0

Informatie horende bij de “Richtlijnenboeken voor het opstellen en beoordelen van milieu-effectenrapportages” van 1997.

Het volgende document is een gedigitaliseerde versie van de richtlijnenboeken die in 1997 gepubliceerd zijn. Deze dateren dus van vóór het mer/vr-decreet van 18/12/2002 (BS 13/02/2003) die de uitwerking van een Richtlijnenboek milieueffectrapportage voorop stelt. Vernieuwde en nieuwe delen van het richtlijnenboek zijn dus in de komende jaren te verwachten. U verneemt er later meer over via de website van de Cel Mer op http://www.mervlaanderen.be Vanwege een wijziging in de informaticasystemen zijn een aantal figuren van de richtlijnenboeken niet meer beschikbaar en is een deel van de opmaak verloren gegaan waardoor ook de paginanummering verkeerd kan zijn. Deze gedigitaliseerde bestanden worden dan ook slechts ter informatie ter beschikking gesteld. Indien u een correct genummerd en van alle illustraties voorzien, papieren exemplaar wenst van een bepaald richtlijnenboek dan kan u dit, tegen kostprijs, aanvragen bij de Cel Mer via mer@vlaanderen.be of via het secretariaat op 02 553 80 79. DISCIPLINE FAUNA en FLORA

1

Het object dat in de discipline 'fauna en flora' onderzocht wordt is in principe het organisme. Organismen worden gegroepeerd in een fylogenetisch systeem van soorten, waaraan een naamgeving (taxonomie) gekoppeld is. Hiermee is het laagste organisatieniveau gedefinieerd: het individu van een organisme. Biologische organismen kunnen ruwweg opgesplitst worden in virussen, bacterieën, zwammen, planten en dieren. In principe behoren alle soorten van deze groepen tot de reikwijdte van de discipline 'fauna en flora', maar er worden in beginsel een aantal soorten uitgesloten: - de mens; - gedomesticeerde diersoorten (vee, huisdieren,...) en cultuurgewassen (landbouwgewassen,

kamerplanten,...). De term 'fauna en flora' als discipline in de m.e.r. insinueert dat groepen als virussen en bacteriën (en eventueel ook zwammen) indien deze niet als planten beschouwd worden) eveneens niet tot als studie-objecten beschouwd worden. In zekere zin is dat ook zo, aangezien deze groepen gespecialiseerd onderzoek vergen om ze te herkennen als soort. Toch spelen bacteriën een onmisbare rol in de biologische kringloop en zijn daarom op dat organisatieniveau wel degelijk te beschouwen in de discipline 'fauna en flora'; in dit geval dat niet als 'soort', dan wel als onderdeel van een functionerend ecosysteem. Bepaalde soorten zwammen daarentegen kunnen in welbepaalde gevallen wel op soort-niveau onderzocht worden in een MER. In hoofdstuk 2 wordt verder ingegaan op de specifieke reikwijdte van de dsicipline 'fauna en flora'. Het object mens en de effecten daarop maken onderdeel uit van de discipline 'mens-gezondheid' en 'mens-ruimtelijke aspecten'; gedomesticeerde diersoorten en cultuurgewassen zijn organis-men, die beschouwd worden als expliciete cultuurcomponenten en deel uitmaken van landbouw-economische systemen. Effecten op vee- en cultuurgewassen worden geïntegreerd in: - de discipline 'mens-ruimtelijke aspecten': de primaire sector; - de discipline 'mens-gezondheid': landbouw als primaire producent van voedsel. De objecten binnen de discipline 'fauna en flora' worden ook wel eens gerangschikt onder biotische milieu-aspecten, tegenover abiotische milieu-aspecten (de disciplines water, bodem, lucht, geluid en trillingen), menselijke of maatschappelijke milieu-aspecten (gezondheid en ruimtelijke aspecten) en landschappelijke milieu-aspecten (de integratie van abiotische, biotische en maatschappelijke aspecten). Een dergelijke indeling benadrukt het aparte karakter van de

1 Benaderingswijze en specifieke inhoudsbepaling van de discipline fauna en flora

1.1 Inleiding

2

'discipline fauna en flora', waarin de effecten beoordeeld worden. De objecten van de discipline 'fauna en flora' omvatten de organismen zelf in relatie met hun milieu waarin ze voorkomen: het behoud van soorten organismen impliceert niet alleen het beschermen van de soorten zelf, maar evengoed en vooral het behoud en ontwikkelen van hun leefgebied en de karakertistieken daarvan. Dit leefgebied omvat heel wat verschillende aspecten zoals bodemgesteldheid, hydrologie, abiotische processen,... Een systeembenadering is daarom voor de discipline 'fauna en flora' ook aangewezen, waarbij de beschouwde organismen deel uit maken van de componenten van het systeem, naast abiotische milieu-aspecten en alle relaties daartussen. Dit maakt van de discipline 'fauna en flora' dan ook een typische integrerende discipline, waar heel wat effectketens stoppen en het 'eind-effect' beoordeeld moet worden. De discipline 'fauna en flora' heeft hierdoor gegevens nodig uit andere disciplines (water, bodem, geluid, lucht) en dikwijls in een bijzondere vorm om als invoer te dienen voor de beschikbare effectvoorspellingstechnieken binnen deze discipline. Twee algemene kenmerken bepalen de effectvoorspellingstechnieken en -beoordelingen binnen de discipline 'fauna en flora': - de grote diversiteit van de te bestuderen objecten (veelheid aan planten- en diersoorten) en de

variatie binnen deze objecten (genetische variatie); - de organisatieniveaus waarin deze objecten zich verhouden: plante- en diersoorten zijn

gebonden aan abiotische omstandigheden, maar ook door allerlei onderlinge, biotische relaties.

In de volgende paragrafen wordt ingegaan op deze organisatieniveaus en de benaderingswijzen voor effectvoorspellingen en -beoordelingen (hoofdstuk 1) en de keuze voor de te bestuderen objecten en de afbakening van het studiegebied (hoofdstuk 3).

Individuen van dier- en plantesoorten (organismen) behoren tot het laagste organisatieniveau. Een organisme behoort tot een bepaalde soort. De fylogenetische indeling van organismen (soorten) omvat traditioneel virussen, bacteriën, planten (wieren, schimmels, mossen, varen en zaadplanten) en dieren (ééncelligen, sponzen, holtedieren, weekdieren, wormen, geleedpotigen (insecten en spinnen), schaaldieren, stekelhuidigen, vissen, amfibieën en reptielen, vogels en zoogdieren). Virussen en bacteriën worden in het kader van een MER niet als soort besproken (wel als onmisbare component in de werking van een systeem: bacteriën zijn heel belangrijk als 'afbrekers' van organisch materiaal en onderdeel van de algemene voedselcyclus van organismen). Wieren en ééncellige dieren (trilhaar- en sporediertjes) worden eveneens niet beschouwd als object (soort) in een MER, grotendeels omdat ofwel hun determinatie (bepalen van de soort) tè specialiserend is, of dat er over de soorten te weinig kennis bestaat (zowel over de verspreiding als ecologie). Over kiezelwieren (Diatomeeën) bestaat wel veel ecologische informatie en zijn zeer indicatief. Deze groep kan dan wel in een aantal gevallen zeer relevant

1.2 Organisatieniveaus

1.2.1 De begrippen organisme, populatie, levensgemeenschap en ecosysteem

3

gebruikt worden in een MER. Mariene organismen (zeewieren, sponzen, holtedieren, stekelhuidigen, heel wat weekdieren en schaaldieren) komen eveneens weinig aan bod door het overwegen van niet-mariene milieus in Vlaanderen. De overige groepen van het plante- en dierenrijk zijn wel objecten die in een MER bestudeerd worden, hoewel ook hierin om diverse redenen (kennis over ecologie en verspreiding, moeilijkheidsgraad van determinatie,...) selecties worden gemaakt. Hierop wordt verder ingegaan in hoofdstuk 4. Tabel 1.1 geeft het bekend aantal soorten, het algemeen voorkomen en enkele bijzonderheden van de onderscheiden groepen (waarin bacteriën en zwammen als planten beschouwd worden). Individuen groeperen zich tot populaties, het tweede organisatieniveau. Een stelsel van relatief kleine, naburige populaties (subpopulaties), die noodzakelijk zijn voor het langdurig voortbestaan van een soort in een bepaald gebied, wordt een meta-populatie genoemd (Opdam, 1987). Populaties van verschillende soorten (planten en dieren) die onderling met elkaar in relatie staan binnen een zelfde gebied wordt een levensgemeenschap genoemd. Deze levensgemeenschap heeft allerlei relaties met de factoren die het milieu van dat gebied karakteriseren. De kenmerken van een levensgemeenschap (ook wel biocoenose genoemd) zijn de soortensamenstelling en diversiteit van soorten, de abundantieverhoudingen (uitgedrukt in b.v. het aantal individuen, de totale biomassa per soorten, een bedekking) tussen de soorten, de ruimtelijke structuur (ruimtelijke verdeling van individuen van planten en dieren in vertikale en horizontale patronen: boom-, struik-, kruid-, mos- en strooisellaag) en de functionele structuur (netwerk van betrekkingen tussen organismen). Het geheel van de levensgemeenschap, de relaties met het abiotische milieu en de relaties binnen de levensgemeenschap zelf wordt een ecosysteem genoemd. Een ecosysteem is als fundamentele eenheid weliswaar naar buiten toe open, maar tot op zekere hoogte tot zelfregulatie in staat. Het ecosysteem is de hoogste vorm van organisatieniveau. In dit richtlijnenboek m.e.r. wordt het begrip ecosysteem op twee wijzen gebruikt: het ecosysteem in strikte zin en het landschaps-ecosysteem. Beide benaderingswijzen zijn zinvol om effecten op fauna en flora te voorspellen. Een ecosysteem (zie figuur 1.1) in strikte zin bestaat uit componenten die onderling hiërarchische relaties vertonen, hiërarchisch in die zin dat tussen de componenten een overheersende werkingsrichting is aangegeven (aangeduid met een dikke pijl in figuur 1.1). Binnen een ecosysteem zorgt een stoffenhuishouding voor de mate van zelfregulatie en omvat aspecten als aan- en afvoer van stoffen en de kringloop van stoffen binnen het ecosysteem. Het biotisch onderdeel van het ecosysteem (het onderwerp van de discipline 'fauna en flora') bestaat uit de vegetatie (de energie-leverancier), herbivoren (planteneters: grazers) en verschillende niveaus van carnivoren (vleeseters). De reducenten (schimmels, bacterien en bodemdieren) zorgen voor de afbraak van organisch materiaal en vormen een cruciale schakel als 'omvormer' van afval naar voedsel. De hiërarchische relaties geven aan dat de vegetatie als ontvanger van mineralen het dichtste staat bij en daardoor het meest afhankelijk is van het abiotische milieu. Het landschaps-ecosysteem benadert het ecosysteem eveneens als een ruimtelijk samenhan-gend relatie-systeem van organismen en het abiotische milieu maar legt de nadruk meer op ruimtelijke eenheden. Deze eenheden hebben een relatieve homogeniteit van bepaalde milieukarakteristieken, maar ook vooral van ontstaanswijze en beheer. In deze benadering zijn niet zozeer stofcycli en energiestromen van belang, maar wel ruimtelijke (topologische) en

4

tijdsrelaties. De wetenschap die dit bestudeert heet landschapsecologie. Een landschapseco-systeem bestaat meestal uit verschillende 'homogene' componenten met karakteristieke levensgemeenschappen en beheer (of grondgebruik). De ruimtelijke relaties tussen deze componenten (ecotopen genoemd: zie verder) worden bewerkstelligd door abiotische media zoals (grond)waterstromingen en luchttransport (wind), maar evengoed biotische factoren (verbreiding van individuen van plant- en diersoorten en woonplaatseisen: zie verder). De aspecten die karakteristiek zijn voor deze onderscheiden organisatieniveaus en die de uiteindelijke beoordeling ervan zullen bepalen zijn samengevat in tabel 1.2.

