der droge stroomdalgraslanden (Sedo-cerastion) Vlaamse kalkgraslanden (FestucoBrometea, Xerobromion, Mesobromion) kalkrijke mosduinen en pionierduingraslanden met Zanddoddegras en Groot duinsterretje (Tortulo-Koelerion)

buitendijks (intertidaal) zilt grasland

voedselarme vengemeenschappen met Draadzegge verarmde mesotrofe laagveengemeenschappen (pionier)gemeenschappen in vennen en hoogveenslenken met Witte snavelbies en Slank veenmos verarmde hoogveenslenkgemeenschappen binnendijks zilt grasland

natuurtype Zwarte zegge basenrijke laagvenen en duinvalleien met Parnassia en Moeraswespenorchis


GDzd

GDkalk

GDmaas

GDgk

GDdh

GDsz

GSzs

GZbu

GZbi

MOhv

MOws

MMvl

MMdz

MMbl

N

GZbusk GZbuzr

GZbugk

GZbieg

GZbigk

GZbisk

MMbld MMblm

sN

155

binnendijks zilt grasland met Stomp kweldergras (Puccinellio-Spergularion) binnendijks zilt grasland met Gewoon kweldergras (Puccinellion) graslanden van het zoet-zout contactmilieu (Armerion maritimae) / binnendijks zilt grasland met Engels gras (Armerion) schorren met Gewoon kweldergras en Gewone zoutmelde hoge schorren met Strandkweek middelhoge en hoge schorren met Zilte rus, Strandkweek en Rood zwenkgras

duinvalleien alkalisch laagveenmoeras

natuursubtype

F

R

D

156

formatie

Ruigten

Dwergstruwelen

natuurtypegroep

GN natte hooilanden van (matig) voedselarme gronden

NG

GV

droog dwergstruweel

natte ruigten

droge tot vochtige ruigten

heischrale graslanden

graslanden van (matig) voedselrijke gronden

GH

RD

RN

DD

N GDlb

GDgb

GNvv

GNdb GVgh

natuurtype droog tot vochtig kalkrijk duingrasland met Liggend bergvlas en Geel walstro (Polygalo-Koelerion) kalkarme mosduinen en duingraslandvegetaties met Grijze bisschopsmuts, Ruig haarmos, Schapezuring en Zandblauwtje Vochtige venige graslanden met Biezenknoppen en Pijpenstrootje: blauwgraslanden en Veldrusassociatie (Molinion caeruleae, Junco-Molinion, Eu-Molinion, Juncion acutiflori) dotterbloemgrasland (Calthion) glanshavergrasland (Arrhenatherion)

blauwgraslanden veldrusgemeenschappen romp- en derivaatgemeenschappen

natuursubtype

GNvvbg GNvvvr GNvvrd

sN

GVghg

niet intertidale natte ruigten van het verbond van Harig wilgenroosje (Epilobion hirsuti) ruigtekruidengemeenschappen van het zoetwatergetijdengebied (Epilobion hirsuti) met Reuzenbalsemien

gewoon kamgrasgraslanden (Cynosurion cristati) kamgrasgraslanden met kalksoorten droge heischrale graslanden (NardoGalion) droge heischrale graslanden met kalksoorten

glanshavergras-verbond (Arrhenatherion elatioris) glanshavergrasland met kalksoorten

GVkgg

GVghk periodiek onder water staande graslanden: het verbond van Grote vossestaart (Alopecurion pratensis) kamgrasgraslanden (Cynosurion)

GVgv

GVkg

GVkgk GHdg

RNhwzg

RNhwng

GHdk

droge heischrale graslanden

natte ruigten van het Moerasspirea verbond (Filipendulion) Halfnatuurlijke droge heiden op voedselarme zandgronden (Calluno-Genistion

vochtige heischrale graslanden Nitrofiele ruigten van het verbond van Look-zonder-look (Galio-Alliarion) ruigten van kalkrijke bodems: Marjolein verbond (Trifolion medii) ruigtevegetaties op kalkarme zandgronden: het verbond van Gladde witbol en Havikskruiden (Melampyrion pratensis) natte ruigten van het verbond van Harig wilgenroosje (Epilobion hirsuti)

GHd

GHv RDlzl RDkalk RDzand

RNhw

RNms DDsh


formatie

Struwelen

Bossen

F

S

B

BD

droge bossen

vochtig tot nat wilgenstruweel

SN

nat dwergstruweel en veendwergstruweel

DN

droog tot vochtig doornstruweel

vochtig dwergstruweel

DV

SD

natuurtypegroep

NG

beukenbos naaldbos (nog niet beschreven)

BDbb BDnb


eiken-berken en eiken-beukenbos

struwelen met smalbbladige wilgen

natuurtype pilosae) grazige kustduinheide met Struikhei duinroosdwergstruweel bremstruweel (RG Cytisus scoparius[Calluno-Ulicetea/Nardetea]) (vochtig) kruipwilgstruweel met Rond wintergroen natte heide met Gewone dopheide (Ericion tetralicis) Hoogveenbultengemeenschap (Oxycocco-Ericion) gagelstruweel (RG Myrica gale[Oxycocco-Sphagnetea]) braamstruweel (Lonicero-Rubion sylvatici en Pruno-Rubion radulae) doornstruweel met eenstijlige meidoorn (Crataegus monogyna) en sleedoorn (Prunus spinosa), (Carpino-Prunion) (matig) kalkrijke struwelen met Duindoorn en Wilde liguster (Berberidion) thermofiele, droogteminnende struwelen (Berberidion vulgaris) wilgenstruwelen met breedbladige wilgen in laagdynamisch milieu (Salicion cinereae)

BDeb

SNsw

SNbw

SDtf

SDdd

SDmd

SDb

DNg

DNhv

DNdh

DVkw

DDkust DDdr DDb

N

natuursubtype

inlandse wilgenstruwelen met breedbladige wilgen in laagdynamisch milieu (Salicion cinereae) SNbwduin duingebonden vochtige tot natte wilgenstruwelen met Grauwe wilg (Salicion cinereae) SNswgrind struwelen met smalbladige wilgen langs snelstromende grindrivieren (ArtemisioSalicetum albae) SNswbv wilgenvloedstruwelen met Bittere veldkers (Salicion albae, Cardamino amaraeSalicetum albae) BDebz zomereiken-berkenbos (Querco-betulum) BDebw droog wintereiken-beukenbos (FagoQuercetum petraeae) BDebduin droog eikenbos van ontkalkte/kalkarme duinen (Quercion roboris) BDbbg gierstgrasbeukenbos (Milio-Fagetum) BDbbp parelgrasbeukenbos (Melico-Fagetum)

SNbwg

sN

157

F

K

158

formatie

Kleine landschapselementen

NG BV

natuurtypegroep vochtige bossen

veenbossen

natte bossen

BM hagen bomenrijen solitaire boom

BN

Khh Kbr Khw

sN BVeha

BVdbbb BVdbai

natuurtype eiken-haagbeukenbos

vochtig duinbos

N BVeh

BVehs

BVdb

alluviale en rivierbegeleidende bossen

BVehr

BNa

elzen-eikenbos (Lysimachio-Quercetum) wilgenvloedbossen Salicion albae p.p., met name Cardamino amarae-Salicetum albae) elzenbroekbos (Carici elongataeAlnetum)

BNaes BNael BNare BNaie

BNee BNwv

BMeb


natuursubtype atlantisch eiken-haagbeukenbos (EndymioCarpinetum) subatlantisch eiken-haagbeukenbos (Querco-Carpinetum sensu Rogister 1985) arm eiken-haagbeukenbos (StellarioCarpinet) duinberkenbos droog tot vochtig abelen-iepenbos op kalkhoudende bodem (Alno-Padion) essenbronbos (Carici-Fraxinetum) elzen-essenbos (Ulmo-Fraxinetum) ruigt elzenbos (Macrophorbio-Alnetum) droog iepenrijk essenbos (FraxinoUlmetum alnetosum sensu van der Werff)

Bijlage 2: Soortenlijst van de inheemse bomen en struiken in Vlaanderen Wetenschappelijke naam 1 Acer campestre 2 Acer pseudoplatanus 3 Alnus glutinosa 4 Betula pendula 5 Betula pubescens 6 Carpinus betulus 7 Cornus sanguinea 8 Corylus avellana 9 Crataegus laevigata 10 Crataegus monogyna 11 Euonymus europaeus 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27

Fagus sylvatica Frangula alnus Fraxinus excelsior Genista anglicana Genista pilosa Genista tinctoria Hippophae rhamnoides Ilex aquifolium Juniperus communis Ligustrum vulgare Malus sylvestris Mespilus germanica Myrica gale Wilde Pinus sylvestris Populus canescens Populus nigra

Nederlandse naam Veldesdoorn Gewone esdoorn Zwarte els Ruwe berk Zachte berk Haagbeuk Rode kornoelje Hazelaar Tweestijlige meidoorn Eénstijlige meidoorn Wilde kardinaalsmuts Beuk Sporkehout Gewone es Stekelbrem Kruipbrem Verfbrem Duindoorn Hulst Jeneverbes Wilde liguster Wilde appel Mispel gagel Grove den Grauwe abeel Zwarte populier

Wetenschappelijke naam 28 Populus tremula 29 Prunus avium 30 Prunus padus 31 Prunus spinosa 32 Pyrus pyraster 33 Quercus petraea 34 Quercus robur 35 Rhamnus catharticus 36 Salix alba

Nederlandse naam Trilpopulier Zoete kers Europese vogelkers Sleedoorn Wilde peer Wintereik Zomereik Wegedoorn Schietwilg

37 Salix atrocinerea 38 Salix aurita

Rossige wilg Geoorde wilg

39 40 41 42 43 44 45 46 47 48 49 50 51 52 53 54

Boswilg Grauwe wilg Kraakwilg Bittere wilg Kruipwilg Amandelwilg Katwilg Gewone vlier Trosvlier Brem Lijsterbes Winterlinde Gaspeldoorn Ruwe iep Gladde iep Gelderse roos