Naast deze 'basis'organisatieniveaus (individu, populatie, levensgemeenschap en ecosysteem) worden een aantal andere organisatieniveaus of -componenten gebruikt. Een ecotoop wordt gedefinieerd als de ruimtelijke eenheid die homogeen is ten aanzien van de vegetatie en de abiotische standplaatsfactoren (water, bodem) die voor de vegetatie bepalend zijn (Runhaar, 1986). In tegenstelling tot het begrip 'ecosysteem' in strikte zin kan de ecotoop als een ruimtelijk begrensde ecologische eenheid beschouwd worden, gekenmerkt door een specifieke homogeniteit (Zonneveld, 1989). De ecotoop is dan ook het fundamentele concept in de landschapsecologie. De rangschikking van ecotopen in het landschap (het patroon) in relatie met de processen die zich daarin en -tussen afspelen worden in deze wetenschap onderzocht. Het holistisch karakter van de landschapsecologie maakt de benadering interessant in het kader van effectvoorspelling. Een habitat (woonplaats, leefruimte) wordt gedefinieerd als de plaats waar het organisme leeft. De habitat van een dier bestaat uit één of meerdere ecotopen waar de soort zijn levensfuncties (migreren, fourageren, rusten, schuilen, broeden,...) kan uitoefenen. De grootte van de habitat komt overeen met de 'home-range' van de soort. De 'actie-radius' van een diersoort benadrukt de ruimtelijke afbakening van de habitat (zie Opdam, 1987 en figuur 1.2) Een habitat kan zowel een functioneel gedeelte van een ecotoop zijn als meerdere ecotopen geheel of gedeeltelijk omvatten. In dit laatste geval hebben de diverse ecotopen elk een andere functie t.o.v. de betreffende soort. Een habitat-plek is de ruimtelijke aanduiding waar een soort (individu of populatie) een bepaalde levensfunctie uitoefent. Elke habitatplek (dat kan bestaan uit een deel, of een volledig of meerdere ecotopen: zie figuur 1.2) bevat een aantal kenmerken die er tezamen voor zorgen dat de plek min of meer geschikt is voor de bedoelde soort. Elk kenmerk -en dus ook elke habitatplek- kan bijgevolg meer of minder optimaal zijn voor de bedoelde soort (o.c.). Habitat is een functioneel en op soortniveau gedefinieerd begrip. Voorbeeld De blauwe reiger broedt in een bos en voedt zich in de omringende weilanden en grachten. Deze

drie ecotooptypen vormen samen het habitat van de soort. Elk van deze ecotooptypen afzonderlijk is echter meer (in functionele zin) dan louter de functie die ze uitoefenen t.o.v. de blauwe reiger : elk ecotooptype herbergt immers ook tal van soorten waarmee de blauwe reiger geen rechtstreekse contacten heeft en die niet rechtstreeks van belang zijn voor deze soort in functie van zijn habitatkeuze. De diverse grachten (concrete ecotopen)

1.2.2 De begrippen ecotoop, habitat en biotoop

5

waarin de blauwe reiger foerageert, zijn vaak ruimtelijk gescheiden van elkaar en vormen zodoende habitat-plekken met een zelfde functie, die echter meer of minder optimaal kunnen zijn naarmate ze meer of minder voedsel leveren.

De biotoop wordt gedefinieerd als het gebied dat een bepaalde levensgemeenschap (planten en dieren) inneemt. Meestal wordt de term gebruikt voor één organisme, voornamelijk diersoorten, als aanduiding van de habitat. In het richtlijnenboek slaat de term habitat op het leefgebied van één soort en de term biotoop op het leefgebied van een levensgemeenschap.

De ecologische infrastructuur van een soort is het geheel van milieu-condities en ruimtelijke factoren dat van belang en functioneel is voor het voorkomen (op lange termijn) en de verspreiding van een soort (naar Dekker & Knaapen, 1986 en Knaapen & Hoeffnagel, 1989). Ecologische infrastructuur is een functioneel en op soortniveau gedefinieerd begrip. Eventueel kan de term uitgebreid worden naar een groep van organismen, indien voor die ganse groep van organismen dezelfde milieu-condities (abiotische en biotische) en ruimtelijke factoren van belang zijn als habitateisen. De ecologische infrastructuur kan ook omschreven worden als het geheel van grote en kleine, vlakvormige, puntvormige en lijnvormige, overwegend natuurlijke elementen in een onderling landschappelijk verband, dat van belang is voor het voorkomen èn de verbreiding van een soort. Onder de term worden ook de elementen gerekend die een organisme (in de meeste gevallen een dier) gebruikt als 'wegen' tussen verschillende habitat-plekken (verschillende plaatsen waar wordt gerust, verscholen, gefoerageerd, gebaltst,...). Verbreiding wordt gedefinieerd als het transport van plantezaden, sporen, eieren, jonge of volwassen en oude individuen (dieren) vanaf de geboorteplaats naar elders (een ander geschikt habitat). Deze verbreiding kan actief (dieren) of passief (planten) gebeuren. Ecologische infrastructuur heeft een belangrijke functie in deze verbreiding. Ook deze definitie houdt een functioneel en een ruimtelijk aspect in. Niet het visueel-ruimtelijke aspect is bepalend in geval van de ecologische infrastructuur, maar het functionele aspect t.o.v. het voorkomen en de verbreidingsmogelijkheden van een soort. Het begrip ecologische infrastructuur is in het verleden dikwijls soortonafhankelijk gebruikt, in de algemene zin van 'het geheel van landschapselementen die van belang zijn voor het voorkomen en de verspreiding van de in een gebied voorkomende organismen'. Daar de vereisten van elke soort t.a.v. voorkomen en verspreiding echter verschillend kunnen zijn, zou het begrip niet in een dergelijke veralgemenende zin gebruikt mogen worden, daar het inhoudelijk niet kan bepaald worden (zie Dekker & Knaapen, 1986).

1.2.3 Ecologische infrastructuur

1.3 Benaderingswijzen voor effectvoorspelling

6

Door de hiërarchische relaties (zoals b.v. voedselspyramides) in ecosystemen manifesteren effecten op de discipline 'fauna en flora' zich op verschillende niveaus. Om niet te verwarren met de organisatieniveaus, wordt de term orde gebruikt (analoog aan de verschillende ordes in een voedselketen). Figuur 1.3 geeft een zeer schematische voorstelling van mogelijke ingrepen op de discipline 'fauna en flora', in dit geval als gevolg van veranderingen in het abiotisch milieu. Deze effecten zijn daardoor sowieso al indirect, maar kunnen doorwerken via de ecosysteemrelaties. Veranderingen van de kwaliteit van bodem of water zal in de eerste plaats effect hebben op de vegetatie of waterorganismen (zoals invertebraten en vissen). Veranderingen in vegetatie (of beter ecotoop), vooral de structuur ervan, kan gevolgen hebben op het voorkomen van bepaalde diersoorten wanneer aan de habitateisen niet meer voldaan is. Effecten op de discipline 'fauna en flora' grijpen in op verschillende organisatieniveaus en kunnen ook als dusdanig beoordeeld worden. Het beoordelen van een effect op een populatie maakt gebruik van andere criteria dan het beoordelen van het effect op een ecotoop of een ecosysteem. De hoger gedefinieerde organisatieniveaus, zoals het ecosysteem, worden echter vooral gebruikt om effecten van hogere orde te bepalen. Uiteindelijk wordt het effect nagenoeg altijd uitgedrukt naar het begrip soort of levensgemeenschap omdat hieraan duidelijke beoordelingscriteria gekoppeld kunnen worden (zoals zeldzaamheid en diversiteit). Effecten kunnen ook uitgedrukt worden op ecotoopniveau, waarbij de beoordeling ervan zowel kan teruggrijpen naar de soort (als component van het ecotoop zelf: een plantesoort, of als organisme dat gebruik maakt van dat ecotoop als onderdeel van haar habitat) of naar de zeldzaamheid van de ecotoop zelf (als systeem). Voorbeelden Een lozing van afvalwater in een bovenloop van een laaglandbeek heeft voor gevolg dat alle

vissen verdwijnen. De voorkomende soorten waren Rivierdonderpad, Driedoornige stekelbaars en bermpje. Deze beek wordt gebruikt als broed- en foerageerplaats van de ijsvogel, die door het wegvallen van de belangrijkste voedselbron (kleine vissen) uit het gebied zal verdwijnen. Het effect grijpt in dit geval in op verschillende organisatieniveaus, maar wordt uitgedrukt door het verdwijnen van soorten (een aantal vissoorten als eerste orde effect, de ijsvogel als tweede orde-effect), d.w.z. het lokaal uitsterven (verdwijnen is in geval een betere omschrijving) van de volledige populatie.

Een grondwaterstandsdaling op een bepaalde plaats in een vochtig heidegebied heeft b.v. het

verdwijnen van Bruine snavelbies tot gevolg, waarbij het effect uitgedrukt en beoordeeld wordt op het niveau van de populatie van de soort (lokale extinctie). Diezelfde grondwaterstandsda-ling kan op lange termijn het dichtgroeien van de dwergstruikvegetatie met vliegdennen tot gevolg hebben. De aanwezige populatie adders, die een afwisseling van open en gesloten plekken verkiest zou hierdoor ook kunnen verdwijnen. Ook hier grijpt het effect (de veranderin-gen van vegetatietypen) in op het organisatieniveau 'ecotoop' (de habitat van de adder) en wordt het effect uitgedrukt en beoordeeld op soortniveau (verdwijnen van de Bruine snavelbies en de adder).

Het is duidelijk dat het beschrijven van habitatkarakteristieken op ecotoopniveau (de vegetatie) dikwijls noodzakelijk is om het effect te beoordelen.

7

Zoals beschreven in de algemene methodologie van dit Richtlijnenboek (DEEL B (1), Algemene methodologie) wordt gewerkt met effectgroepen per discipline. Het Richtlijnenboek beschrijft per effectgroep de mogelijke methodes voor de uitdrukking, voorspelling en beoordeling van effecten. Algemeen kunnen de mogelijke effecten op de discipline fauna en flora voorgesteld worden in een globaal effectenschema zoals geïllustreerd in figuur 1.4. De volgende effectgroepen worden onderscheiden: 1e orde -effecten Effecten als gevolg van het ruimtebeslag: - biotoopverlies (direct effect als gevolg van de ingreep) - versnippering en barriëre-effecten. Effecten als gevolg van wijzigingen in abiotische omstandigheden (indirecte effecten: ecotoopwijzigingen): - verzuring (indirect effect als gevolg van verzurende componenten van de luchtverontreiniging) - vermesting en eutrofiëring (indirecte effecten door emissie van voedingsstoffen in water en

bodem) - vergiftiging (indirecte effecten door emissie van voor organismen giftige stoffen in water, lucht

en bodem) - verdroging en vernatting (indirecte effecten als gevolg van hydrologische veranderingen); - bodemverstoring (indirecte effecten als gevolg van structuurwijzigingen van de bodem als

gevolg van vergravingen, betreding,...); - verstoring van fysische structuurkenmerken van waterlopen (wijzigingen van de loop,

oeverstructuren,...); - rustverstoring (indirecte effecten als gevolg van geluidsbelasting, visuele verstoring,

ontsluiting,...); Hogere orde-effecten Hogere orde-effecten zijn indirecte effecten binnen de discipline 'fauna en flora' zelf, en het gevolg van wijzigingen van het biotische milieu: - verdwijnen van diersoorten door wijzigende (eco)biotoopkarakteristieken; - veranderende successie: door abiotische wijzigingen (grondwaterstandsverandering,

bodemverstoring, verzuring, eutrofiëring,...) is het mogelijk dat de oorspronkelijke successieseries verstoord zijn en een gewijzigde (secundaire) succesie gevolg wordt. Zo zal door een bodemverstoring (b.v. aanleg van een kollektor) in een veengebied met vochtige, soortenrijke graslanden dit systeem evolueren naar soortenarmere variant op de plaats van de bodemverstoring.

1.4 Indeling in effectgroepen

8

Vanzelfsprekend zijn niet alle mogelijke effecten op de discipline fauna en flora vervat in deze effectgroepen. Andere effecten, zoals calamiteiten, effecten door erosie, sedimentatieveranderingen in rivieren, e.d. worden afzonderlijk beschreven in deel C.

In principe zal de werkwijze voor elk MER met betrekking tot de discipline fauna en flora een min for meer vast stramien volgen, samengevat in tabel 1.3. Een eerste stap bestaat uit een analyse van de ingreep naar de verwachte effectgroepen (dit werk werd in principe reeds uitgevoerd voor het opstellen van de startnota). In deze fase is reeds interdisciplinair overleg nodig: indien wijzigingen verwacht worden van het abiotische milieu die indirecte effecten kunnen hebben op de discipline fauna en flora, zal de betrokken 'abiotische discipline' de ruimtelijke invloedssfeer moeten aangeven. Deze invloedssferen, samen met het ruimtebeslag zal het studiegebied bepalen. De volgende stap bestaat uit een verkennende fase dat initieel veldwerk inhoudt: het actualiseren van twee basisdocumenten, de Biologische waarderingskaart (BWK: terrestrische ecosystemen en stilstaande oppervlaktewaters) en de Ecologische typologie van waterlopen (ETW: stromende oppervlaktewaters). Steundende op deze verkennende fase worden aandachtsgebieden aangeduid door een ruwe kwetsbaarheidsanalyse en het overlopen met een aantal toetslijsten. Binnen deze aandachtsgebieden wordt detailonderzoek uitgevoerd om uiteindelijk een globale beschrijving te kunnen geven van de referentiesituatie. De effectenanalyse is de volgende stap en richt zich vooral naar deze aandachtsgebieden. Deze analyse bestaat uit een effectuitdrukking en effectbeoordeling en wordt uitgevoerd voor de geplande situatie en eventuele (vooraf) weerhouden alternatieven. De voorspelde effecten worden samengebracht (geïntegreerd) in de beschrijving van de geplande situatie en weerhouden alternatieven. Pas daarna kunnen effectmilderende maatregelen worden voorgesteld waarvan de 'mildering', indien mogelijk, aangegeven moet worden. Hiervoor zal terug een effectenanalyse moeten uitgevoerd worden (in heel wat gevallen ook voor de abiotische disciplines). Mogelijk worden ook in deze fase (opnieuw) alternatieven voorgesteld, alhoewel dit werk beter (efficiënter) zou kunnen gebeuren in een voorstudie. De studie eindigt met het aangeven van mogelijke post-evaluatie-programma's en het aanduiden van leemten in de kennis. Voor heel wat MER'en zal het noodzakelijk zijn een synthese te geven van het biotische milieu en de effecten daarop van de geplande ingreep (met alternatieven en effectmilderende maatregelen). Deze synthese gebeurt best op 'landschaps-ecosysteemniveau' om gebruikt te kunnen worden in de discipline 'landschap' en mens 'ruimtelijke aspecten'.