Salix caprea Salix cinerea Salix fragilis Salix purpurea Salix repens Salix triandra Salix viminalis Sambucus nigra Sambucus racemosa Sarothamnus scoparius Sorbus aucuparia Tilia cordata Ulex europaeus Ulmus glabra Ulmus minor Viburnum opulus

Opmerking: Deze soortenlijst is in eerste instantie gebaseerd op de lijst uit Cosyns et al. (1994) : ‘Een statistiek van de wilde flora van Vlaanderen’. Alle soorten, die hierin als inheems (I) worden aangeduid, werden opgenomen. Hieraan werden nog een aantal ingeburgerde soorten en twijfelgevallen toegevoegd, die niet meer weg te denken zijn uit het Vlaamse bosbeeld of hierin een speciale positie innemen (bv. zeldzaamheid). Het gaat hier om Acer pseudoplatanus, Pinus sylvestris, Populus canescens en nigra, Pyrus pyraster en Ulmus glabra. Bij de twee Populus-soorten is de toestand totaal onduidelijk. De grenzen van hun verspreidingsareaal zijn niet of zeer moeilijk te achterhalen. Daarenboven is P. nigra nog maar met moeite terug te vinden in Vlaanderen, terwijl bij P. canescens niet eens duidelijk is of het hier om een kruising dan wel een aparte soort gaat (De Langhe et al., 1988; Pauwels, 1995). Ook bij Ulmus glabra is het niet duidelijk of de soort al dan niet inheems is. Bij de Gewone esdoorn is de situatie iets duidelijker. Deze soort is niet inheems, maar was reeds in België aanwezig ten zuiden van Samber en Maas en zou naar alle waarschijnlijkheid spontaan verder naar het noorden zijn opgerukt, ware het niet dat de mens deze evolutie versnelde. Ook over Pinus sylvestris bestaat weinig twijfel (niet (meer) inheems). De soort is echter niet meer weg te denken op de arme zandgronden en wordt in dit geval getolereerd. Voor de Wilde peer zijn de oorspronkelijk areaalsgrenzen moeilijk te achterhalen, waardoor ook aan deze soort het voordeel van de twijfel wordt gegeven. Deze soortenlijst werd beperkt tot soortsniveau. Niettemin dienen hybriden als Betula _ rhombifolia (B. pendula _ B. pubescens), Quercus _ rosacea (Q. robur _ Q. petraea) en de talrijke natuurlijke wilgen- en meidoornhybriden hieraan toegevoegd.


159

Bijlage 3: monitoringstips veldkaarten Veldwerkkaarten Per gebied worden kaarten afgedrukt met meest recente luchtfoto en eventueel transparante stafkaart) om tijdens het veldwerk te gebruiken. Hierop worden karteringen verricht ivm structuur en biotoopkartering. De nodige shapefiles met de afbakening van gebieden en/of van proefvlakken worden aangeleverd door de coördinerende instantie. Gebiedskaart Luchtfoto, evt. doorzichtige stafkaart als overlay, locaties proefvlakken. Best bv. in A0formaat. Hierop kan: • de gebiedskartering gebeuren • informatie van vorige gebiedskarteringen weergeven (wastines) • wordt de locatie van reeds gekozen proefvlakken aangeduid (wastines en “geperceleerde reservaten”) Proefvlakkaart Dit is een veldwerkkaart op het niveau van een proefvlak (bv. in A3 formaat). Hierop worden weergegeven; orthofoto, evt. doorzichtige stafkaart als overlay, de aflijning van het proefvlak en/of proefvlakcirkels, PQs, routes (shp-files worden aangeleverd) en evt. gegevens van een vorige structuurkartering. Op deze kaarten kunnen op het terrein gegevens worden genoteerd voor: • de structuurkartering • de aanduiding van bvb standplaatsen van RL- of bepaalde aandachtsoorten (deze worden per reservaat en per natuurtype meegedeeld aan de uitvoerders).

De nieuwe gegevens aangeduid tijdens veldwerk op gebiedskaarten en proefvlakkaarten wordt steeds gedigitaliseerd in GIS.

160


Bijlage 4: Tips bij de codering van meetlocaties en gegevens Algemeen Hanteer een vaste codering voor ID’s van gebieden, proefvlakken en natuurtype. Pas onderstaande vormen van ID’s en coderingen toe zowel voor veldkarteringen, -formulieren als voor GIS-bestanden (attributentabel), databanken en gegevensbestanden.

Overzicht met voorstel voor afkortingen van de reservaten opgenomen in het pilootproject Beheermonitoring (2006-2007). RESERVAAT Afkorting Antwerpen - ANT Goorken - Rode Del GK Olens Broek OB Duivelskuil DK Robbroek RB Tielenheide TH Kijkverdriet KV Pomp-Poelberg PP Bovenloop Mark BM Bunders BU Vallei van de Gr. Nete VGN Vallei van de Mark VM Limburg - LIM Mangelbeekvallei MB Oudsberg OU Teut TE Oudsberg OUmoz Vlaams Brabant - VBR Rodebos en Laanvallei RL Walenbos WB Wolfsputten WP Driebeken DB West Vlaanderen - WVL Assebroekse Meersen AM IJzerbroeken YB Paddegat-Klemskerke PK Heuvelland HL Oost Vlaanderen - OVL Kraenepoel KP Drongengoed – Ursel DG Serskampse beek

VSB

Warande duinen

WD

Bovenschelde

BSV

Wastine Ursel

URSELmoz


161

Proefvlakken: De algemene formule is als volgt: XX#PVNTPV Met: XX: 2- tot 3-letterige afkorting voor het reservaat of gebiedsdeel #PV: nummer proefvlak (wordt opgegeven door coördinator van de monitoring) NTPV: code voor het natuurdoeltype van het proefvlak (code uit natuurtypentabel; zie Bijlage 1) Voorbeeld: RL5GNdb Rodebos en Laanvallei, proefvlak 5, dotterbloemgrasland Structuurkartering Op het terrein gekarteerde structuurelementen die worden gedigitaliseerd. De codering van ieder element in databanken en GIS-laag gebeurt als volgt: XX#PVNTPV_#elNTel Met: XX: 2- tot 3-letterige afkorting voor het reservaat of gebiedsdeel #PV: nummer proefvlak (wordt opgegeven door coördinator van de monitoring (INBO)) NT PV: natuurdoeltype van het proefvlak (code uit natuurtypentabel) #el: nummer element (wordt opgegeven op het terrein tijdens de monitoring) NTel: natuurtype van het proefvlak (code uit natuurtypentabel, wordt opgegeven op het terrein tijdens de monitoring) Voorbeelden: GK5MErm_3WS Het Goorken, proefvlak 5 met als natuurdoeltype rietmoeras, gekarteerd element nr 3 met als natuurtype: stilstaand water WB1GHdg_5SDb Walenbos, proefvlak 1 met als natuurdoeltype droog heischraal grasland, gekarteerd element 5 met als natuurtype: bramenstruweel Bijkomende gegevens per gekarteerd element worden op het terrein ingevuld op structuurkarteringsformulieren (zie bijlage 5) Fauna Lijsten van de te monitoren soorten kunnen worden opgevraagd of opgezocht (zie bijlage 16: multisoortenlijsten per ecoregio en natuurtype). De soorten worden overgenomen op de veldformulieren (zie bijlagen 11, 12, 13, 14). ID voor fuiken Er zijn aparte formulieren voorzien voor gegevens van amfibieënfuiken. De gegevens worden per fuik genoteerd en bij grote wateroppervlakken wordt best de locatie van de fuiken gedigitaliseerd aan de hand van volgende codering: XX#PVNTPV(_#elNTel)_fuik# Met: 162


XX: 2- tot 3-letterige afkorting voor het reservaat of gebiedsdeel #PV: nummer proefvlak (wordt opgegeven door coördinator van de monitoring (INBO)) NT PV: natuurdoeltype van het proefvlak (code uit natuurtypentabel) #el: nummer element (wordt opgegeven op het terrein tijdens de monitoring) NTel: natuurtype van het proefvlak (code uit natuurtypentabel, wordt opgegeven op het terrein tijdens de monitoring)

Voorbeeld: AM6GNdb_3WS_fuik2


163

Bijlage 5: veldformulier structuur algemeen

VELDFORMULIER: STRUCTUURKARTERING ALGEMEEN Opmerkingen & suggesties methodiek

Gebied: ID proefvlak: (van de vorm: XX#PVNTPV)

OK:

of opm:

Datum (00/xx/2006):

OK:

of opm:

Begin – einduur:

OK:

of opm:

Waarnemer(s):

OK:

of opm:

Uitvoerder(s) GISverwerking:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

Foto's (oorspronkelijke naam):

N

O

Z

kroon

W

vegetatie_a (noordelijk)

geen of ok: aanvinken OK / wel opmerking: invullen

vegetatie_b (extra)

ALGEMENE GEGEVENS Aangrenzende natuurtypen (code)

Landgebruik: R: recreatie / LI: landbouw intensief / LE: landbouw extensief / W: woongebied / N: natuurgebied / I: industrie

OK:

of opm:

OK: of opm:

Kwel (selecteer):

geen / in sloten / in perceel

Type kwelindicatie (selecteer 1 of meer):

ijzerbacteriefilm / kwelvlokken / kwelindicerende plantensoorten / kleur: roestbruin

OK: of opm:

reliëf (selecteer 1 of meer) :

vlak / oneven / helling: zacht (<10%) / helling steil (>10%)

OK: of opm:

Microreliëf (selecteer 1 of meer) :

egaal / bulten / slenken / grachtjespatroon / wallen

OK: of opm:

nota: als een reliëfkenmerk erg lokaal voorkomt kan dit best als een apart element aangeduid worden op de structuurkartering

164


Algemeen beeld vegetatiestructuur (over alle soorten): op proefvlakniveau en binnen (zuiver) natuurdoeltype. Andere (structurele) elementen worden hier buiten beschouwing gelaten, maar worden wel gekarteerd: zie kartering) Patroon op proefvlakniveau (1 aanstippen):

Aaneengesloten / hier en daar open plekken / meerdere open plekken / vegetatie in grote blokken / gelijke afwisseling vegetatieplekken met open plekken in mozaïekpatroon / vegetatie enkel in kleinere afgezonderde vlekkenverdeling soorten en/of levensvormen

OK:

of opm:

Patroon binnen vegetatie(plekken) (keuze(n) aanstippen)*:

Uniform / zeer grove (blokken)mozaïek / grof mozaïek / fijn mozaïek / zeer fijn verdeeld mozaïek

OK:

of opm

Ordening individuele soorten binnen vegetatie(plekken) (keuze(n) aanstippen):

ijl / dicht / vervilt (vegetatie met dicht ineengevlochten (gras)strooisellaag)

OK:

of opm

OK:

of opm

Type(n):

OK:

of opm

(zie natuurtypentabel)

OK:

of opm

OK:

of opm

OK:

of opm

OK:

of opm

OK:

of opm

Aanwezigheid pioniersvegetaties (deze eventueel verder typeren ahv natuurtypentabel):

ja/neen

…

…

*Schematische weergave patroon vegetatieplekken Uniform

zeer grove mozaïek

grof mozaïek

fijn mozaïek


zeer fijnmozaïek

165

Structuurkenmerken specifieke natuurdoeltypen HEIDE: Stadia (kies 1 of meer: mengvorm van verschillende leeftijdklassen):

pioniers- (vlekken met open zand), ontwikkelings-, climax- (oude heide), degeneratiestadium (uiteenvallende oude heide)

OK:

of opm

Verstoring:

opengetrapt-betreden / weinig of onbetreden

OK:

of opm

Begrazingindicatie:

geen / zeer lokaal / op meerdere plaatsen / vlakdekkend

OK:

of opm

STUIFDUINEN (land- en kustduin, ook buntgras- en dwerghaververbond): Beweeglijkheid:

spontane processen / invloed fixerende structuren (rijshout)

OK:

of opm

Erosie, Sedimentatieprocessen:

duidelijk aanwezig / beperkt aanwezig / afwezig

OK:

of opm

actief en traag (acrotelm aanwezig: enkele decimeters dik) / herstellend (dunnere laag) / verstoord: afwezig of versneld (door nutriëntenaanvoer)

OK:

of opm

VEEN (hoog-, laagveen): Veenvorming:

(hoogvenen bestaan uit twee lagen, de acrotelm (witveen) en de catotelm (zwart veen). De acrotelm ligt bovenaan en bestaat uit de levende veenmoslaag met daaronder de afgestorven maar nog niet gehumificeerde veenmosresten. Deze laag is meestal enkele decimeters dik. Onder de acrotelm bevindt zich de catotelm. Dit is een sterk gehumificeerde, slecht doorlatende veenlaag die permanent waterverzadigd is en vele meters dik kan zijn.)

166


GRASLAND:

Opbouw grasmat:

Structuurvariatie (evt combinatie):

Lage (<20cm) / middelhoge tatie (>60cm) (grassen)

Bedekking kruiden (ten opzichte van grassen): Grasachtigen (zeggen, russen) ten opzichte van grassen: Aspect: het grasland wordt ingedeeld naar één van de volgende aspecten (duid aan):

OK:

of opm

≥ 30% / 10-30% / < 10%

OK:

of opm

≥ 30% / 10-30% / < 10%

OK:

of opm

A

(20-60cm)/

hoge vege-

overwegend sterk glanzend donkergroen en uniform, geen haarden van

OK:

of opm

kruiden, wel lokaal kleine lokale plekken met eenjarige akkeronkruiden en tredplanten (vb. Straatgras, Vogelmuur, Varkensgras en Behaarde boterbloem). Haarden van onkruiden ontbreken, slechts hier en daar open plekjes opgevuld met akkeronkruiden (vb. Straatgras, Vogelmuur, Varkensgras, Behaarde boterbloem).

B lappendeken van overwegend gras, in diverse groentinten naargelang de soort. Het mozaïekpatroon van grassen is grof. Her en der haarden van kruiden met telkens één soort (vb. Kruipende boterbloem, Gewone paardenbloem, Gewone hoornbloem, Ridderzuring). Open plekken opgevuld met éénjarige akkeronkruiden zoals Herderstasje. Sommige kruiden kunnen aspectbepalend zijn in soortenarme grasmat: Pinksterbloem, Veldzuring en Scherpe boterbloem. Kruipende boterbloem kan talrijk zijn.

C Grasmat bestaat vrijwel uitsluitend uit dichte matten van kruipende grasstengels. Enkele kruiden komen voor (vb. Kruipende boterbloem, Witte klaver, Grote weegbree, Krulzuring).

D Meer dan de helft is bedekt met gras dat geen raaigras is, maar dat nog wel vrij homogeen is. Veel open plekken (winter) opgevuld met eenjarige grassen (vb. Zachte dravik)

E Fijn mozaïekpatroon van grassen en kruiden. De kruiden zijn homogeen verdeeld over het perceel (niet in éénsoortige haarden). In de winter is het grasland geelgroen. Hj uit de BWK (dominantie Pitrus/Zeegroene rus)

F Begraasd grasland: Vrij grof grassenmozaïek gemengd met gladde, donkergroene sprieten (waterbies). Hier en daar staat Watermunt en/of Zilverschoon. De modderige bodem is vaak behoorlijk kapotgetrapt.

G Fijn mozaïekpatroon van grassen en kruiden met een sterk gekleurde indruk, bloemrijk. Winterbeeld: vrij open mat van grassen (groen-geelgroen) en stugge schijngrassen (geelgroen-bruin)

H Meestal een fijn mozaïekpatroon van laagblijvende, geel-, grijs-, blauwgroene schijngrassen (zeggen, russen) en kruiden. Winterbeeld: geelgroen/bruine mat van stugge schijngrassen. Lagere soortenrijkdom dan vorig aspect maar wel zeldzamere soorten met hogere natuurbehoudwaarde.


167

STRUCTUURKARTERING: bijkomende gegevens Gekarteerde elementen dienen te worden gedigitaliseerd en gecodeerd met onderstaande ID’s in GISlagen en databanken Nummer gekarteerd element

ID gekarteerd element (vorm: XX#PVNTPV_#elNTel)

Hoogteklasse Hoogtevariatieklasse (code’s onderaan)

(code’s onderaan)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13

Etc.

Puntvormige elementen (bomen, struiken, kleine plasjes): geen kartering nodig indien meer dan 10/ha én vlakdekkend verspreid. Noteer dan: 5-10, 10-30, >30 per ha, stenige puntvormige oppervlakten: > 4m² Vlakvormige elementen: • min opp > 16m² • (stilstaande) waters (poelen, plassen) vanaf opp. > 2m² • Muren of stenige oppervlakten: > 4m² Lineaire elementen: • min breedte > 1m, lengte > 10m • waters (bronbeekjes, grachten, slootjes) > 0.5m • Muren of stenige lineaire oppervlakten: > 4m² (horizontale of bij muren verticale oppervlakte) Codes hoogte en hoogtevariatie:

168

Hoogteklasse

Code


Code

< 0.05

H1

Geen

a

0.05 - 0.30 m

H2

Enkele cm

b

0.30 - 0.60 m

H3

10-tal cm

c

0.60 - 2 m

H4

50-tal cm

d

2- 5 m

H5

1 tot 4 m

e

>5m

H6

≥5m

f


Bijlage 6: veldformulier structuur extra variabelen stilstaande waters en waterlopen

VELDFORMULIER: STRUCTUURKARTERING - Extra variabelen stilstaande waters en waterlopen Opmerkingen & suggesties methodiek

Gebied:

ID proefvlak: (van de vorm: XX#PVNTPV)

OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:


Datum (00/xx/2006):

Begin – einduur:

Waarnemer(s):

OK: of opm:

Waterlopen

Op 1 punt halverwege het 100m segment Profiel waterloop B1 Breedte B2 Maximale breedte D Diepte water HR Hoogte rechteroever HL Hoogte linkeroever Dikte sliblaag

HR

B2 HL B1

B1……………. cm B2……………. cm D……………... cm HR……………. cm HL……………..cm Slib…………… cm

D

Langsheen hele segment: Overstromingen (selecteer):

mogelijk / < 50% belemmerd / > 50% belemmerd

OK:

of opm:

Stroming

zeer luw (vnl sedimentatie) / luw (kieming, beperkte sedimentatie mogelijk) / intermediair (kieming hier en daar mogelijk) / hoog (vnl erosie; geen kieming mogelijk)

OK:

of opm:

Meandering, pool-riffle patroon, holle oevers (selecteer):

alle 3 goed ontwikkeld aanwezig / alle 3 aanwezig en min. 1 kenmerk is goed ontwikkeld / zwak vertegenwoordigd / afwezig

OK:

of opm:

Vrije stroming (selecteer):

enkel verhinderd door natuurlijke obstructies (stammen, takken) / beperkte aanwezigheid van antropogene structuren die dit belemmeren (dijken, stuwen, harde oeververstevigingen) / grotendeels verhinderd

OK:

of opm:


169

De oevervegetaties zijn een (structuur)element van waters en worden tijdens de structuurkartering ingedeeld in aparte segmenten of zones

Oevervegetatie (stilstaand en stromend water) Let op aparte inbreng linker- vs. Rechteroever ID (oever)structuurelement (cfr. structuurkartering)

Etc.

Breedte helofyten-begroeiing (uitgemiddeld in cm)

Etc.

Toestand oeverlijn (selecteer)

Beschaduwing (selecteer)

volledig natuurlijke / beperkt aandeel natuurvreemde structuren / sterk antropogeen beïnvloed (kunstmatige oeverversterkingen / recreatieve infrastructuren) / verstoord (vb betreding grazers, recreatie, ganzen, andere)

<10% / 10-25% / >25%


<10% / 10-25% / >25%


<10% / 10-25% / >25%


<10% / 10-25% / >25%

Etc.