1.5 Algemene werkwijze

9

Tabel 1.3: Algemene werkwijze met betrekking tot de discipline fauna en flora.

1. Analyse van de ingreep naar het optreden van effecten op fauna en flora - globale analyse van de te verwachten effectgroepen - ruimtelijke afbakening van het studiegebied steunende op de beschrijving van de ingreep en de

invloedssferen van de te verwachten abiotische milieuwijzigingen (water, bodem, lucht, geluid), van de geplande situatie en de weerhouden alternatieven

Deze analyse maakt in feite al deel uit van de startnota (zie Deel B, Algemene methodologie) 2. Initiële beschrijving van het studiegebied (hoofdstuk 3) aan de hand van - actualisatie van de BWK - actualistaie van de ETW 3. Ruimtelijke aanduiding van aandachtsgebieden (hoofdstuk 3), steunende op: - ruwe kwetsbaarheidsanalyse t.a.v. de verwachte abiotische wijzigingen; - toetslijsten van bedreigde plante- en diersoorten (hogere planten en avifauna, de overige

plante- en diersoorten zijn facultatief) - toesting met bijzondere beschermde gebieden en ruimtelijke beleidsplannen met betrekking tot

het natuurbehoud. 4. Detailonderzoek van de aandachtsgebieden (hoofdstuk 4): - vegetatiekartering in relatie met abiotische milieu-omstandigheden (standplaatsfactoren) - ruimtelijke aanduiding en beschrijving van habitatkarakteristieken van de aandachtssoorten

(dieren). 5. Synthetiserende beschrijving en beoordeling van de referentiesituatie (hoofdstuk 4) 6. Effectenanalyse, in het bijzonder in de aandachtsgebieden (hoofdstukken 5 en 6) van de geplande

situatie en weerhouden alternatieven: - uitdrukking van de effecten per effectgroep - beoordeling van de effecten per effectgroep 7. Beschrijving en afweging van effectmilderende maatregelen; 8. Synthese en algemene beoordeling; 9. Leemten in de kennis; 10. Post-evaluatieprogramma's met betrekking tot 'fauna en flora'.

10

Basisinformatie kan opgesplitst worden in verschillende typen: a. informatie over de verspreiding van plante- en diersoorten, ecotopen en biotopen; b. ecologische kennis over deze soorten: eisen die de soorten stellen aan hun milieu, dosis-

effectrelaties; c. de werking van ecosystemen: ecologische processen. Punten b. en c. omvatten informatie die vooral terug te vinden is in algemene en gespecialiseerde literatuur. Hiernaar werd verwezen in de verdere bespreking van de methodologie in dit richtlijnenboek. Alle geciteerde literatuur is beschikbaar in de bibliotheek van het Instituut voor Natuurbehoud. Punt a. omvat informatie uit allerhande inventarisaties die al dan niet gestructureerd is in toegankelijke databanken. Met betrekking tot de discipline 'fauna en flora' bestaan drie soorten databanken die veelvuldig gebruikt worden in MER'en: - de Biologische Waarderingskaart (afgekort BWK); - de verspreiding en typologie van ecologisch waardevolle waterlopen in het Vlaamse Gewest

(afgekort ETW); - diverse verspreidings-databanken van planten en dieren. Deze drie onderdelen van basisinformatie worden besproken in de volgende paragrafen.

De BWK is een gestandardiseerde inventarisering en evaluatie van het biologisch milieu op een kartografische schaal van 1/25000 (De Blust et al. 1985, Paelinckx et al. 1991). De inventarisering is gebaseerd op een lijst van ongeveer 162 kartografische eenheden, die grotendeels bestaan uit ecotopen, gekenmerkt door specifieke vegetatie-eenheden. Andere eenheden staan meer voor structurele landschapskenmerken (b.v. bomenrijen, hagen, holle wegen,...) of geven enkel het landgebruik weer (b.v. boomgaarden, parken, industriezones,...). De globale biologische waarde steunt op een aantal criteria (zeldzaamheid, kwetsbaarheid, natuurlijkheid en vervangbaarheid) en wordt uitgedrukt in drie klassen: biologisch zeer waardevol, biologisch waardevol en biologisch minder waardevol. De digitalisering van de BWK zal hoogstwaarschijnlijk voltooid zijn eind 1997. De digitale kaart heeft nu al haar nut voor het natuurbehoud, het milieubeheer en -beleid, de ruimtelijke ordening,

2 Basisinformatie

2.1 Typen van basisinformatie

2.2 De Biologische waarderingskaart (BWK)

2.2.1 Inhoud van de BWK

11

milieu-effectrapportage en wetenschappelijk onderzoek bewezen (Paelinckx et al. 1991). De BWK heeft ook beperkingen, zeker in het kader van afgeleide toepassingen zoals milieu-effectrapportage (zie par. 2.2.2). De digitale BWK is een typische vectorkaart (vlakkenkaart), alhoewel ook reeds geëxperimenteerd werd met rasters. Een moeilijkheid hierbij is de aanduiding van zgn. complexe ecotopen (meerdere karteringseenheden per vlak). Dit kan opgelost worden door wegingen. Elk raster (de grootte ervan kan gekozen worden afhankelijk van de toepassing) bestaat dan uit een gewogen ecotopen-beschrijving. Deze rastergegevens zijn voor een aantal toepassingen heel interessant (opstellen van modellen, reken-oefeningen of correlatie- en multivariate technieken). Eerste toepassingen werden reeds uitgewerkt door Paelinckx et al. 1994, waarin BWK-ecotopen in relatie gebracht werden met Bodemtypes (Bodemkaart van België). De digitale BWK biedt ook een mogelijkheid om zeldzaamheid van ecotopen en biotopen te berekenen voor verschillende referentiekaders (b.v. niveau Vlaanderen of België). Het zeldzaam-heidscriterium dat voor de evaluatie van de BWK-ecotopen werd gebruikt is louter een globale schatting gebaseerd op veldervaring. Met de digitale BWK kan de oppervlakte die door ver-schillende ecotopen ingenomen wordt op een gestandardiseerde wijze berekend worden (Blokken et al. 1992). In 1998 zal dit referentiekader, wanneer heel Vlaanderen gedigitaliseerd is, omschreven kunnen worden. Dit referentiekader kan dan gebruikt worden om effectvoorspellingen of kwetsbaarheidsanalysen (confrontatie van de ingreep met de kwetsbaar-heid) te beoordelen (absoluut verlies van ecotoop). Informatie hieromtrent kan aangevraagd worden bij het Instituut voor Natuurbehoud (E-mail: bwk-info@instnat.be; Http://www.instnat.be)

Bij het gebruik van de BWK in milieu-effectrapportage, hetzij als toetsinginstrument (signaalkaart), hetzij als basisgegevens voor kwetsbaarheidsanalysen mogen een aantal beperkingen niet uit het oog verloren worden (overgenomen uit Van Ghelue et al., 1993): - Het landschap is aan continue veranderingen onderhevig, terwijl de inventarisering voor de

BWK slecht éénmalig gebeurd is in de periode tussen 1978 tot 1989. Dit kan een oorzaak zijn dat de BWK niet volledig overeenstemt met de werkelijkheid.

- De beperkte periode waarbinnen de kartering moest uitgevoerd worden heeft voor gevolg

dat elke plaats slechts éénmaal bezocht werd en bepaalde plaatsen minder nauwkeurig gekarteerd zijn. Zo is voor bepaalde karteringseenheden zoals bossen en graslanden het tijdstip (seizoen) van waarneming uitermate belangrijk. Niet elk onderdeel van de open ruimte kon even nauwkeurig onderzocht worden (problemen van toegankelijkheid, overzichtelijkheid, tijdsgebrek e.d.). Foutieve of onvollediqe waarnemingen zijn daarom mogelijk.

- Het gebruik van stafkaarten op schaal 1:25.000 heeft meerdere onnauwkeurigheden tot

gevolg. Zo is het op deze schaal niet mogelijk om alle waargenomen karteringseenheden op kaart aan te duiden omwille van hun te geringe oppervlakte of hun lijn- of puntvormig karakter. In vele gevallen is het belang van kleine landschapselementen onderschat. Werden lijn- en puntvormige elementen wél aangeduid, dan konden ze meestal alleen sterk overdreven

2.2.2 Beperkingen van de Biologische waarderingskaart

12

weergegeven worden. In vele gevallen moesten bepaalde eenheden samengevoegd worden tot "komplexen" van eenheden. Dit zorgt o.a. voor problemen bij het gebruik van gedigitaliseerde BWK-gegevens in een GIS. Bovendien bestaan er vaak aanzienlijke individuele verschillen in de manier van karteren (verschillende karteringscentra en karteerders) wat betreft de samenvoeging van karteringseenheden tot komplexen. Het is niet noodzakelijk zo dat in de gekarteerde komplexen de eerste karteringseenheid ook de belangrijkste in oppervlakte is. Dit werd onder meer aangetoond door Beyen (1993) die in 116 kilometerhokken onderzoek deed naar het voorkomen van waterplassen met riet-vegetaties (Ae/Am + Mr). De in het veld of op luchtfoto's gemeten oppervlakteverhouding bleek vaak niet overeen te stemmen met de oppervlakteverhouding zoals gesuggereerd in de volgorde van de genoteerde karteringseenheden van het komplex. Om de dimensie van het probleem te verduidelijken kan worden verwezen naar het landinrichtingsgebied van Noordoost-Limburg waarin 72,1% van de 412 karteringskombinaties als 'complex' werden genoteerd (zie Van Ghelue et al. 1993). In 20,4% van deze gevallen gaat het evenwel om het samengaan van een vegetatietype met bepaalde lijn- of puntvormige elementen of een nadere specifiëring van bepaalde boomsoorten.

- De karteringseenheden lieten niet toe om alle ecologische informatie in rekening te

brengen. Meerdere eenheden hebben een zeer ruime inhoud en beperken aldus de mogelijkheid van gedetailleerd karteren. De vegetatietypering volgt niet de 'strikte fytosociologische klassifikatie, maar wordt wel als beste uitdrukking van heersende abiotische faktoren en menselijk grondgebruik beschouwd (= vertikale of topologische relaties). Andere eenheden wijzen enkel op strukturen zonder weergave van hun biologische inhoud (b.v. dijk, fort).

De ideale vorm van bepaalde karteringseenheden wordt in het veld zelden waargenomen.

Verarmde vormen en overgangen tussen eenheden komen veelvuldig voor. Bijvoorbeeld: een Hc (= vochtig, licht bemest grasland) kan op een bepaalde plaats verschillende typische en waardevolle, maar niet direkt zeldzame soorten bevatten; op een andere plaats kan een Hc daarentegen een aantal zeer zeldzame soorten bevatten. In bepaalde gevallen kon dit probleem enigszins worden gekompenseerd door een opwaardering met een "*" of "+", toegevoegd aan de specifieke letterkode. De karteringseenheid Hc werd soms aangevuld met een "°", als aanduiding van een zwakkere ontwikkeling. Het toepassen van deze op- of neerwaardering is evenwel niet stelselmatig gebeurd, zodat ook dit een oorzaak van herterogeniteit in de kartering vormt.

- Voor een aantal vegetatietypes is geen karteringseenheid voorzien (b.v. 'natuurrijke'

waterlopen, akkers met akkerkruidengemeenschappen), zodat deze ook niet werden opgespoord. Andere vegetatietypes bleken zeer moeilijk onder te brengen bij een bepaalde karteringseenheid.