Etc.

OK: of opm:

OK: of opm:

OK: of opm:

OK: of opm:

Etc.

Open water (stilstaand en stromend water) Submerse vegetatie-ontwikkeling

(codes zie tabel 4-delige bedekkingschaal submerse vegetatie-ontwikkeling ).

% ondergedoken waterplanten (submers)

(met een nauwkeurigheid van ± 10%).

% drijvende watervegetatie


% waterplanten uit het water stekend (emers)


% flab (= drijvende draadwieren en algenpakket)


170


OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

Bijlage 7: veldformulier structuur extra variabelen stilstaande bossen en struwelen

VELDFORMULIER: STRUCTUURKARTERING - Extra variabelen Bossen en Struwelen Gebied:

Opmerkingen & suggesties methodiek


OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:


Datum (00/xx/2006):

Begin – einduur:

Waarnemer(s):

Gegevens voor BASISINDEX Bosstructuur op proefvlakniveau Structuursindex Kroonsluiting (selecteer 1)

gesloten / openingen 1/3 tot 2/3 / openingen > 2/3

OK: of opm:

OK: of opm:

Bestandsleeftijd (selecteer 1)

A Jongwas-staakhout: jonge aanplantingen of natuurlijke verjongingen, sterke hoogtegroei, sterfte door stamtalreductie / B Jong-oud boomhout: na culminatie van de hoogtegroei tot aan de culminatie van de aanwas (het bestand is kaprijp) : voor de meeste bostypes betekent dit een leeftijd van het bestand tussen 50 en 100 tot 150 jaar / C Oudaftakelend: dit zijn bestanden die meer dan kaprijp zijn: de aftakelingsfase treedt in: natuurlijke sterfte,… / D Ongelijkjarig: bestanden waarbij deze verschillende fases in intieme menging door elkaar voorkomen (plenterstructuur).

OK: of opm:

Groeiklassen (selecteer 1 of meer)

A. open plek (tijdelijke boomvrije oppervlakte) / B. vroege stadia van natuurlijke bebossing met habitat-typische pionierhoutsoorten (gemiddelde hoogte < 2m) / C. jonge boompjes (gemiddelde hoogte > 2m) / D. jong hout (gemiddelde hoogte > 2m tot diameter 13 cm) / E. hout met geringe tot middelmatige dikte (diameter ≥ 14-49 cm) / F. sterk hout (diameter ≥ 50-79 cm) / G. zeer sterk hout (diameter ≥ 80 cm)

Verticale bosstructuur (selecteer 1)

1 etage / meerlagig (struiklaag of continu)

Menging boomlaag (selecteer 1)

homogeen = 1 soort 100% / beperkte bijmenging (max 10%) / groepsgewijs / individueel

Impact van exoten

Mossen aanwezig

OK: of opm:

OK: of opm:

Boomlaag:

Niet dominant / dominant (>50 % bedekkend)

OK: of opm:

Struiklaag:

Niet dominant /dominant (>50 % bedekkend)

OK: of opm:

OK: of opm:

Ja /nee


171

Houtige vegetatie-index Diameter levende bomen: aantalklassen

Dikke bomen

(diameter tussen 40 en 80

cm)

Zeer dikke bomen

(diameter groter dan

80 cm)

Soorten in natuurlijke verjonging (bomen met hoogte < 2 m)

geen / 1-50 / 50-200 / >200 per ha

OK: of opm:

geen / 1-50 / >50 per ha OK:

of opm:

geen / 1-5/ >5 soorten

Dood hout-index Staand dood hout:

Liggend dood hout:

172

1. diameter < 20 cm

geen / weinig / veel

2. 20 cm < diameter < 40 cm




4. diameter > 80 cm


1. diameter < 20 cm






4. diameter > 80 cm



OK: of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

Bijlage 8: veldformulier flora: proefvlakdekkende inventarisatie

VELDFORMULIER: PROEFVLAKDEKKENDE FLORA-INVENTARISATIE

Gebied:

Opmerkingen & suggesties methodiek

ID proefvlak:

OK:

of opm:

BEZOEKnr (monitoringsronde/jaar)

OK:

of opm:

Datum (00/xx/2006):

OK:

of opm:

Begin- en einduur:

OK:

of opm:

Waarnemer(s):

OK:

of opm:


OK:

of opm:

% onbedekte bodem

OK:

of opm:

% strooisellaag

OK:

of opm:

% bedekking moslaag

OK:

of opm:

% bedekking kruidlaag

OK:

of opm:

% bedekking struiklaag (>2m; <6m)

OK:

of opm:

% bedekking boomlaag (>6m)

OK:

of opm:

ALGEMENE GEGEVENS:


OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

Aspectbepalende soort(en)

Knelpunten (beschrijving)

(aantoonbare kenmerken: effecten die je effectief op het terrein waarneemt (vervormde planten door bespuiting, resten van drijfmest, hoog opgeschoten planten aan de rand van een bemest landbouwperceel e.d.)

Waargenomen (bijzondere) faunasoorten (zie o.a. ook multisoortenlijsten, RL-soorten; enkel aanwezigheid aangeven) Beperkingen qua inschatting kruidlaagsoorten (bvb. door afwezigheid bloeiwijzen)

OK:

of opm:

Andere opmerkingen

OK:

of opm:


173

Invultabel voor gekarteerde RL-soorten en aandachtsoorten ID gekarteerde soort op kaart (punt of vlek)

ID in GIS (van de vorm XX#PVNTPV_#punt)

Wet. naam

Ned. naam

# (exact of #klassen: <5, 510, 10-50, >50)

…

STREEPLIJST PROEFVLAKDEKKENDE FLORA-INVENTARIS: beschikbaar op CD-rom geleverd aan de opdrachtgever.

174


Bijlage 9: veldformulier PQ vegetatie-opname

VELDFORMULIER: FLORA: PQ VEGETATIEOPNAME Opmerkingen & suggesties methodiek

Gebied:


ID proefvlak: (van de vorm: XX#PVNTPV) OK:

of opm:

PQ-oriëntatie (S: standaard, A: anders)

OK:

of opm:

(1X1; 1x16; 2x8; 4x4 / 1x36; 2x18; 3x12; 4x9; 6x6 / 16x16)

OK:

of opm:

PQ-vorm

OK:

of opm:

PQ-coördinaten (UTM)

centraal punt PQ telpunt dient te worden gelokaliseerd (UTM), gedigitaliseerd en gecodeerd met ID PQ

OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

ID PQ: (van de vorm: XX#PVNTPV)


OK:

of opm:

Datum (00/xx/2006):

OK:

of opm:

Begin- en einduur:

OK:

of opm:

Waarnemer(s):

OK:

of opm:


OK:

of opm:

% onbedekte bodem

OK:

of opm:

% strooisellaag

OK:

of opm:


OK:

of opm:

% moslaag (LONDO)

OK:

of opm:


OK:

of opm:


OK:

of opm:

Knelpunten (beschrijving)

(aantoonbare kenmerken: effecten die je effectief op het terrein waarneemt (vervormde planten door bespuiting, resten van drijfmest, hoog opgeschoten planten aan de rand van een bemest landbouwperceel e.d.)

ALGEMENE GEGEVENS:

Waargenomen (bijzondere) faunasoorten (zie o.a. ook multisoortenlijsten, RL-soorten; enkel aanwezigheid aangeven) Beperkingen qua inschatting kruidlaagsoorten (bvb. door afwezigheid bloeiwijzen)

OK:

of opm:

OK:

of opm:

Kwel

geen/aanwezig/ onzeker

Kwelindicaties

ijzerbacteriefilm/kwelvlokken/kwelindicerende plantensoorten/ kleur: roestbruin

Andere opmerkingen

OK:

of opm:


175

SOORT

176

Etc.


standplaats

populatiestructuur

spreiding (v/p/zp)

vegetatiestructuur

Bedekking LONDO *

LAAG: K: kruidlaag (+ mossen); S: struiklaag (>2m; <6m); B: boomlaag (>6m)

*bij waterpartijen: vereenvoudigde Tansley schaal voor watervegetatie

OK: of opm:

Bijlage 10: codetabellen en bedekkingsschalen bij flora CODE tabellen en bedekkingsschalen: TANSLEY-bedekkingschaal (met extra “lokale” varianten) voor proefvlakdekkende florainventarisatie (toepaspaar op alle natuurtypen behalve wateroppervlakken; wel oeverzones)

Originele set /

Uitgebreide Tansley-schaal ls

1

s

/

lr

2

r

/

lo

3

o

4 5

lf f

6

la

7

a

/ 8

lc c

/ 9

ld d

Bedekking / aantal Lokaal sporadisch: op het gehele terrein komen zeer lokaal enkele exemplaren voor (1 - 3). Sporadisch: op het gehele terrein komen (meer verspreid) enkele exemplaren voor (1 - 3). Lokaal zeldzaam Op het gehele terrein komen lokaal een gering aantal exemplaren voor (4 - 10). Zeldzaam: op het gehele terrein komen een gering aantal exemplaren voor (4 - 10). Lokaal occasioneel: lokaal aanwezig, bedekking gering, schaars: totaal niet meer dan 10 - 20. Occasioneel: verspreid hier en daar aanwezig, bedekking gering, schaars: Op een aantal plaatsen komen groepjes voor, totaal niet meer dan 10 - 20. Lokaal talrijk: 20 - 100 exemplaren "frequent": Talrijk, maar geen grote bedekking, regelmatig verspreid, 20 - 100 exemplaren. Lokaal zeer talrijk (lokaal abundant): > 100 exemplaren Zeer talrijk (abundant): veel aanwezig of veel bedekkend (>20%), regelmatig verspreid, > 100 exemplaren Locaal co-dominant co-dominant: soort domineert, samen met andere soort(en) lokaal dominant: soort domineert lokaal dominant: hoge (en hoogste) bedekking, bedekking > 50%.

Vereenvoudigde Tansley-schaal voor meren code vereenvoudigde Tansley-schaal voor meren R zeldzaam 1 occasioneel 2 frequent 3 abundant 4 co-dominant 5 dominant 4-delige bedekkingschaal ondegedoken vegetatie-ontwikkeling (Waters) code bedekking submerse vegetatie 0 geen ondergedoken vegetatie 1 planten schaars, enkele planten op hark veel harkmonsters leveren planten op en de submerse vegetatie 2 vormt zelden of nooit een belemmering voor de doortocht van een roeibootje vrijwel alle harkmonsters leveren planten op, planten groeien tot op3 pervlak in grootste deel van het segment of draadwiermassa’s bedekken nagenoeg de gehele bodem of het oppervlak


177

LONDO-bedekkingschaal voor PQ-vegetatie-opnames Londo

178

Aantal individuen - Bedekking

r1

sporadisch 1-3 (rarum) - < 1 %

r2


r4


p1

weinig talrijk 4-20 (paulum) - < 1 %

p2


p4


a1

talrijk 21-100 (amplum) - < 1 %

a2


a4


m1

zeer talrijk >100 (multum) - < 1 %

m2


m4


1


1-


1+


2


3


4


5


5-


5+


6


7


8


9



individueel

mattenvormend pollenvormend

gegroepeerd

verspreid

.

...

r : r1-4 <5% 1-3

.

.

.

. .. . . .

...

l : p1-4 <5% 4-10

f : a1-4 <5% 20-100

...... .. ....... ........ . .............. ............ ........................ . .. .

la : m1-4 <5% >100

a : 1-3 5-25%


..... ... . .... . .. . .. ..... . . . .. .. ..... . . . . . .. ... . . . . .. ........ . .

o/lf : p1-4 <5% 10-20

ld/cd : 3-5 25-50%

VISUELE GIDS BEDEKKINGEN – BEHEERMONITORINGSSCHAAL (Bovenste rij overeenkomende Tansley : Londo klassen) d : 5-7 50-75%

d : 8-9 >75%

179

nvt

code

Vegetatiestructuur - sociabiliteit

1

Alleenstaand

2

Groeiend in kleine groepjes; pollenvormend

3

Groeiend in grotere groepen; kussens- of bultenvormend

4

Groeiend in zeer grote groepen; mattenvormend

code

Spreiding

v

verspreid

p

plaatselijk

zp

zeer plaatselijk

code

Levensstadia

Kiem

Kiemplant

Veg Rep

Vegetatief (zonder bloemknoppen, bloemen, vruchten, zaden of oude bloeistengels) Reproductief (met bloemknoppen, bloemen, vruchten, zaden of oude bloeistengels)

†

Bovengronds afgestorven

jong

Jonge stadia / Verjonging aanwezig

oud

Oudere stadia (climax)

deg

degeneratief

code

Standplaats

N (of leegla- in homogeen natuur(doel)type binnen het ten) proefvlak

R

X

R2

180

randstrook van de beheereenheid/het perceel

vegetatie eerder geassocieerd is met “structurele” natuurtype-elementen (behorend tot een andere formatie dan het doeltype van het proefvlak) Soorten die voorkomen enkel in een strook (5m) rond “structurele” natuurtype-elementen behorend tot een andere formatie dan het doeltype van het proefvlak

Extra te noteren info + eventueel type van begeleidende formatie/natuurtype aangeven met code (als dit verschilt van doeltype proefvlak, bvb sloot, bostype en/of mantel-zoom langs grasland) + type van formatie/natuurtype aangeven met code

+ type van begeleidende formatie/natuurtype aangeven met code


Bijlage 11: veldformulier multisoortenmonitoring proefvlakdekkend

VELDFORMULIER: FAUNA – MULTISOORTENMONITORING PROEFVLAKDEKKEND Gebied:

Opmerkingen & suggesties methodiek geen of ok: aanvinken OK / wel opmerking: invullen


OK:

of opm:

OK:

of opm:

Begin – einduur:

OK:

of opm:

BEZOEKnr (monitoringsronde)

OK:

of opm:

Waarnemer(s):

OK:

of opm:

/

Datum (00/xx/2006):

/

aanwezigheid (aanvinken) en/of exact # of #-klassen: <5, 5-10, 10-50, >50 + aanduiding observatiemethode(s) per observatie ( AU: auditief / VIS: visueel / NET: (schep)netvangst / KLOP: klopvangst / SL: sleepvangst / ZK: gericht zoeken) SOORTEN

individuen

♂

♀

koppels

juvenielen

eieren

nesten

OK: of opm:

*ook paringswielen/tandems bij libellen ° bij libellen: maak hier ook onderscheid voor teneralen (eerste vliegend stadium na verpoppen) tov larven (deze laatste zijn toch te moeilijk determineerbaar op het terrein


181

Bijlage 12: veldformulier multisoortenmonitoring trajecten

VELDFORMULIER: FAUNA – MULTISOORTENMONITORING TRAJECTEN Opmerkingen & suggesties methodiek geen of ok: aanvinken OK / wel opmerking: invullen

Gebied: ID proefvlak: (van de vorm: XX#PVNTPV)

OK:

of opm:

ID TRAJECT (van de vorm: XX#PVNTPV_traject#);

OK:

of opm:

OK:

of opm:

Begin – einduur:

OK:

of opm:


OK:

of opm:

Waarnemer(s):

OK:

of opm:

Datum (00/xx/2006):

/

/

aanwezigheid (aanvinken) en/of exact # of #-klassen: <5, 5-10, 10-50, >50 + aanduiding observatiemethode(s) per observatie ( AU: auditief / VIS: visueel / NET: (schep)netvangst / KLOP: klopvangst / SL: sleepvangst / ZK: gericht zoeken) OK: ♂ ♀ SOORTEN individuen koppels juvenielen eieren nesten of opm:

*ook paringswielen/tandems bij libellen ° bij libellen: maak hier ook onderscheid voor teneralen (eerste vliegend stadium na verpoppen) tov larven (deze laatste zijn toch te moeilijk determineerbaar op het terrein)

182


Bijlage 13: veldformulier multisoortenmonitoring broedvogeltellingen

VELDFORMULIER: FAUNA – Broedvogeltellingen Opmerkingen & suggesties methodiek geen of ok: aanvinken OK / wel opmerking: invullen

Gebied:

OK:


of opm:

telpunt dient te worden gelokaliseerd (UTM), gedigitaliseerd en gecodeerd met deze ID

ID telpunt (van de vorm: XX#PVNTPV_telpunt#);

OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

Datum (00/xx/2006):

Begin – einduur: BEZOEKnr (monitoringsronde/jaar) Waarnemer(s): Uitvoerder(s) GISverwerking:

5 min-waarnemingen binnen 200m van centraal in proefvlak gelegen telpunt: VOGELTELLING MULTISOORTENLIJST BROEDVOGELS (in te voegen) soort

individuen

♂

# of aanwezigheid* ♀

koppels

OK:

of opm:

1 2 3 4 5 6 ….. * exact # of #-klassen: <5, 5-10, 10-50, >50 + aanduiding gedrag (Z: zang / B: balts / N: nestbouw / T: territoraal / F: foeragerend) + observatiemethode(s) per observatie ( AU: auditief / VIS: visueel) + lokatie (niets aangeven: binnen beheerblok / BUI: buiten beheerblok) vbn: AU = aanwezig want gehoord (bvb bij alarmroepen), 1ZVISBUI = 1 zingend gezien buiten beheerblok, 3ZAU = zingend auditief (binnen beheerblok), 2NVIS = 2 nestbouwend gezien (binnen beheerblok, 10-50FVISBUI = 10-50 foeragerend gezien buiten beheerblok


183

Bijlage 14: veldformulier multisoortenmonitoring fuiken

VELDFORMULIER: FAUNA – MULTISOORTENMONITORING FUIKEN Gebied:

Opmerkingen & suggesties methodiek geen of ok: aanvinken OK / wel opmerking: invullen

ID proefvlak: (van de vorm: XX#PVNTPV) ID element: enkel indien relevant (van de vorm:(XX#PVNTPV_)#elNTel) zie ook structuurkartering

OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

OK:

of opm:

Fuik ID (nummer) : Fuik locatie (GPS): BEZOEKnr (monitoringsronde) Datum uitzet fuiken (00/xx/2006): uitzetuur: Datum check fuiken (00/xx/2006): checkuur: Waarnemer(s):

SOORTEN

184

aanwezigheid (aanvinken) en/of exact # of #-klassen: <5, 5-10, 10-50, >50 + aanduiding observatiemethode(s) per observatie (FUIK / AU: auditief / VIS: visueel / NET: (schep)netvangst / KLOP: klopvangst / SL: sleepvangst / ZK: gericht zoeken) OK: individuen ♂ ♀ koppels larven eieren nesten of opm:


Bijlage 15: veldformulieren voor de mozaïekaanpak Veldformulier mozaïeken en wastines: GEBIEDKARTERING Datum (00/xx/2006):

OK of opm:

Begin – einduur:

OK of opm:

Waarnemer(s):

OK of opm:

Uitvoerder(s) GIS-verwerking:

OK of opm:

Code gekarteerd element

Dominant Natuurtype

(sub)type

% dekking

Hoogteklasse + variatie

Species

% dekking

Hoogteklasse

Code


Code

< 0.05

H1

Geen

a

0.05 - 0.30 m

H2

Enkele cm

b

0.30 - 0.60 m

H3

10-tal cm

c

0.60 - 2 m

H4

50-tal cm

d

2- 5 m

H5

1 tot 4 m

e

>5m

H6

≥5m

f


opmerking

185

Veldformulier mozaïeken en wastines: FLORA kartering RL- en aandachtsoorten BEZOEKnr (monitoringsronde/jaar)

OK:

of opm:

Datum (00/xx/2006):

OK:

of opm:

Begin- en einduur:

OK:

of opm:

Waarnemer(s):