Enkele voorbeelden: * In beekvalleien kan vrij frequent een vochtig, bemest en begraasd graslandtype

worden aangetroffen (Lolio-Cynosuretum, (Eu-)Agropyro-Rumicion), dat zich niet als Hc (Calthion) laat karteren, maar toch omwille van zijn potenties een hogere waardering verdient dan de ordinaire graasweide met Engels raaigras en Witte klaver (Hp). Hiervan onderscheidt het zich door het voorkomen van bv. veel Pinksterbloem, Reukgras, Gewone veldbies, Kamgras, e.d.. In vele gevallen werden dergelijke vegetaties, indien ze werden opgemerkt (niet vanzelfsprekend, cf. o.a.

13

seizoensgebondenheid), gekarteerd als Hp* en als biologisch waardevol geëvalueerd. * Lijn- en puntvormige elementen bezitten een intrinsieke biologische waarde die sterk kan

variëren van plaats tot plaats. Bomenrijen (Kb) en houtkanten (Kh, Khw), bij-voorbeeld, hebben een verschillende 'waarde' afhankelijk van ondermeer soortensamenstelling, leeftijd, struktuur, ondergroei, breedte en lengte. De beschikbare karteringseenheden zijn te grof om alle lijn- en puntvormige elementen en hun biologische waarde te beschrijven. Een opwaardering met een "*" voor de meest waardevolle elementen of voor een hoge densiteit van deze elementen in komplexen is in de praktijk niet overal even konsequent toegepast (ook al omdat lang niet alle lijn- en puntvormige elementen in detail konden worden bekeken).

* De kartering van populieren-aanplanten met opslag of aanplant van struiken (Lhb),

omvorming van oud bos in populieren-aanplanten (bv. Lh/Va) en min of meer occasio-nele aanplanting van populier in oud bos (bv. Vap) is in het veld niet altijd eenvoudig, vooral wanneer de kartering laat in het seizoen gebeurde. Vaak is het gemaakte onderscheid dus nogal arbitrair, en zal het ene geval 'populierenaanplant' (zie ook Nagels, 1990) worden genoemd wat elders als 'bos' werd geïnterpreteerd. Vooral bij meer nitrofiele situaties, b.v. tussen Lhb, Lh/Vn en Vnp wordt het onderscheid zo subtiel, dat het grote verschil in waardering niet altijd gerechtvaardigd is. Dit geldt trouwens ook voor allerlei andere aanplanten (N). Verder is het onderscheid tussen natte en droge populierenaanplanten niet gemakkelijk te maken, zeker omdat geen kriteria daarvoor aangereikt worden in de lijst van karteringseenheden. Vaak sluit de ondergroei van de droge populierenaanplanten aan bij deze van jonge loofbossen. Deze overgangsvormen, gekarteerd als Lsb, werden vaak opgewaardeerd tot biologisch waardevol.

- De evaluatie van de 'biologische waarde' in 3 kategorieën is in de meeste gevallen

eenzijdig gebaseerd op het voorkomen van de gekarteerde botanische waarden. Deze evaluatie kan worden beïnvloed door het seizoen waarin de gebieden zijn gekarteerd (bv. een probleem voor graslanden en bossen) en het detail waarmee een gebied kon worden onderzocht. Er is te weinig rekening gehouden met de ecologische potenties van een gebied en er is behoefte aan een goed (Vlaams en regionaal) referentiekader voor een konsequente biologische evaluatie van de gebieden. Identieke karteringseenheden of kombinaties van eenheden krijgen op verschillende plaatsen soms een verschillende biologische evaluatie. Het is niet duidelijk op welke kriteria men zich hiervoor heeft gebaseerd.

De hoge waardering voor de meeste bossen zou alleen gerechtvaardigd mogen zijn als

het ook echt om redelijk intakte vegetaties gaat. In zeer veel gevallen gaat het om sterk beïnvloede situaties en is het onderscheid met allerlei aanplantingen, die een intermediaire waardering krijgen, niet altijd even duidelijk.

De toekenning van één biologische 'waarde' aan elke karteringseenheid liet te weinig

nuanceringsmogelijkheden toe; vooral bij grotere landschapskomplexen met ver-snipperde elementen van uiteenlopende 'waarde' kunnen onder- of overschatting van de globale betekenis hiervan het gevolg zijn, zonder dat dit voor buitenstaanders verifieerbaar is. Ook de regionale verschillen in relatieve waarde van een zelfde eenheid

14

werden over het hoofd gezien. - De BWK houdt weinig rekening met faunistische waarden (zoogdieren, vogels,

reptielen en amfibieën, vissen, ongewervelde dieren) met uitzondering voor de grotere gebieden die duidelijk belangrijk zijn voor weidevogels of overwinterende watervogels. De faunistische 'opwaardering' kon niet overal op gelijkwaardige wijze worden uitgevoerd wegens het ontbreken van een referentiekader voor het gehele land. Afwezigheid van deze overdruk betekent dus niet dat er geen fauna-waarden zijn. Voor de strikte natuurgebieden (bossen, voedselarme hooilanden, venen, heiden, moerassen e.d.) zal een hoge botanische waarde in wellicht alle gevallen samenvallen met een hoge faunistische waarde. De BWK zal in deze gevallen in theorie dus een korrekte appreciatie geven van de totale biologische waarde van het gebied. Dit wordt anders voor de open ruimte buiten de 'traditionele' natuurgebieden. Het voorkomen van bepaalde organismen kan toch een (zeer) grote kwetsbaarheid van een gebied weer-spiegelen die bij de BWK 'gemist' wordt wanneer alleen rekening gehouden wordt met botanische waarden.

Enkele voorbeelden : * Kleinschalige landschappen met geringe botanische waarde, kunnen wel degelijk een

grote faunistische waarde hebben door het voorkomen van een grote diversiteit aan typische broedvogels (b.v. Steenuil, Grasmus, Roodborsttapuit, Geelgors en in enkele gevallen de zeer zeldzame soorten Grauwe klauwier of Ortolaan). De mate van kleinschaligheid en de verscheidenheid in struktuur of samenstelling van lijnvormige houtelementen is echter moeilijk uit de BWK af te leiden, zodat zelfs een potentiële faunistische waarde moeilijk valt af te leiden. Hetzelfde geldt voor de broedvogels van het open landbouwlandschap (b.v. Veldleeuwerik, Graspieper, Patrijs, Grauwe gors, Gele kwikstaart en in enkele gevallen zeldzame soorten als Kwartel) die vaak reageren op - voor botanische waarden weinig relevante - verschillen in gebruik van mest-stoffen en pesticiden, de aanwezigheid van ruige kanten of de aard van de teelten. Gebieden met een hoge densiteit aan deze broedvogels zouden zeker een opwaardering verdienen.

* Hetzelfde geldt voor het voorkomen van diersoorten die afhankelijk zijn van een grote

oppervlakte met een kombinatie van landschapstypen of de aanwezigheid van (een kombinatie van) specifieke strukturen in het landschap, zoals de Das en diverse vleermuizen. Ook voormalige Ottergebieden zijn niet gekarteerd: deze hebben nochtans een specifieke (potentiële) biologische waarde, in afwachting van een verbete-ring van de waterkwaliteit in het landelijk gebied.

* Waterlopen - of bepaalde trajekten ervan - en waterpartijen kunnen voor bepaalde

vispopulaties (b.v. Beekforel, Grote modderkruiper, Beekprik, Serpeling, Vetje ...) of voor ongewervelde dieren (b.v. bepaalde libellen, schaatsrijders e.d.) van vitaal belang zijn, maar niet noodzakelijk een hoge botanische waarde vertegenwoordigen. Op de BWK-kaarten was het vaak onmogelijk om smalle of kleine landschapselementen aan te duiden. Trouwens, waterlopen zijn als dusdanig niet opgenomen in de karte-ringseenheden-lijst, ook niet deze met rijke vegetatie. Bepaalde poelen werden gewoon in een komplex gekarteerd als 'veedrinkpoel(en) aanwezig' (Kn), ondanks het eventueel voorkomen van sterk bedreigde amfibieën als Boomkikker of Kamsalamander.

15

* Voedselrijke ruigten (b.v. verlaten spoorwegbeddingen, taluds, oude storten) en pioniermilieus (b.v. opgespoten terreinen, kapvlaktes, onbegroeide oevers) hebben in vele gevallen een biologische waarde die miskend wordt wanneer alleen rekening gehouden wordt met de vegetatie.

- Door het verschil in ervaring van, en werkwijze tussen de karteerders en door de verschillen

in tijdsdruk, is een zekere heterogeniteit tussen de verschillende kaarten en karteringscentra onvermijdelijk.

- De BWK geeft geen informatie over horizontale landschapsecologische relaties tussen de

verschillende eenheden, bijvoorbeeld de invloed van een akker op een aanpalend moeras. - De BWK vormt een weinig overzichtelijk geheel waarin zeer veel informatie is

samengebracht. Samenvattende gegevens voor grotere oppervlakten kunnen daardoor moeilijk direkt afgeleid worden

- De verwachte invloed van menselijke aktiviteiten op de aard en de betekenis van het

natuurlijk milieu is niet direkt van de kaart af te leiden, maar vereist speciefieke 'vertaalsleutels' (de BWK op zich is dus geen kwetsbaarheidskaart).

Informatie over de beschikbaarheid van de Biologische waarderingskaart is te krijgen bij: Instituut voor Natuurbehoud, Cel Biologische Waarderingskaart, Kliniekstraat 25, 1070 Brussel, tel. 02/5581811, fax: 02/5581805, E-mail: desire.paelinckx@instnat.be, Http://www.instnat.be. De beschikbare BWK bestaat uit een algemene verklarende tekst (projectbeschrijving, middelen en methoden van karteren, evaluatie, gebruik, kritiek,...) en specifieke kaartensets (een blok van 8 kaartbladen (8 km x 10 km volgens de NGI-kaarten 1/10.000) op schaal 1/25.000, een overzichtskaart op schaal 1/100.000 en een bijzondere verklarende tekst over het abiotisch en biotsch milieu, landsachapsbeschrijving, voorkomende karteringseenheden, fauna, menselijke invloed, evaluatie, bestemmingen en bedreigingen. De publicatie en beschikbaarheid van de BWK is weergegeven op figuur 2.1. De BWK is ten behoeve van milieu-effectrapportage ook digitaal beschikbaar voor een aantal kaartbladen. Deze beschikbaarheid is gratis mits de geactualiseerde versie van het betreffende gebied terug bezorgd wordt. Dit gebeurt door middel van een overeenkomst. Voor overheidsinstellingen wordt de beschikbaarheid van de digitale BWK geregeld via het GIS-Vlaanderen. Kostprijs gepubliceerde kaarten en begeleidende teksten: algemeen verklarende tekst: 300 BF kaartenset (oude publicatie): 500 BF kaartenset (nieuwe publicatie): 1200 BF

2.2.3 Beheer en beschikbaarheid

16

te bestellen bij het Instituut voor Natuurbehoud op hogergenoemd adres. Overheidsinstellingen (Vlaams, Provinciaal en gemeentelijk) krijgen deze informatie gratis.

Deze databank bevat verschillende informatielagen van verschillende organisatieniveaus: - verspreidingsgegevens van organismen (soorten) en ook levensgemeenschappen in

waterlopen; - een waardering naar waterkwaliteit en structuurkenmerken, gekwantificeerd in klassen

(ordinaal) - een algemene waardering t.a.v. natuurbehoud, eveneens ordinaal gekwantificeerd. De gegevens zijn in deze ruwe vorm beschikbaar in analoge en digitale vorm voor het volledige grondgebied van Vlaanderen. De databank bestaat uit twee geografische lagen: - een waterlopenkaart met waterloopsegmenten waaraan drie informatievelden gekoppeld

zijn: de biologische waterkwaliteit (ordinale schaal 1-5), de structuurkenmerken (ordinale schaal 1-5) en de algemene prioriteitscore (ordinale schaal 1-5);

- een kaart met uniek gecodeerde bemonsteringspunten waaraan verschillende tabellen gekoppeld worden;

en een alfanumeriek deel met de gegevens van de bemonsteringspunten (algemene gegevens, chemische waterkwaliteit, voorkomende biota: invertebraten, waterplanten en vissen, structuur-kenmerken en enkele afgeleide parameters). Voor deze databank werd een datastructuur opgesteld waarbij de ruimtelijke gegevens opgeslagen worden in een GIS en gekoppeld zijn aan een relationeel gegevensbestand (ontwikkeld in ORACLE).

De studie 'Onderzoek naar de verspreiding en de typologie van ecologisch waardevolle waterlopen in het Vlaamse Gewest' werd uitgevoerd door de Universitaire Instelling Antwerpen, Departement Biologie o.l.v. Prof. Dr. R.F. Verheyen. De opdrachtgever was het Ministerie van de Vlaanse Gemeenschap, AMINAL, Afdeling Water. De studie werd opgesplitst in het onderzoek van 11 stroombekkens (Polders en Gentse kanalen, Ijzer, Leie, Dender, Boven-Schelde, Beneden-Schelde, Nete, Maas, Dijle, Demer en Zenne) en startte in 1989. Het onderzoek werd beëindigd in 1994. Alle gegevens zijn beschikbaar bij de Afdeling Water van AMINAL (Belliardstraat 14-18, 1040 Brussel, tel 02/5502064-60, Fax: 02/5502065) en bestaat uit (prijs varieert van 600 BEF tot 1200 BEF per stroombekken): - een uitgebreid rapport per stroombekken met alle gegevens en bijlagen;

2.3 De typologie van ecologisch waardervolle waterlopen (ETW) in Vlaanderen

2.3.1 Inhoud

2.3.2 Beschikbaarheid

17

- drie kaarten per stroombekken (biologische waterkwaliteit, structuurkenmerken en prioriteitenkaart);

- een vulgariserende folder en kaarten per stroombekken. De gegevens zijn in principe ook digitaal beschikbaar via het GIS-Vlaanderen.

Verspreidingsgegevens van organismen worden in een aantal gevallen verzameld als punt (of gebieds)gegevens, de opslag ervan in een databank gebeurt meestal in rastervorm. In Vlaanderen worden twee verschillende rasters gebruikt: het IFBL-raster voor de verspreiding van flora en amfibieën en reptielen en UTM-rasters voor overige fauna-groepen. Deze rasters overlappen elkaar sterk waardoor verspreidingsgegevens op grootschalig niveau moeilijk gecom-bineerd kunnen worden. Het gebruik van verspreidingsgegevens voor de beoordeling van milieu-effecten of voor het opstellen van kwetsbaarheidskaarten heeft een aantal beperkingen: - voor de meeste verspreidingsgegevens worden rastereenheden als basis gebruikt (b.v.

km-hokken), wat impliceert dat de ruimtelijke nauwkeurigheid bepaald wordt door deze rasters;

- veel van deze verspreidingsgegevens zijn nog onvolledig. Het gebruik van zogenaamde "aandachtssoorten" (plant- of diersoorten die de bijzondere kwaliteit van het milieu typeren) is zeer zinvol in een MER. Het voorkomen van de das of de beekprik zegt veel over de aanwezige natuurwaarden (zeer specifieke habitateisen) van het betreffende biotoop. In dit kader zijn 'Rode lijsten' belangrijke instrumenten (zie par. 2.4.2) De opportuniteit van het gebruik van oude verspreidingsgegevens (zoals b.v. de plantenatlas of vroegere vindplaatsen van de otter of de das) moet overwogen worden. Ze geven dikwijls een indicatie over de vroegere milieukarakteristieken en de potenties van een biotoop. Het verdwijnen van bepaalde soorten is meestal een aanwijzing dat locale milieu-omstandigheden gewijzigd zijn. Verspreidingsgegevens in Vlaanderen zijn zeer 'verspreid' en het Instituut voor Naturrbehoud probeert deze gegevens te centraliseren, te coördineren en te publiceren. De beschikbaarheid van verspreidingsgegevens over fauna en flora in Vlaanderen evolueert de laatste jaren zeer snel. Recente informatie over de beschikbaarheid van verspreidingsgegevens kan aangevraagd worden bij het Instituut voor Natuurbehoud (zie ook http://www.instnat.be).

Rode lijsten geven een bedreigingsgraad aan van de inheemse soorten van bepaalde planten- en diergroepen. Rode lijsten worden samengesteld op basis van

2.4 Verspreidingsgegevens

2.4.1 Algemeen

2.4.2 Rode lijsten

18

verspreidingsgegevens van soorten in een bepaald referentiegebied (in dit geval Vlaanderen). Elke 'Rode lijst'-soort behoort tot een categorie die meestal afgeleid worden van internationale categorie-beschrijvingen vastgelegd door het IUCN (International Union for the Conservation of Nature and Natural Resources). Voor Vlaanderen worden in het algemeen de volgende categorieën gehanteerd (zie ook Maes et al., 1995) : Categorie 0: Uitgerstorven in Vlaanderen Categorie 1: Met uitsterven bedreigd Categorie 2: Bedreigd Categorie 3: Kwetsbaar Categorie Z: Zeldzaam Categorie ?: Onvoldoende gekend Categorie N: Momenteel niet begreigd. Recent werden door het Instituut voor Natuurbehoud de volgende Rode lijsten gepubliceerd: • Desender, K, Maes, D., Maelfait, J.-P. & Van Kerckvoorde, M., 1995. Een

gedocumenteerde Rode lijst van de zandloopkevers en loopkevers van Vlaanderen. Mededelingen van het Instituut voor Natuurbehoud 1995 (1):1-208.

• Maes, D. & Van Dyck, H., 1996. Een gedocumenteerde Rode lijst van de dagvlinders van

Vlaanderen. Mededelingen van het Instituut voor Natuurbehoud 1996 (1): 1-154. • De Knijf, G. & Anselin, A., 1996. Een gedocumenteerde Rode lijst van de libellen van

Vlaanderen. Mededelingen van het instituut voor Natuurbehoud, 4, 1-90. • Bauwens, D. & K. Claus, 1996. Verspreiding van amfibieën en reptielen in Vlaanderen. De

Wielewaal, Turnhout. Lannoo, Tielt, 192 p. Deze publicaties zijn te verkrijgen door een aanvraag te zenden naar het Instituut voor Natuurbehoud, Kliniekstraat 25, B-1070 Brussel (tel: 02/5581811, Fax: 02/5581805, E-mail: stupu@instnat.be).

De Flora-gegevens van België worden in principe verzameld volgens km-rasters (IFBL-raster). Deze gegevens werden oorspronkelijk beheerd door het IFBL (Instituut voor Floristiek van België en Luxemburg). De verspreidingsgegevens zelf worden opgeslagen in zgn. uurhokken (4x4 km) en werden gepubliceerd in de Atlas van de Belgische en Luxemburgse flora (VAN ROMPAEY & DELVOSALLE, 1979). Deze atlas werd gedigitaliseerd door het Instituut voor Natuurbehoud. Detailgegevens (kwartierhokken: 1x1 km) zijn enkel beschikbaar in de vorm van streeplijsten beschikbaar op de Nationale Plantentuin van Meise en specifiek voor Vlaanderen op het Instituut voor Natuurbehoud. Een nieuwe (sinds 1995) regionale vereniging voor floristiek FLOWER (FLOra-WERkgroep) verzamelt op systematische recente verspreidingsgegevens van hogere planten in Vlaanderen (contactpersoon: Wouter Van Landuyt, Instituut voor Natuurbehoud). Verspreidingsgegevens worden momenteel gedigitaliseerd op het Instituut voor Natuurbehoud. De verspreiding van hogere planten in Limburg is beschikbaar op het niveau van 1x1 km-hokken

2.4.3 Flora (beperking: Vaatplanten)

19

(Berten, 1994). In Bijlage I is de voorlopige standaardlijst van de Vlaamse vaatplanten (zaadplanten en varens) opgenomen (Cosyns, E., M. Leten, M. Hermy, L. Vanhecke & L. Triest, 1993. Naar een flora-statistiek voor Vlaanderen: een nuttig instrument voor het Natuurbehoud. Checklist van de Vlaamse Vaatplanten 1993.). De lijst is digitaal beschikbaar op ftp://www.instnat.be. Verspreidingsgegevens over lagere planten (mossen en wieren) zijn op dit moment nog niet beschikbaar voor Vlaanderen.

De beschikbare gegevens betreffende de avifauna kunnen opgesplitst worden in verspreidingsgegevens over watervogels (inheemse watervogels en wintergasten) en broedvogels (inheemse soorten). Op het Instituut voor Natuurbehoud worden de niet gepubliceerde gegevens van de jaarlijkse water- en broedvogeltellingen verzameld en verwerkt, in samenwerking met Vlavico (Vlaamse Avifauna Commissie vzw). Op het niveau Vlaanderen zijn verspreidingsgegevens van broedvogels beschikbaar per 8x10 km-hok (Devillers et al. 1988). Door Vlavico werd in 1989 een boek "Vogels in Vlaanderen. Voorkomen en verspreiding." gepubliceerd, waarin eveneens een uitgebreide literatuur over voorkomen en habitatkarakteristieken, e.d. gepubliceerd werd. Voor Limburg bestaan verspreidingsgegevens per 1x1 km (Gabriels, 1994). Recent werd door Vlavico, samen met het Instituut voor Natuurbehoud een nieuw monitoringsproject opgestart: "Bijzondere broedvogels Vlaanderen". Een lijst van 70 broedvogels wordt systematisch geïnventariseerd. In 1996 werd een rapport gepubliceerd dat de inventarisatie-gegevens van de periode 1994 verzamelt en interpreteert (Devos, K. & A. Anselin, 1996). Andere werken (Lippens & Wille, 1972 , Cramps & Simmons, reeks uit diverse jaartallen) geven veel informatie over verspreiding, habitatkarakteristieken, voedsel, etc. van avifauna. In Nederland werden recent twee ecologische atlassen gepubliceerd die ook voor Vlaanderen belangrijke ecologische informatie bevat (Bijlsma & Beintema 1993, Hoedt & Ellinger, 1995).

Verspreidingsgegevens van invertebraten in het algemeen worden pas recent gecoördineerd. Het Instituut voor Natuurbehoud probeert deze verspreidingsgegevens operationeel te maken, vooral in het kader van het opstellen van Rode lijst-soorten (zie par. 2.4.2). Voor de volgende insekten-groepen werden Rode lijsten opgesteld en zijn verspreidingsgegevens beschikbaar (contactpersoon: Dirk Maes, Instituut voor Natuurbehoud, E-mail: dirk.maes@instnat.be) : • Desender, K, Maes, D., Maelfait, J.-P. & Van Kerckvoorde, M., 1995. Een

2.4.4 Avifauna

2.4.5 Invertebraten

20

gedocumenteerde Rode lijst van de zandloopkevers en loopkevers van Vlaanderen. Mededelingen van het Instituut voor Natuurbehoud 1995 (1):1-208.

• Maes, D. & Van Dyck, H., 1996. Een gedocumenteerde Rode lijst van de dagvlinders van

Vlaanderen. Mededelingen van het Instituut voor Natuurbehoud 1996 (1): 1-154. • De Knijf, G. & Anselin, A., 1996. Een gedocumenteerde Rode lijst van de libellen van

Vlaanderen. Mededelingen van het instituut voor Natuurbehoud, 4, 1-90.

De verspreiding van amfibieën en reptielen in Vlaanderen wordt verzameld in een centrale databank. De eigenaar is een werkgroep van de vzw Wielewaal, HYLA. De gegevens worden door deze werkgroep beheerd in samenwerking met het Instituut voor Natuurbehoud (contactpersoon D. Bauwens). Het bestand bestaat uit een 12000 waarnemingen van de periode 1974 tot nu. Het basisraster is het IFBL-raster (flora-verspreiding) op uurhok-nauwkeurigheid (4 km). Een aantal waarnemingen gebeurden op kwartierhok-niveau (1 km). Elke waarneming bestaat uit een naam (taxon), datum, IFBL-code, gemeente, toponiem en in een aantal gevallen een abundantie en biotoopcodes. De gegevens werden ook verwerkt in een publicatie (Bauwens en Claus, 1996).

Over de verspreiding van zoogdieren in Vlaanderen bestaan enkele belangrijke referenties, zij het dat gegevens zeer scha ars en weinig gecoördineerd zijn: • Holsbeek, L., Levevre, A., Van Gompel, J. & Vantorre, R. 1986. Zoogdieren inventarisering

van Vlaanderen (1976-1985). Nationale Zoogdierenwerkgroep Jeugdbond voor Natuurstudie en Milieubescherming. Euglena - extra uitgave.

• Langhe, R., A. van Winden, P. Twist, J. de Laender & C. Speer, 1986. Zoogdieren van de

Benelux. Herkenning en onderzoek. Jeugdbonduitgeverij. Recent werd steunende op beschikbare verspreidingsgegevens een rode lijst opgesteld van zoogdieren in Vlaanderen: CRIEL D., 1994. Rode lijst van de zoogdieren in Vlaanderen. AMINAL, Bestuur Natuurbehoud en -ontwikkeling, Dienst Natuurbescherming. Een belangrijke referentie voor de verspreiding, habitatkarakteristieken, voedsel maar ook waarnemings- en onderzoeksmethoden met betrekking tot zoogdieren (in West-Europa) is Lange, Twisk, van Winden en van Diepenbeek (1994).

Op niveau Vlaanderen bestaan een viertal systematische databanken met gegevens over de verspeiding van vissen (in waterlopen): - visvangsten in het kader van de ETW (AMINAL, afdeling Water en UIA, dept. Biologie).