OK:

of opm:


OK:

of opm:

Gebiedsdekkende kartering ID gekarteerde soort op kaart (punt(en) of vlek(ken))

186

ID voor GIS (nummer)

Soort


# (exact of #-klassen: <5, 5-10, 10-50, >50)

Veldformulier mozaïeken en wastines: STRUCTUUR ALGEMEEN Proefvlakcirkel PVC code: Datum (00/xx/2006):

OK of opm:

Begin – einduur:

OK of opm:

Waarnemer(s):

OK of opm:

Uitvoerder(s) GIS-verwerking: Foto's (oorspronkelijke naam):

OK of opm:

N

O

Z

kroon

OK:

W

vegetatie_a (noordelijk)

of opm:

vegetatie_b (extra)

ALGEMENE GEGEVENS Aangrenzende natuurtypen (code)

Landgebruik: R: recreatie / LI: landbouw intensief / LE: landbouw extensief / W: woongebied / N: natuurgebied / I: industrie

OK:

of opm:

Kwel (selecteer):

geen / in sloten / in perceel

OK: of opm:

OK: of ijzerbacteriefilm / kwelvlokken / opm: kwelindicerende plantensoorten / kleur: roestbruin OK: of reliëf (selecteer 1 of vlak / oneven / helling: zacht opm: meer) : (<10%) / helling stijl (>10%) OK: of Microreliëf (selecteer egaal / bulten / slenken / grachtopm: 1 of meer) : jespatroon / wallen nota: als een reliëfkenmerk erg lokaal voorkomt kan dit best als een apart element aangeduid worden op de structuurkartering

Type kwelindicatie (selecteer 1 of meer):

Algemeen beeld vegetatiestructuur (over alle soorten): op PVCniveau en binnen dominant natuurtype. Andere (structurele) elementen worden hier buiten beschouwing gelaten, maar worden wel gekarteerd: zie kartering) Patroon op PVCniveau (1 aanstippen):

Patroon binnen vegetatie(plekken) (keuze(n) aanstippen)*: Ordening individuele soorten binnen vegetatie(plekken) (keuze(n) aanstippen):

Aaneengesloten / hier en daar open plekken / meerdere open plekken / vegetatie in grote blokken / gelijke afwisseling vegetatieplekken met open plekken in mozaïekpatroon / vegetatie enkel in kleinere afgezonderde vlekkenverdeling soorten en/of levensvormen Uniform / zeer grove (blokken)mozaïek / grof mozaïek / fijn mozaïek / zeer fijn verdeeld mozaïek

OK:

of opm:

OK:

of opm

ijl / dicht / vervilt (vegetatie met dicht ineengevlochten (gras)strooisellaag)

OK:

of opm

OK:

of opm

OK:

of opm

OK:

of opm

OK:

of opm

OK:

of opm

OK:

of opm

OK:

of opm

Aanwezigheid pioniersvegetaties (deze eventueel verder typeren ahv natuurtypentabel): Type(n): (zie natuurtypentabel)

ja/neen


187

Veldformulier mozaïeken en wastines: STRUCTUURKARTERING Proefvlakcirkel

PVCcode

_PVC

Gekarteerde elementen dienen te worden gedigitaliseerd en gecodeerd met code van de vorm: PVCcode_nummerelement Nr gekarteerd element

Natuurtype

Hoogteklasse Hoogtevariatieklasse (code’s onderaan)

Opmerkingen

(code’s onderaan)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 Puntvormige elementen (bomen, struiken, kleine plasjes): geen kartering nodig indien meer dan 10/ha én vlakdekkend verspreid. Noteer dan: 5-10, 10-30, >30 per ha, stenige puntvormige oppervlakten: > 4m² Vlakvormige elementen: • min opp > 16m² • (stilstaande) waters (poelen, plassen) vanaf opp. > 2m² • Muren of stenige oppervlakten: > 4m² Lineaire elementen: • min breedte > 1m, lengte > 10m • waters (bronbeekjes, grachten, slootjes) > 0.5m • Muren of stenige lineaire oppervlakten: > 4m² (horizontale of bij muren verticale oppervlakte) Hoogteklasse

Code


Code

< 0.05

H1

Geen

a

0.05 - 0.30 m

H2

Enkele cm

b

0.30 - 0.60 m

H3

10-tal cm

c

0.60 - 2 m

H4

50-tal cm

d

2- 5 m

H5

1 tot 4 m

e

>5m

H6

≥5m

f

Verbossingsparameters: e

Boomnr

Afstand centrum PVC tot 10 boom (in m)

=

Soort

Diameterklasse (01/1-2/2-3/3-4/45/5-10/>10cm)

Hoogteklasse (0-0.5/0.5-1/11.5/1.5-2/2-3/34/4-5/>5m)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 188


zaadboom-status (ja/neen)

Veldformulier mozaïeken en wastines: PVC-dekkende FLORA-INVENTARIS

PVCcode:

_PVC


OK:

of opm:

Datum (00/xx/2006):

OK:

of opm:

Begin- en einduur:

OK:

of opm:

Waarnemer(s):

OK:

of opm:


OK:

of opm:

% onbedekte bodem

OK:

of opm:

% strooisellaag

OK:

of opm:

% bedekking moslaag

OK:

of opm:


OK:

of opm:


OK:

of opm:


OK:

of opm:

ALGEMENE GEGEVENS:

Aspectbepalende soort(en): OK:

Waargenomen (bijzondere) faunasoorten (zie o.a. ook multisoortenlijsten, RL-soorten; enkel aanwezigheid aangeven) Opmerkingen, Knelpunten (beschrijving), Beperkingen qua inschatting kruidlaagsoorten (bvb. door afwezigheid bloeiwijzen)

of opm:

aantoonbare kenmerken: effecten die je effectief op het terrein waarneemt (vervormde planten door bespuiting, resten van drijfmest, hoog opgeschoten planten aan de rand van een bemest landbouwperceel e.d.)

SOORT

Laag

K=kruid; S=struik; B=boom

VgSt

1=alleenst,; 2=kleine pollen; 3=kussens/bulten; 4=mattenvormend

Spre

v=verspreid; p=plaatselijk; zp=zeer plaatselijk

PoSt

kiem, veg, repr, dood, jong, oud, gedegrad.

StPl

R=rand; x=in ander natuurtype; R2=rand ander natuurtype

laag

Tansley

VgSt

Spre

PoSt


StPl Opm

189

Veldformulier mozaïeken en wastines: PVC-dekkende MULTISOORTENmonitoring

PVCcode:

_PVC OK:

of opm:

Begin – einduur:

OK:

of opm:

Weersomstandigheden (uitstekend, goed, matig, slecht)

OK:

of opm:

Gemiddelde temperatuur (°C):

OK:

of opm:

Wind (0: bladstil, 1: bladeren bewegen; 2: bladeren ritselen; 3: twijgen bewegen; 4: stof waait op; 5: takken bewegen)

OK:

of opm:


OK:

of opm:

Waarnemer(s):

OK:

of opm:

/

Datum (00/xx/2006):

/


190

individuen

♂

♀

koppels

juvenielen


eieren

nesten

OK: of opm:

Veldformulier mozaïeken en wastines: TRAJECT MULTISOORTENmonitoring OK: of opm: ID TRAJECT …………_traject OK:

of opm:

Begin – einduur:

OK:

of opm:

Weersomstandigheden (uitstekend, goed, matig, slecht)

OK:

of opm:

Gemiddelde temperatuur (°C):

OK:

of opm:

Wind (0: bladstil, 1: bladeren bewegen; 2: bladeren ritselen; 3: twijgen bewegen; 4: stof waait op; 5: takken bewegen)

OK:

of opm:


OK:

of opm:

Waarnemer(s):

OK:

of opm:

/

Datum (00/xx/2006):

/


individuen

♂

♀

koppels

juvenielen


eieren

nesten

OK: of opm:

191

Bijlage 16: multisoortenlijsten CIRCUMNEUTRALE WATERS (WSC)

Soortgroep

Ned. naam

Groene kikker Kamsalamander Vinpootsalamander Kleine watersalamander Fuut Dodaars Tuimelaar Schrijvertjes Glassnijder Bruine winterjuffer Vroege glazenmaker Waterspin Bladloper totaal

Wet. naam

Rana esculenta synklepton Triturus cristatus Triturus helveticus Triturus vulgaris Podiceps cristatus Tachybaptus ruficollis Cybister lateralimarginalis Gyrinus spp. Brachytron pratense Sympecma fusca Aeshna isosceles Argyroneta aquatica Mesovelia furcata

POLDERS

ECOREGIO's DUINEN

X

0

X

0


ZANDZANDLEEM V

V V V V V V V V 9

KEMPEN

V V V V V V V V V V V V V 13

V V 10

V

V V

LEEM STREEK V V V V V

0

MAAS VALLEI X

Multisoortenlijst voor CIRCUMNEUTRALE WATERS (WSC). De soorten staan ingedeeld per soortgroep met vervolgens een aanduiding in rood welke soorten op te volgen zijn per ecoregio (X = natuurdoeltype niet verwacht in deze ecoregio ). De laatste rij geeft het totaal aantal op te volgen soorten per ecoregio (combinatie Vlaanderen + ecoregiospecifieke soorten).