Een honderdtal bemonsteringspunten in Vlaanderen werden geïnventariseerd

2.4.6 Amfibieën en reptielen

2.4.7 Zoogdieren

2.4.8 Vissen

21

(soortenlijst en aantalschattingen) in de periode 1989 tot 1994. Deze gegevens zijn digitaal beschikbaar;

- de verpreidingsgegevens (een vijhonderdtal bemonsteringspunten met een soortenlijst en aantalschattingen) uit het boek " De vissen van onze Vlaamse beken en rivieren" (Bruylants et al. 1989). Deze gegevens zijn vanaf eind 1997 digitaal beschikbaar (UIA, dept. Biologie);

- de vis-databank die opgesteld wordt door het Instituut voor Bos- en Wildbeheer in samenwerking met de KUL. De (digitale) databank beschrijft naast verspreidingsgegevens eveneens gegevens omtrent vis-uitzettingen en wordt opgesteld in het kader van de Milieudatabank (info: Instituut voor Bos- en Wildbeheer, Claude Belpair: 02/6570386);

- voor de provincie Antwerpen zijn heel wat verspreidingsgegevens beschikbaar op de Universitaire Instelling Antwerpen, dept. Biologie (opdracht: Provinciale Visserijcommissie, Provinciebestuur).

In het kader van natuurbehoud, het referentiekader van de discipline 'fauna en flora', bestaan zowel op juridisch (onder de vorm van wetten, decreten en besluiten) als beleidsmatig (onder de vorm van intenties van de overheid en milieu-administratie) vlak een aantal belangrijke referenties die in het MER getoetst moeten worden met het voorgenomen project. In heel wat gevallen is deze toetsing zeer relevant voor de verdere besluitvorming die volgt na de milieu-effectrapportage. De beleidskaarten en bijzondere beschermde gebieden zijn kartografisch weergegeven in het Vadamecum Natuurtechniek (Janssens en Claus, 1994-1996), raadpleegbaar op http:www.instnat.be en digitaal beschikbaar op ftp://www.instnat.be.

Natuurbeleidskaarten zijn ruimtelijke informatielagen waarbij aan geografische objecten (gebieden, waterlopen,....) een huidige en/of toekomstige (streefbeeld) functie werd toegekend met betrekking tot het natuurbehoud. Natuurbeleidskaarten op niveau Vlaanderen. Het belangrijkste initiatief van een natuurbeleidskaart op het niveau Vlaanderen is de Groene Hoofdstructuur, gepubliceerd in september 1993 als een beleidsintentie kaderend in het Natuurontwikkelingsplan. Tot heden werd nog geen juridisch kader voor deze Groene Hoofdsstructuur goedgekeurd. De enige stap die werd ondernomen is het voorstel om de Groene Hoofdstructuur te realiseren kaderend in het Ruimtelijk Structuurplan Vlaanderen, het toekomstige planningsinstrument voor de ruimtelijke ordening. Het lijkt daarom opportuun om in het kader van m.e.r. het concept van de Groene Hoofdstructuur (natuurkern-, natuurontwikkelings- en natuurverbindingsgebieden en de ruimtelijke afbakening ervan) weliswaar te toetsen, maar dan wel in zeer algemene termen. De afbakening van de drie categorieën van gebieden is daarenboven

2.5 Beleidskaarten en bijzondere beschermde gebieden

2.5.1 Inleiding

2.5.2 Natuurbeleidskaarten

22

gebeurd op een schaal 1/100.000 waardoor de grenzen ervan niet op perceelsniveau (b.v. 1/10.000 of minder) mogen gebruikt worden. De kaart is weergegeven in Bijlage XIII. Een digitale versie is te verkrijgen op http://www.instnat.be. Beleidsvisie voor het herstel van waterlooptypen op niveau Vlaanderen De studie "Onderzoek naar de verspreiding en de typologie van ecologisch waardevolle waterlopen in het Vlaamse Gewest" (uitgevoerd door de U.I.A. in opdracht van AMINAL, Afdeling Water) werd gefinaliseerd met twee deelstudies: 1. opstellen van een typenindeling van alle waterlopen in Vlaanderen met een beschrijving van

het referentiekader; 2. ontwikkelen van een ontwerp-beleidskaart om de ecologische verscheidenheid aan

waterlopen in Vlaanderen te behouden en te herstellen. Deze is gebaseerd op actuele en potentiële natuurwaarden in de verschillende bekkens en op de intensiteit van de menselijke gebruiksfuncties.

In de toekomst dient deze ontwerp-beleidskaart bijgestuurd te worden door de bekkencomités, steunende op gedetailleerde kennis van het actuele menselijke gebruik in samenhang met natuurwaarden. Deze studie werd afgewerkt in 1995: Schneiders A. & C. Wils met medewerking van J. Peymen. 1995. Finalisering: Onderzoek naar de verspreiding en de typologie van ecologisch waardevolle waterlopen in het Vlaamse Gewest. U.I.A., dept. Biologie, o.l.v. Prof. Dr. R.F. Verheyen. Opdracht AMINAL, Afdeling water. De belangrijkste resultaten van deze studie zijn weergegeven in Bijlage XIV. Gemeentelijke Natuurontwikkelingskaarten (GNOP) In het kader van het Milieuconvenant (1/1/1992) dienen de gemeenten in Vlaanderen een Gemeentelijk Natuurontwikkelingsplan op te stellen overeenkomstig de richtlijnen die AMINAL hiervoor heeft opgesteld. Een dergelijk GNOP bestaat uit een inventarisatie van, ecologisch waardevolle open ruimten en landschapselementen in de gemeenten. Op basis hiervan moet ten aanzien van natuurbehoud een beleidsvisie en een gericht actieplan voor de gemeente opgesteld worden. Deze GNOP'en moeten goedgekeurd worden door AMINAL en bevatten relevante informatie die gebruikt kan worden in het MER (zowel voor de bespreking van de referentiesituatie als voor beleidsintenties m.b.t. natuurbehoud). In principe dienen alle gemeenten in Vlaanderen eind 1995 een GNOP te hebben opgesteld. Ecologische impulsgebieden In 1992 werden door de overheid vijf ecologische impulsgebieden aangeduid waarin

maatregelen ten behoeve van natuurbehoud en natuurontwikkeling aangemoedigd zullen worden. Deze vijf gebieden zijn: • Ijzervallei • Schelde - Dender - Durme

23

• Turnhouts vennengebied • Demer en Dijle • De Zwarte Beek.

In Vlaanderen zijn heel wat gebieden op één of andere manier juridisch beschermd ten behoeve van o.a. het natuurbehoud. Deze bescherming kan verschillende inhouden hebben gaande van enkel een ruimtelijke aanduiding naar effectieve beperkingen in grondgebruik. Dit moet aangegeven worden in het MER. Het betreft de volgende beschermingen: Natuurreservaten Een staatsnatuurreservaat is een door de Vlaamse Regering beschermd gebied en betreft overheidsgronden. De term staatsnatuurreservaat is voorzien in de Wet op het natuurbehoud (12/7/73). Voor elk staatsnatuureservaat wordt een beheersplan opgesteld en een commissie aangesteld. In dit reservaat zijn een aantal verbodsbepalingen (zie M.B. 23/10/75 houdende reglementering van de bewaking, de politie en het verkeer in de staatsnatuureservaten). Erkende reservaten zijn beschermde gebieden die door andere personen dan de overheid beheerd worden. Deze erkenning werd aangevraagd door de eigenaar en houdt een subsidiëring en een aantal verplichtingen in (zie K.B. 3/2/81 tot regeling voor het Vlaamse Gewest van de erkenning en de subsidiëring van natuurreservaten). Ook hiervoor moet een beheersplan opgesteld worden en gelden een aantal verbodsbepalingen. De lijst en afbakening van erkende reservaten kan aangevraagd worden bij de AMINAL, Afdeling Natuur. Natuurparken De term natuurparken is opgenomen in de Wet op het Natuurbehoud, maar er werden tot heden nog geen natuurparken opgericht. In het Natuurontwikkelingsplan '90-95 worden 'Regionale Landschappen' gedefinieerd als beleidsinstrument. In dit kader werden zes gebieden als proefproject aangeduid (info: AMINAL, Afdeling Natuur): Westvlaamse Heuvels, Vlaamse Ardennen, Herk & Mombeek, Kempen & Maasland, Noord-Hageland en Zenne, Zuun & Zoniën. Bescherming (rangschikking) van landschappen Deze wet (Wet van 7/8/31 op het behoud van monumenten en landschappen) is in Vlaanderen enkel van toepassing op landschappen en beoogt de bescherming van die gebieden die in historisch, esthetisch of wetenschappelijk opzicht van nationaal belang zijn. Hiervoor is een rangschikkingsprocedure voorzien. Voor deze landschappen zijn specifieke verbodsbepalingen (erfdienstbaarheidsrechten) vastgelegd. De lijst en afbakening van Beschermde Landschappen

2.5.3 Bijzondere beschermingen

24

kan verkregen worden bij de proviciale buitendiensten van AROHM, afdeling Monumenten en Landschappen. Water(vogel)gebieden van internationale betekenis (RAMSAR-gebieden) De internationale overeenkomst (2/271, Ramsar, Iran) heeft als doel waterrijke gebieden op grond van hun internationale betekenis in ecologisch, botanisch, zoölogisch, limnologisch of hydrologisch opzicht te beschermen. Er werden in Vlaanderen vijf gebieden aangeduid (Wet van 22/2/79). De beschermingen houden in: - de MER-plicht zelf (aanleg hoofdtransportleidingen, ruilverkavelings- en/of

landinrichtingsprojecten en waterhuishoudingsprojecten); - het Vegetatiebesluit (zie verder); - jacht op eenden; - beheer met betrekking tot de besturen van de polders en de wateringen; - formele compensatie bij verlies; - uitwisseling wetenschappelijk gegevens met overige staten Beschermingszones tot behoud van de Europese vogelstand De Europese Richtlijn 79/409/EEG (2/4/79) inzake het behoud van de vogelstand verplicht de lidstaten voor de in bijlage bij de richtlijn vermelde bijzonder te beschermen vogelsoorten, alsook voor de geregeld voorkomende trekvogels, speciale beschermingsmaatregelen te beschermen. Het Besluit van de Vlaamse regering van 17/10/88 heeft 23 speciale beschermingszones aangeduid (zie Bijlage II). Deze maatregelen moeten tot doel hebben dat de betreffende vogelsoorten kunnen voortbestaan en zich kunnen voortplanten. Het gaat om soorten die dreigen uit te sterven, gevoelig zijn voor bepaalde wijzigingen van hun leefgebied, slechts plaatselijk voorkomen of bijzondere habitatkenmerken hebben. Voor de trekvogels moet rekening gehouden worden met de behoeften van het gebied van bescherming ten opzichte van hun broed-, rui- en overwinteringsgebieden en rustplaatsen in hun trekzones. Specifieke beschermingen zijn: - de MER-plicht zelf (aanleg hoofdtransportleidingen, ruilverkavelings- en/of

landinrichtingsprojecten en waterhuishoudingsprojecten); - het Vegetatiebesluit (zie verder); - jacht; - beheer met betrekking tot de besturen van de polders en waterringen; - Mestdecreet (uitrijden van mest gedurende de periode 2/11 tot 15/2) De Vogelrichtlijngebieden zijn digitaal beschikbaar op http://www.instnat.be. Vegetatiebesluit Het vegetatiebesluit (Besluit 4/12/91 tot instelling van een vergunningsplicht voor de wijziging van de vegetatie en van lijn- en puntvormige elementen) werd genomen in uitvoering van de Wet op het Natuurbehoud, in het kader van de bescherming van de landelijke ruimte. Het is van toepassing op de volgende gebieden op het gewestplan:

25

a. bepaalde vegetatietypen in - natuurgebieden met wetenschappelijke waarde (natuurreservaten of R-gebieden); - natuurgebieden (N-gebieden); - bosgebieden; - bosgebieden met ecologische waarde - valleigebieden - vallei- en brongebieden; - agrarische gebieden met ecologische waarde b. lijn- en puntvormige natuur-elementen in landschappelijk waardevol agrarisch gebied Voor de beschrijving van de vegetatietypen en lijn- en puntvormige elementen (aangeduid volgens de karteringseenheden van de Biologische Waarderingskaart) wordt verwezen naar de vigerende wetgeving. Bosbeheer Het Bosdecreet van 13 juni 1990 regelt het beheer van alle bossen in Vlaanderen, waarbij rekening gehouden wordt met verschillende bosfuncties, waaronder de ecologische functie. In principe moet voor alle bossen (min. 5 ha) een beheersplan opgesteld worden waarin het beheer naar deze functies uitgewerkt wordt. In het kader van dit decreet werden ook bosreservaten gedefinieerd, naar analogie met natuurreservaten. In dergelijke bosreservaten gelden eveneens een aantal verbodsbepalingen. Bestaande bosbeheersplannen kunnen belangrijke informatie bevatten die gebruikt kunnen worden in het MER , zowel met het oog op de effectenanalyse (effect op de ecologische functie van het bos) als op de consequenties van een mer-plichtig project op de specifieke doelstellingen die erin gesteld werden. Bescherming van de zeeduinen Het decreet van 14/7/93 houdende maatregelen tot bescherming van de zeeduinen is een ruimtelijke bescherming van duingebieden, ongeacht de aanduiding op het gewestplan. In deze gebieden geldt een volledig bouwverbod. Beschermde duingebieden worden aangeduid met het oog op de bescherming, de ontwikkeling en het beheer van de maritieme duinstreek. De ruimtelijke afbakening van beschermde duingebieden kan bekomen worden bij AMINAL, Afdeling Natuur. Habitat-richtlijngebieden De Habitat-richtlijn, Richtlijn 92/43/EEG inzake de instandhouding van de natuurlijke habitats en wilde flora en fauna vormt het sluitstuk van de Europese wetgeving inzake natuurbehoud waartoe de Vogelrichtlijn de aanzet heeft gevormd. De richtlijn is van kracht sinds mei 1992. Als uitvoeringsmaatregel dienen voor elk land speciale te beschermen zones te worden aangeduid. Op vraag van de Afdeling Natuur van AMINAL heeft het Instituut voor Natuurbehoud een ontwerp-lijst van speciaal te beschermen zones opgesteld. In totaal werden 40 gebieden (ong. 60.000 ha) of gebied-complexen aangeduid als potentieel Habitat-richtlijngebied. In deze gebieden komen 44 habitat-typen voor van Bijlage I en 20 soorten van Bijlage II voor van de Habitat-richtlijn. De in dit

26

rapport voorgestelde gebieden werden nog niet officieel aangewezen, maar kunnen in het kader van een MER toch al gebruikt worden als aandachtsgebied. Informatie over habitatgebieden is te vinden op http://www.instnat.be. Beschermde dieren en planten In het kader van de wet op het Natuurbehoud (1973) worden een aantal dieren- en plantensoorten wettelijk beschermd. De diersoorten die volledige beschermd zijn mogen niet bejaagd, verhandeld, vervoerd, e.d. worden. Eveneens mag hun habitat niet opzettelijk beschadigd of verstoord worden. Met betrekking tot plantensoorten bestaan drie categorieën van bescherming, waarvoor verwezen wordt naar de vigerende wetgeving (zie ook De Pue, Lavrysen & Stryckers, 1995). Beschermde planten- en/of diersoorten die in het studiegebied voorkomen moeten allseszins vermeld worden in het MER, alsook het effect van het voorgenomen project op het voortbestaan van deze soorten. Het is belangrijk het m.e.r.-plichtige project te toetsen met deze beleidskaarten en de bijzonder beschermde gebieden, d.w.z. wat zijn de consekwenties van het uitvoeren van het project met deze ruimtelijke beleidsvisies. Een dergelijke toetsing bestaat uit de volgende stappen: 1. een ruimtelijke situering van het project met de beschermde gebieden: b.v. het

projectgebied ligt in natuurontwikkelingsgebied van de Groene Hoofdstructuur of 50 m naast een Beschermd Landschap. In principe gebeurt deze ruimtelijke toetsing in hoofdstuk 3 van het MER (Richtlijnenboek, Deel B(1), par. 3.3.3 en 6.2).;

2. een beschrijving van het verwachte effect van het project op beleidsintenties en

wettelijke beschermingen: b.v. het project zal negatieve effecten hebben op het broedvogel-bestand van een Vogelrichtlijngebied (b.v. door rustverstoring) of ten gevolge van de verwachte waterstandsdaling zal de welriekende nachtorchis (beschermde plantesoort) verdwijnen,... Deze beschrijving gebeurt in de beschrijving van de 'geplande situatie;

3. het effect van de voorgestelde effectmilderende maatregelen op deze beleidsintenties en

beschermingen. Doordat bepaalde plante- of diersoorten of gebieden wettelijk beschermd zijn, zullen zij een bijzondere aandacht krijgen in de effectanalyse en de voorstellen van effectmilderende maatregelen (ook naar de vergunningsverlening). Het is belangrijk dit apart in het MER te vermelden. Dit versterkt tevens het doel van beleidsintenties en wettelijke beschermingen en de efficiëntie ervan in het natuurbeleid. Deze beschrijving gebeurt in het hoodfstukt 'Effectmilderende maatregelen'.

27

Het afbakenen van het studiegebied houdt in de eerste plaats de ruimtelijke begrenzing van de te beschrijven referentiesituatie in. In principe wordt voor de discipline fauna en flora deze ruimtelijke begrenzing vastgelegd door: - de mogelijke invloedssfeer van het ruimtebeslag; - de 'grootste gemene deler' van de invloedssferen van de technische disciplines water,

bodem, lucht, geluid en trillingen en licht en stralingen. Alle elementen van fauna en flora, zoals gedefinieerd door de reikwijdte (zie hoofdstuk 1) binnen deze ruimtelijke begrenzing maken deel uit van de referentiesituatie en moeten beschreven worden. In heel wat gevallen zal gewerkt worden met 'aandachtsgebieden', gebieden die belangrijk zijn in de beoordeling van de mogelijke effecten op de discipline fauna en flora'. Het bepalen van aandachtsgebieden kan in een min of meer vast schema gebeuren (zie paragraaf 3.2), hoewel in een aantal gevallen hiervan kan afgeweken worden. De gehele werkwijze is schematisch weergegeven in figuur 3.1. Aandachtsgebieden zijn in de eerste plaats gebieden die hoog gewaardeerd worden - of dit potentieel kunnen worden - ten aanzien van het natuurbehoud. De voorgestelde toetslijsten die dit bepalen wijzen duidelijk in die richting: kwetsbare gebieden (zeldzame ecotopen), het voorkomen van rode lijst-soorten (zeldzame soorten) en bijzonder beschermingen. In principe wordt hierbij het beoordelingscriterium 'zeldzaamheid' gebruikt dat refereert naar het niveau Vlaanderen, of in aantal gevallen evengoed nationaal en Europees (Europese habitat-richtlijn en Vogelrichtlijngebieden). Dit referentiekader kan echter 'verlegd' worden, vooral indien het studiegebied meer in de urbane sfeer gelegen is. Zo kan een park gelegen in de stad weinig zeldzame soorten bevatten (toch niet op het niveau Vlaanderen), maar als dusdanig een belang-rijke natuurfunctie hebben voor de bewoners. De daar aanwezige merel, eekhoorn of egel kan dan toch als belangrijk beschouwd worden binnen een nieuw gedefinieerd urbaan referentieniveau. In dit geval zijn de aanwezige natuurelementen belangrijk èn aandachtsgebied, niet omdat ze (op niveau vlaanderen) zeldzaam zijn, maar belangrijke lokale waarden hebben naar de mens toe. Effecten op natuur in de urbane sfeer kunnen voorspeld en beoordeeld worden door de discipline fauna en flora, maar kunnen ook overgedragen worden naar de dsicipline mens 'ruimtelijke aspecten', waar natuur beoordeeld wordt als menselijke functie (recreatieve sfeer: beleving, ontspanning, educatie,...).

3 Afbakening van het studiegebied en specifieke reikwijdte (toetsing van de te bespreken organismen)

3.1 Inleiding

28

De referentiesituatie omvat in principe het volledige studiegebied. Binnen dit studiegebied kunnen aandachtsgebieden (zie DEEL B (1): par. 3.3.7) afgebakend worden. Dit zijn gebieden die, afhankelijk van de ingreep (en deelingrepen) kwetsbaar (dit betekent gevoelig èn (zeer) waardevol voor natuurbehoud) zijn of zich kunnen ontwikkelen. Deze aandachtsgebieden (die natuurlijk deel uitmaken van de referentiesituatie) krijgen een diepgaandere bespreking en beoordeling en een grondige effectenanalyse en -beoordeling. Er wordt voorgesteld als volgt te werk te gaan (zie figuur 3.1): - kwetsbaarheidsanalyse steunende op informatie uit BWK en ETW (paragraaf 3.2.2); - toetsing aan beleidsbestemmingen, bijzondere beschermingen,... (paragraaf 3.2.3); - toetsing aan rode lijst-soorten.

Aandachtsgebieden worden in eerste instantie ruimtelijk aangeduid op ecotoopniveau en per verwachte effectengroep. Twee basisinformatielagen worden hierbij gebruikt (zie paragrafen 2.2 en 2.3): De biologische waarderingskaart (BWK) en de typologie van ecologisch waardevolle waterlopen (ETW). De ecotopenbeschrijving van de BWK en de ecologische typologie van de waterlopen moeten geactualiseerd en eventueel 'verfijnd' worden. Dit vereist in de eerste plaats initieel veldwerk en de wijze waarop dit kan gebeuren wordt beschreven in de paragrafen 3.3 en 3.4. Rekening houdend met de mogelijk optredende effectgroepen voor een bepaalde ingreep kunnen vervolgens kwetsbaarheidskaarten afgeleid worden uit de informatie van de BWK en ETW. De mogelijkheden hiervan worden systematisch beschreven in de effectvoorspellingsmethodologie van de verschillende effectgroepen (hoofdstuk 6). De eerste aanduiding van aandachtsgebieden volgt uit een projectie van de invloedssferen van abiotische effecten, zoals b.v. een kaart met voorspelde waterstandsdalingen, en de respectievelijke kwetsbaarheidskaarten. Het is belangrijk in elk MER expliciet te beschrijven op welke wijze voor deze aanduiding van aandachtsgebieden de informatie uit de BWK en de ETW vertaald werd naar kwetsbaarheden . In de meeste gevallen wordt op basis van een 'optimaal professioneel waarde-oordeel', gecombineerd met de toekenning van 'het slechtst denkbare negatieve effect', aan BWK-ecotopen of waterloop-segmenten een kwetsbaarheidsgetal toegekend (kwetsbaarheid betekent in dit geval ook gevoeligheid gecombineerd met natuurwaarde). Niet alle kwetsbaarheden kunnen op basis van alleen de informatie uit een geactualiseerde BWK en ETW ruimtelijk gesitueerd worden voor de aanduiding van aandachtsgebieden, zelfs niet na aanpassing of verfijning van BWK-ecotopen of structuurkenmerken van waterlopen. Er werd reeds aangehaald dat de BWK (en ook de ETW) geen informatie geeft over horizontale landschapsecologische relaties. Daarbij geeft de BWK (rechtstreeks) zeer weinig informatie over de aanwezigheid van fauna-elementen (en dus ook de specifieke aanwezigheid van habitat-

3.2 Aandachtsgebieden

3.2.1 Inleiding

3.2.2 Toetsing aan BWK en ETW

29

plekken). Hiervoor worden bijkomende toetsingen gedaan om aandachtsgebieden aan te duiden, in dit geval door na te gaan of voor bepaalde diergroepen 'rode lijst' soorten aanwezig zijn in de invloedssferen van abiotische veranderingen (zie paragraaf 3.2.4). Daarnaast worden aandachtsgebieden eveneens aangeduid op basis van een toetsing met beleidsbestemmingen, ruimtelijke beschermingen,...: zie volgende paragraaf 3.2.3).