Amfibieën

Broedvogels Kevers Libellen & waterjuffers

Spinnen Waterwantsen AANTAL

192

Conocephalus dorsalis Hydrometra gracilenta

Anisosticta novemdecimpunctata

Acrocephalus schoenobaenus Acrocephalus scirpaceus Circus aeruginosus Emberiza schoeniclus Gyrinus spp. Brachytron pratense

Wet. naam

0

X

DUINEN

7

V

V

V V V V V

POLDERS

ECOREGIO's

V V 6

V

V

V V

ZANDZANDLEEM

V V 8

V

V V V V V

KEMPEN

V V 6

V

V

V V

LEEM STREEK

5

V

V

V V

V

MAAS VALLEI

Slobeend Zomertaling Graspieper Grutto Wulp Tureluur Oranjetipje

Broedvogels

Lieveheersbeestjes Dertienstippelig lieveheersbeestje Sprinkhanen & Gewoon spitskopje Krekels Zeggedoorntje AANTAL totaal

Dagvlinders

Ned. naam

Soortgroep

Anas clypeata Anas querquedula Anthus pratensis Limosa limosa Numenius arquata Tringa totanus Anthocharis cardamines Hippodamia tredecimpunctata Conocephalus dorsalis Tetrix subulata

Wet. naam

V V V 9

V V 7 V 9

V

V

KEMPEN V V V

V

V

ZAND-ZANDLEEM V V V

V

V

V

POLDERS V V V V


0

X

DUINEN

ECOREGIO's

V V 7

V

V

LEEMSTREEK V V V

0

X

MAASVALLEI

193

Multisoortenlijst voor DOTTERBLOEMGRASLANDEN (GNdb). De soorten staan ingedeeld per soortgroep met vervolgens een aanduiding in rood welke soorten op te volgen zijn per ecoregio (X = natuurdoeltype niet verwacht in deze ecoregio ). De laatste rij geeft het totaal aantal op te volgen soorten per ecoregio (combinatie Vlaanderen + ecoregiospecifieke soorten).

DOTTERBLOEMGRASLAND (GNdb)

Sprinkhanen & Krekels Waterwantsen AANTAL

Lieveheersbeestjes

totaal

Rietzanger Kleine karekiet Bruine Kiekendief Rietgors Schrijvertjes Glassnijder Negentienpuntlieveheersbeestje Gewoon spitskopje Kleine vijverloper

Broedvogels

Kevers Libellen & waterjuffers

Ned. naam

Soortgroep

Multisoortenlijst voor RIETMOERAS (MErm). De soorten staan ingedeeld per soortgroep met vervolgens een aanduiding in rood welke soorten op te volgen zijn per ecoregio (X = natuurdoeltype niet verwacht in deze ecoregio ). De laatste rij geeft het totaal aantal op te volgen soorten per ecoregio (combinatie Vlaanderen + ecoregiospecifieke soorten).

RIETMOERAS (MErm)

ZILVERSCHOONGRASLAND (GSzs)

Soortgroep

Ned. naam

Graspieper Tureluur St Jansvlinder Groot dikkopje Oranjetipje Zeggedoorntje totaal

Wet. naam

Anthus pratensis Tringa totanus Zygaena filipendulae Ochlodes venata Anthocharis cardamines Tetrix sebulata

DUINEN

POLDERS

ECOREGIO's

X

V V V V V V 6 0

ZANDZANDLEEM V

V V V V 5

V

V V V V 5

LEEM STREEK V

V V V V 5

MAAS VALLEI V

KEMPEN

V V V V 5

Multisoortenlijst voor ZILVERSCHOONGRASLAND (GSzs). De soorten staan ingedeeld per soortgroep met vervolgens een aanduiding in rood welke soorten op te volgen zijn per ecoregio (X = natuurdoeltype niet verwacht in deze ecoregio ). De laatste rij geeft het totaal aantal op te volgen soorten per ecoregio (combinatie Vlaanderen + ecoregiospecifieke soorten).

Broedvogels Dagactieve nachtvlinders Dagvlinders Sprinkhanen & Krekels AANTAL

KAMGRASGRASLAND (GVkgg)

Soortgroep

Ned. naam

Veldleeuwerik Graspieper Grutto Grasmus Tureluur Bont dikkopje Hooibeestje Icarusblauwtje Krasser Kustsprinkhaan totaal

Wet. naam

Alauda arvensis Anthus pratensis Limosa limosa Sylvia communis Tringa totanus Carterocephalus palaemon Coenonympha pamphilus Polyommatus icarus Chorthippus parallelus Chortippus albomarginatus

DUINEN

POLDERS

ECOREGIO's

X

V V V V V V V V V 9


6

V V V

V

8

V V V V

V V V V

KEMPEN

6

V V V

V

V V

LEEMSTREEK

X

MAASVALLEI

ZANDZANDLEEM V V

Multisoortenlijst voor KAMGRASGRASLANDEN (GVkgg). De soorten staan ingedeeld per soortgroep met vervolgens een aanduiding in rood welke soorten op te volgen zijn per ecoregio (X = natuurdoeltype niet verwacht in deze ecoregio ). De laatste rij geeft het totaal aantal op te volgen soorten per ecoregio (combinatie Vlaanderen + ecoregiospecifieke soorten).

Broedvogels

Dagvlinders

Sprinkhanen & Krekels

AANTAL

194

Dagvlinders Paddestoelen Reptielen Sprinkhanen & Krekels AANTAL

Dagactieve nachtvlinders

Broedvogels

Soortgroep

Anthus pratensis Anthus trivialis Emberiza citrinella Saxicola torquata Numenius arquata Adscita statices Ematurga atomaria Callophrys rubi Hygrocybe miniata Lacerta vivipara Metrioptera brachyptera

Graspieper Boompieper Geelgors Roodborsttapuit Wulp Metaalvlinder Gewone heispanner Groentje Gewoon vuurzwammetje Levendbarende hagedis Heidesabelsprinkhaan totaal 0

X

DUINEN

0

X

POLDERS

ECOREGIO's


Alauda arvensis

Wet. naam

Veldleeuwerik

Ned. naam

V V V V 7

V

V

V

ZANDZANDLEEM

V V V V 9

V V V

V

V

KEMPEN

6

V V

V

V

V

V

LEEM STREEK

MAAS VALLEI X

Multisoortenlijst voor VOCHTIG HEISCHRAAL GRASLAND (GHv). De soorten staan ingedeeld per soortgroep met vervolgens een aanduiding in rood welke soorten op te volgen zijn per ecoregio (X = natuurdoeltype niet verwacht in deze ecoregio ). De laatste rij geeft het totaal aantal op te volgen soorten per ecoregio (combinatie Vlaanderen + ecoregiospecifieke soorten).

VOCHTIG HEISCHRAAL GRASLAND (GHv)

195

DROOG HEISCHRAAL GRASLAND (GHdg)

Soortgroep

Ned. naam

Veldleeuwerik Graspieper Boompieper Geelgors Boomleeuwerik Roodborsttapuit Hooibeestje Kleine vuurvlinder Driehoornmestkever Zestienpuntlieveheersbeestje Zandloopkevers (Groene, Basterd) Gewoon vuurzwammetje Levendbarende hagedis Ratelaar Bruine sprinkhaan Veldkrekel Grijze zandbij totaal

Wet. naam

Alauda arvensis Anthus pratensis Anthus trivialis Emberiza citrinella Lullula arborea Saxicola torquata Coenonympha pamphilus Lycaena phleas Typhoeus typhoeus Tytthaspis sedecimpunctata Cicindela spp. (campestris, hybrida) Hygrocybe miniata Lacerta vivipara Chorthippus biguttulus Chorthippus brunneus Gryllus campestris Andrena vaga

POLDERS

ECOREGIO's DUINEN

X

0

X

0


KEMPEN

V V

LEEM STREEK

X

MAAS VALLEI

V

V 10

0

V V

V

V

V

V

V V

V V

V

V

V

V V V V V V 15

V V V

V

V 11

V V V

V

ZANDZANDLEEM V V V V

Multisoortenlijst voor DROOG HEISCHRAAL GRASLAND (GHdg). De soorten staan ingedeeld per soortgroep met vervolgens een aanduiding in rood welke soorten op te volgen zijn per ecoregio (X = natuurdoeltype niet verwacht in deze ecoregio ). De laatste rij geeft het totaal aantal op te volgen soorten per ecoregio (combinatie Vlaanderen + ecoregiospecifieke soorten).

Broedvogels

Dagvlinders

Kevers Lieveheersbeestjes Loop- en Zandloopkevers Paddestoelen Reptielen Sprinkhanen & Krekels

Wespen & Bijen AANTAL

196

Loop- en Zandloopkevers Mossen Reptielen Spinnen Sprinkhanen & Krekels

Korstmossen

Dagvlinders

Rugstreeppad Mierenleeuwen (Gewone + Gevlekte)* Boomleeuwerik Tapuit Bergeend Bruin blauwtje Hooibeestje Heivlinder Kleine parelmoervlinder Argusvlinder Kleine vuurvlinder Roodkoppige bekermossen (Rood bekermos, Rode en Dove heidelucifer) Bruinkoppige bekermossen Rendiermossen (gebogen, sierlijk en open rendiermos)

Amfibieën Andere invertebraten Broedvogels

Wet. naam

V V

V V V

V V V

V

V

DUINEN

ECOREGIO's


Bufo calamita Myrmeleontidae (Euroleon nostras, Myrmeleon formicarius) Lullula arborea Oenanthe oenanthe Tadorna tadorna Aricia agestis Coenonympha pamphilus Hipparchia semele Issoria lathonia Lasiommata megera Lycaena phleas Roodkoppige Cladonia spp. (C. coccifera, C. floerkeana, C. macilenta) Bruinkoppige Cladonia spp. Cladina spp. (Cladina arbuscula, Cladina ciliata, Cladina portentosa) Andere korstmossen behalve Andere korstmossen behalve rendiermossen en roodkoppige, Cladina spp. en roodkoppige, bruinkoppige bekermossen bruinkoppige Cladonia spp. Zandloopkevers (Groene, Bas- Cicindela spp. (campestris, hybriterd)* da) Ruig haarmos Polytrichum piliferum Levendbarende hagedis Lacerta vivipara Grote panterspin Alopecosa fabrilis Veldkrekel Gryllus campestris

Ned. naam

Soortgroep

X

POLDERS

V

V

V

V

V

V

V

V

V

V

V

V

V V

V

V

V

KEMPEN

V

V

V

V

ZANDZANDLEEM

V

V

V

V

V

V

V

V

V

LEEM STREEK

X

MAAS VALLEI

197

Multisoortenlijst voor STUIFDUINGRASLAND (PMI6+ PPE8 + GDsz + GDdh: onbegroeid zand, stuifzand, Dwerhaver- en Buntgrasverbond). De soorten staan ingedeeld per soortgroep met vervolgens een aanduiding in rood welke soorten op te volgen zijn per ecoregio (X = natuurdoeltype niet verwacht in deze ecoregio ). De laatste rij geeft het totaal aantal op te volgen soorten per ecoregio (combinatie Vlaanderen + ecoregiospecifieke soorten).

STUIFDUINGRASLAND: Stuifduinen + (binnenlandse) duingraslanden (PMI6 + PPE8 + GDsz + GDdh)

Soortgroep

Wespen & Bijen AANTAL

Ned. naam

Knopsprietje Blauwvleugelsprinkhaan Grijze zandbij Harkwesp totaal

Wet. naam

ECOREGIO's DUINEN V V V V 14


Myrmeleotettix maculatus Oedipoda caerulescens Andrena vaga Bembix rostrata

* indien mogelijk best de aparte soorten noteren

198

POLDERS

0

ZANDZANDLEEM

V 10

KEMPEN

V

V V 15

LEEM STREEK

V

10

MAAS VALLEI

0

AANTAL

Mieren Spinnen Sprinkhanen & Krekels

Loop- en Zandloopkevers

Ruigtelieveheersbeestje Zestienpuntlieveheersbeestje Zandloopkevers (Groene, Basterd) Gele weidemier (nesten tellen) Grote panterspin Snortikker Veldkrekel totaal

Veertienvleklieveheersbeestje

Mierenleeuwen Zuringspanner Bruin blauwtje Hooibeestje Heivlinder Kleine vuurvlinder Icarusblauwtje Schitterend lieveheersbeestje

Andere invertebraten Dagactieve nachtvlinders Dagvlinders

Lieveheersbeestjes

Ned. naam

Soortgroep

7

V V

V V

V

V

V

DUINEN

8

V

V

V V

V V

V V

POLDERS

ECOREGIO's


Myrmeleontidae Lythria cruentaria Aricia agestis Coenonympha pamphilus Hipparchia semele Lycaena phleas Polyommatus icarus Coccinella magnifica Coccinula quatuordecimpustulata Hippodamia variegata Tytthaspis sedecimpunctata Cicindela spp. (campestris, hybrida) Lasius flavus Alopecosa fabrilis Chortippus mollis Gryllus campestris

Wet. naam

8

V

V

V V

V V

V V

ZANDZANDLEEM

V V V V 14

V

V V

V

V V V

V

V V

KEMPEN

8

V V

V

V V

V V

V

LEEM STREEK

7

V

V V

V V

V V

MAAS VALLEI

Multisoortenlijst voor STRUISGRASGRASLAND (GDgk). De soorten staan ingedeeld per soortgroep met vervolgens een aanduiding in rood welke soorten op te volgen zijn per ecoregio (X = natuurdoeltype niet verwacht in deze ecoregio ). De laatste rij geeft het totaal aantal op te volgen soorten per ecoregio (combinatie Vlaanderen + ecoregiospecifieke soorten).

STRUISGRASLAND (GDgk)

199

MOERASSPIRAEARUIGTE (RNms)

Soortgroep

Ned. naam

Sprinkhaanzanger Blauwborst Roomvleklieveheersbeestje Wilgenlieveheersbeestje Wijngaardslak Tijgerspin Gewoon spitskopje Moerassprinkhaan totaal

Wet. naam

Locustella naevia Luscinia svecica Calvia quatuordecimguttata Chilocorus renipustulatus Helix pomatia Argiope bruennichi Conocephalus dorsalis Stethophyma grossum

5

V V

V V V

POLDERS

ECOREGIO's DUINEN X


ZANDZANDLEEM V V V V

V V V 7

V V V V

KEMPEN

V V V 7

LEEM STREEK V V V V V V V V 8

V V V 7

MAAS VALLEI V V V V

Multisoortenlijst voor MOERASSPIRAEARUIGTE (RNms). De soorten staan ingedeeld per soortgroep met vervolgens een aanduiding in rood welke soorten op te volgen zijn per ecoregio (X = natuurdoeltype niet verwacht in deze ecoregio ). De laatste rij geeft het totaal aantal op te volgen soorten per ecoregio (combinatie Vlaanderen + ecoregiospecifieke soorten).

Broedvogels Lieveheersbeestjes Mollusken Spinnen Sprinkhanen & Krekels AANTAL

200

Heikikker Wulp Boomleeuwerik Boompieper Gewone heispanner Groentje Heideblauwtje Viervlek Beekoeverlibel Koraaljuffer Venwitsnuitlibel Heidelieveheersbeestje Zwart lieveheersbeestje Levendbarende hagedis Gerande oeverspin Gewone sprietspin Heidesabelsprinkhaan Negertje totaal

Amfibieën Broedvogels

Ematurga atomaria Callophrys rubi Plebeius argus Libellula quadrimaculata Orthetrum coerulescens Ceriagrion tenellum Leucorrhinia dubia Chilocorus bipustulatus Exochomus nigromaculatus Lacerta vivipara Dolomedes fimbriatus Tibellus oblongus Metrioptera brachyptera Omocestus rufipes

Rana arvalis Numenius arquata Lullula arborea Anthus trivialis

Wet. naam

0

X

X

0

POLDERS

DUINEN

ECOREGIO's

7

V V

V

V

V

V V

ZANDZANDLEEM

V V 14

V V V

V V V

V V

V V V V

KEMPEN

5

V

V

V

V

V

LEEM STREEK


0

MAAS VALLEI X

Te monitoren plantensoorten als geen vegetatieopnames worden gemaakt (cfr multisoortenrapport natte heide Kempen; Van Dyck et al 2001) Beenbreek Witte+ Bruine snavelbies

AANTAL

Sprinkhanen & Krekels

Reptielen Spinnen

Lieveheersbeestjes

Libellen & waterjuffers

Dagactieve nachtvlinders Dagvlinders

Ned. naam

Soortgroep

Multisoortenlijst voor NATTE HEIDE (DNdh). De soorten staan ingedeeld per soortgroep met vervolgens een aanduiding in rood welke soorten op te volgen zijn per ecoregio (X = natuurdoeltype niet verwacht in deze ecoregio ). De laatste rij geeft het totaal aantal op te volgen soorten per ecoregio (combinatie Vlaanderen + ecoregiospecifieke soorten).

NATTE HEIDE

201

DROGE HEIDE (DDsh)

Soortgroep

Ned. naam

Mierenleeuwen Boompieper Geelgors Boomleeuwerik Roodborsttapuit Gewone heispanner Groentje Heivlinder Heideblauwtje Heidehaantje Driehoornmestkever Roodkoppige bekermossen: Heidelucifertjes (Rode, Dove) & Rood bekermos Heidelieveheersbeestje Zwart lieveheersbeestje Zandloopkevers (Groene, Basterd) Levendbarende hagedis Grijze zandbij totaal

Wet. naam

Myrmeleontidae Anthus trivialis Emberiza citrinella Lullula arborea Saxicola torquata Ematurga atomaria Callophrys rubi Hipparchia semele Plebeius argus Lochmaea suturalis Typhoeus typhoeus Cladonia spp. (floerkeana, macilenta, coccifera)

Chilocorus bipustulatus Exochomus nigromaculatus Cicindela spp. (campestris, hybrida) Lacerta vivipara Andrena vaga 0

X

POLDERS

ECOREGIO's DUINEN X

0


V V 7

V

V

V V

V

ZANDZANDLEEM

KEMPEN

V V

V V

V V V V V

V

V V

V

V

V

V

V V 9

V

V

V V 14

V

LEEM STREEK

0

MAAS VALLEI X

Multisoortenlijst voor DROGE HEIDE (DDsh). De soorten staan ingedeeld per soortgroep met vervolgens een aanduiding in rood welke soorten op te volgen zijn per ecoregio (X = natuurdoeltype niet verwacht in deze ecoregio ). De laatste rij geeft het totaal aantal op te volgen soorten per ecoregio (combinatie Vlaanderen + ecoregiospecifieke soorten).

Andere invertebraten Broedvogels

Dagactieve nachtvlinders Dagvlinders

Kevers Korstmossen

Lieveheersbeestjes Loop- en Zandloopkevers Reptielen Wespen & Bijen AANTAL

202

Sprinkhanen & Krekels AANTAL

Reptielen

Mieren

Lieveheersbeestjes

Boskrekel totaal

Boomkruiper Kleine Bonte Specht Boomklever Eikenpage Bruine eikenpage Tienvleklieveheersbeestje + Roomvleklieveheersbeestje Bosmieren (Behaarde, Kale, Zwartrugbosmier) Levendbarende hagedis

Broedvogels

Dagvlinders

Ned. naam

Soortgroep

4

V

V

V V

DUINEN

0

X

POLDERS

ECOREGIO's


Nemobius sylvestris

Certhia brachydactyla Dendrocopus minor Sitta europaea Neozephyrus quercus Satyrium ilicis Calvia spp.:Calvia decemguttata + Calvia quatuordecimguttata Formica spp. (rufa, polyctena, pratensis) Lacerta vivipara

Wet. naam

7

V

V

V

V V V V

ZANDZANDLEEM

V 8

V

V

V

V V V V

KEMPEN

5

V

V

V

V V

LEEM STREEK

0

MAAS VALLEI X

Multisoortenlijst voor ZOMEREIKEN-BERKENBOS (BDebz).De soorten staan ingedeeld per soortgroep met vervolgens een aanduiding in rood welke soorten op te volgen zijn per ecoregio (X = natuurdoeltype niet verwacht in deze ecoregio ). De laatste rij geeft het totaal aantal op te volgen soorten per ecoregio (combinatie Vlaanderen + ecoregiospecifieke soorten).

ZOMEREIKEN-BERKENBOS (GDgk)

203

Begeleiding en opvolging van de beheermonitoring van de Vlaamse Natuurreservaten

Recommend Documents