Een bijkomende

toetsing voor de bepaling van de aandachtsgebieden betreft de ruimtelijke afbakening van juridische vastgelegde beschermde gebieden en beleidskaarten. Deze gebieden worden apart geselecteerd en als dusdanig beschreven in de referentiesituatie, de effectvoorspelling en -beoordeling. Het betreft de volgende gebieden (zie ook par. 2.5.3): 1. gebieden vastgelegd door de Europese Richtlijn inzake het behoud van de vogelstand

(79/409/EEG), Bijlage I; 2. gebieden vastgelegd in het kader van de Habitatrichtlijn: er bestaat een voorlopige lijst

van speciale beschermingsgebieden voor het Vlaamse Gewest, in uitvoering van de Europse Richtlijn 92/43/EEG (rapport IN.94.07-ref. A.94.56), Bijlage II;

3. gebieden beschermd door het K.B. 27.09.84 in het kader van de RAMSAR-conventie (Iran, 2.2.71), Bijlage III;

4. de erkende natuurreservaten (K.B. 3.2.81) tot regeling voor het Vlaamse Gewest van de erkenning en subsidiëring van natuurreservaten;

5. de staatsnatuurreservaten (K.B. 16.3.77, B.S. 11.6.77); 6. de beschermde landschappen; 7. gebieden met de volgende bestemming op het gewestplan: - natuurgebieden met wetenschappelijke waarde (natuurreservaten of R-gebieden - natuurgebieden (N-gebieden) - bosgebieden (met ecologische waarde) - valleigebieden en brongebieden - agrarische gebieden met ecologische waarde. 8. beleidskaarten m.b.t. natuurbehoud op regionaal, provinciaal of gemeentelijk niveau; 9. de ecologische impulsgebieden; 10. ontwerp-beleidskaart voor ecologisch rivierherstel. Er moet expliciet nagegaan worden of de ingreep (of een deelingreep) een mogelijke effect kan hebben op deze gebieden. Indien dit het geval is, of bij onzekerheid, behoort het beïnvloede gebied tot het aandachtsgebied. In het MER moet vermeld worden of de ingreep al dan niet effect heeft op de verwezenlijking of op de doelstelling waarvoor deze gebieden beschermd en/of ruimtelijk vastgelegd werden. Voorbeeld Er wordt overwogen een recreatiepark met diverse voorzieningen voor waterrecreatie (zeilen,

3.2.3 Toetsing aan beleidsintenties, ruimtelijke beschermingen e.d.

30

surfen en zwemmen) aan te leggen aan de oever van een grindwinningsput met nabestemming recreatie. De put maakt echter deel uit van een Vogelrichtlijngebied en is op de Groene Hoofdstructuur aangeduid als natuurontwikkelingsgebied. Vlak in de buurt ligt een beschermd landschap met moerassige zones. Voor de aanleg van de fundering van een hotel zou een tijd bemaald moeten worden. Het recreatiegebied zou worden bereikt via een nieuw aan te leggen weg, die doorheen een dennebos is gepland. In dit voorbeeld wordt het aandachtsgebied bepaald door vier belangrijke effectgroepen ten aanzien van fauna en flora: - rustverstoring ten gevolge van water- en oeverrecreatie (zowel geluids- als visuele

verstoring). De invloedssfeer hiervan wordt bepaald door een ontsluitingskaart, door ruimtelijke aanduiding van de verschillende recreatieactiviteiten en een geluidskaart. De BWK-ecotopen worden vertaald naar b.v. twee kwetsbaarheidsklassen voor rustverstoring (zie paragraaf 6.7). Het aandachtsgebied wordt afgeleid uit een projectie van deze kwetsbaarheidskaart en de totale invloedssfeer van de rustverstoring. Daarenboven wordt bijzondere aandacht besteed aan de plas en oeverzone aangezien ze behoren tot een Vogelrichtlijngebied en een natuurontwikkelingssgebied. De beschrijving van de referentiesituatie zal rekening houden met de mogelijke relaties tussen de plas en oever enerzijds en de rest van het Vogelrichtlijngebied anderzijds (de oevers van de plas zouden b.v. een habitatplek kunnen zijn van een broedkoppel bruine kiekendieven);

- steunende op geactualiseerde en verfijnde BWK-ecotopen wordt een kwetsbaarheidskaart afgeleid voor grondwaterstandsdaling (de verfijning houdt een schaalvergroting in; een kartering zonder complexen en een toevoeging van een nieuw karteringstype 'gracht met stilstaand water'; in het dennebos zijn een aantal vijvers en stilstaande grachten aanwezig waarin mogelijk salamanders, kikkers en padden hun habitatplek hebben). Het aandachtsgebied is een projectie van de invloedssfeer van de verwachte (tijdelijke) grondwaterstandsdaling en deze kwetsbaarheidskaart. De invloedssfeer van de (tijdelijke) grondwaterstandsdaling reikt tot in het 'beschermd landschap'. Hierdoor wordt het volledige beschermde landschap mee betrokken in het aandachtsgebied. Het is mogelijk dat door de grondwaterstandsdaling habitatplekken wijzigen van bepaalde diergroepen die voorkomen in het beschermd landschap;

- steunende op dezelfde geactualiseerde BWK-ecotopenkaart wordt een algemene kwetsbaarheidskaart voor barrière-effecten afgeleid, in het bijzonder voor de zone waar de toegangsweg gepland wordt. De kwetsbaarheid geldt zowel ten aanzien van amfibieën, kleine en grote zoogdieren. Doorsnijding van kwetsbare gebieden behoort tot het aandachtsgebied;

- het geplande overstort wordt getoetst met de 'kwetsbaarheidskaart voor de inplanting van overstorten' (zie paragraaf 6.8) en een geactualiseerde en verfijnde ETW-kaart om effecten van eutrofiëring in te schatten.

De ruimtelijke afbakening van het totale aandachtsgebied van deze ingreep bestaat uit

de grootste gemene deler van deze vier gebieden. Dit uiteindelijke aandachtsgebied wordt verder getoetst op de aanwezigheid van aandachtssoorten en vervolgens grondig beschreven in de referentiesituatie. Ook de effectenanalyse en -beoordeling zal gericht zijn naar deze aandachtsgebieden. Een toetsing met (van de BWK en ETW) afgeleide kwetsbaarheidskaarten is niet altijd voldoende voor het bepalen van aandachtsgebieden omdat belangrijke basisinformatie kan

31

ontbreken, zoals horizontale landschapsecologische relaties en de aanwezigheid van fauna-elementen. Twee voorbeelden kunnen dit illustreren. 1. Een grondwaterstandsdaling wordt verwacht in een vochtige heidevegetatie van enkele

ha, dat daarvoor zeer kwetsbaar is (toetslijst BWK-ecotopen). Deze vochtige heidevegetatie maakt deel uit van het habitat van een populatie adders (waarvan de home-range weliswaar groter is dan de vochtige heide). De grondwaterstandsdaling kan als gevolg hebben dat het vochtige heidegebied evolueert naar een met struiken en bomen dichtgroeïende gedegradeerde en vergraste heide, waardoor aan de habitat-eisen (open heideterrein) van de populatie adders niet meer voldaan wordt. Het aandachtsgebied (effectgebied) moet hiervoor uitgebreid worden naar het volledige leefgebied van de adderpopulatie om het effect te kunnen analyseren en beoordelen. Een dergelijke toetsing gebeurt omdat het in dit voorbeeld gaat over een (in Vlaanderen) sterk bedreigde diersoort die behoort tot een rode lijst (zie paragraaf 3.2.4).

2. Bij de exploitatie van een geplande varkenskwekerij wordt geopteerd voor het uitrijden

van drijfmest in een landbouwgebied (graslanden). Voorheen werden deze graslanden weinig bemest. De hydrologische studie in het kader van dit MER duidt aan dat deze graslanden deel uitmaken van het infiltratiegebied van een waardevol moeras, gelegen op 500 meter van de graslanden. De graslanden op zich zijn niet kwetsbaar voor vermesting, maar worden door deze horizontale eco-hydrologische relaties wel beschouwd als 'kwetsbaar gebied'. De lokatie voor het uitrijden van de drijfmest wordt daardoor mee opgenomen als aandachtsgebied, niet om grondiger ecologisch te onderzoeken, maar als component in de effectenanalyse en -beoordeling (b.v. zoeken naar alternatieven).

Uit deze voorbeelden blijkt dat de afbakening van aandachtsgebieden kan evolueren tijdens de hele studie. In het tweede voorbeeld is een specifieke hydrologische studie noodzakelijk om na te gaan in hoeverre de lokaties voor mestuitrijding binnen een kwetsbaar infiltratiegebied liggen. Het aandachtsgebied wordt in dit geval pas in de loop van de studie duidelijk.

De methode voor de ruimtelijke vastlegging van de aandachtsgebieden werd beschreven in de paragrafen 3.2.2 en 3.2.3. De bedoeling is dat in deze aandachtsgebieden bijkomend onderzoek wordt gedaan in functie van het beschrijven van de referentiesituatie en de effectenanalyse en -beoordeling. Een eerste stap in dit bijkomende onderzoek bestaat uit een toetsing met de bestaande 'rode lijsten' van organismen in Vlaanderen (zie Bijlagen), België of Europa (cf. Habitatrichtlijn). Deze stap is een belangrijke voorbereiding voor de effectenanalyse, en levert waardevolle informatie voor de beschrijving en beoordeling van de referentiesituatie (hoofdstuk 4). De op basis van een actualisering van de BWK en ETW en door toetsing met bijzondere beschermingsgebieden vastgelegde aandachtsgebieden, worden bevestigd of extra onderstreept. Door deze toetsing met rode lijsten zal kunnen afgeleid worden welke 'aandachtssoorten' gedetailleerd onderzoek vergen voor de effectenanalyse en -beoordeling. In principe behoren alle wettelijk beschermde plante- en diersoorten tot de aandachtssoorten, maar hun huidige zeldzaamheids- en bedreigingsstatus is doorslaggevend of een soort bijzondere aandacht zal krijgen in de effectenanalyse.

3.2.4 Toetsing met Rode lijst-soorten

32

In figuur 3.1 is aangeduid welke organisme-groepen betrokken kunnen worden in deze toetsing. Twee van deze groepen vereisen gericht veldwerk: hogere planten en vogels. Van deze twee groepen kan een lijst opgesteld worden van de aanwezige soorten en de aanduiding waar ze voorkomen. Onder de vogelsoorten (avifauna) vallen alle inheemse broedvogels, overwinteraars en doortrekkers. Indien hieromtrent recente literatuur bestaat, kan deze natuurlijk gebruikt worden nà verificatie door veldwerk. Van alle overige organisme-groepen volstaan bestaande gegevens. Hiervoor kan gerefereerd worden naar bestaande databanken over verspreiding en voorkomen in Vlaanderen (zie hoofdstuk 2), maar heel wat gegevens zijn eveneens aanwezig bij natuurverenigingen of lokale natuurgroeperingen. Indien bekend is dat binnen het studiegebied soorten uit een rode lijst voorkomen, moet dit vermeld worden in de beschrijving van de referentiesituatie en, indien de ecologische kennis dit toelaat, mee beschouwd worden in de effectenanalyse- en beoordeling. Ook de ruimtelijke situering van deze rode lijst-soorten dient enkel te gebeuren indien literatuurgegevens dit toelaten. In uitzonderlijke gevallen kan in de startvergadering op AMINAL (Cel MER) gevraagd worden meer aandacht te besteden aan de facultatieve organisme-groepen. Voorbeeld: ingreep recreatiepark rond grindontginningsgebied Na literatuursonderzoek en verificatie aan de hand van veldwerk blijkt dat in het dennebos waar de aanvoerweg gepland is, een koppel haviken (zeer zeldzame broedvogel) broeden. In het moerasgebied wordt in de literatuur het voorkomen van de draadzegge vermeld. Beide soorten zijn rode lijst-soorten. De havik is bijzonder gevoelig voor verstoring en de draadzegge is zeer gevoelig voor een grondwaterstandsdaling. In dit voorbeeld zal het aandachtsgebied, na veldwerk voor verificatie van de vermelde rode-lijstsoorten (hogere planten en avifauna worden sowieso grondiger onderzocht in de aandachtsgebieden), eventueel ruimtelijk worden aangepast. Afhankelijk van de effectgroep zal binnen de uiteindelijk ruimtelijk vastgelegde aandachtsgebieden diepgaander en gericht onderzoek gebeuren voor het beschrijven van de referentiesituatie (zie hoofdstuk 4) en de analyse en beoordeling van effecten. De eventueel voorkomende rode lijst-soorten, en hogere planten en vogels krijgen daarbij bijzondere aandacht (zie hoofdstuk 4). Het is belangrijk op te merken dat deze rode lijst-soorten als aandachtssoorten worden beschouwd omwille van hun zeldzaamheid, zij het regionaal (Vlaams), landelijk (België) of Europees. Het referentiekader kan in een aantal gevallen anders benaderd worden, b.v. meer naar lokale verspreiding (en zeldzaamheid) of naar het 'belang' (waardering) voor de lokale bevolking (b.v. natuur in de stad).

Een actualisering van de BWK in het kader van een MER moet altijd gebeuren als basisinformatie voor de aanduiding van aandachtsgebieden (zie paragraaf 3.2). In veel gevallen kunnen de oorspronkelijke karteringseenheden gebruikt worden, maar voor specifieke toepassingen kan het zinvol zijn andere (nieuwe) karteringseenheden te definiëren in het kader van effectvoorspellingstechnieken. In dit geval moet gepoogd worden deze nieuwe eenheden toch te rangschikken in het BWK-basissysteem (zie paragraaf 2.2). Dit kan gebeuren door toevoeging van een codering aan een bestaande klasse. In de klasse 'stilstaande waters', aangelegde

3.3 Actualiseren van de Biologische waarderingskaart in het kader van een MER

33

zandwinningsputten (code Apo) zou een onderscheid kunnen gemaakt worden in Apou en Apol om zandputten aan te duiden die gevoed worden met gebiedsvreemd water (aanvoer van b.v. kanaalwater via grachten) of met 'autochtoon' grond- en regenwater. Nieuwe eenheden die gedefinieerd werden in het kader van een specifiek MER moeten uiteraard expliciet vermeld en duidelijk beschreven worden. Afhankelijk van de ingreep en van de te verwachten effectgroepen kan extra aandacht besteed worden aan karteringseenheden die als kwetsbaar beschouwd worden: zo verdient het aanbeveling algemene ecologische informatie, relevant voor de verdere effectenanalyse, mee te karteren. Het is alleszins zinvol om voor elke gekarteerde eenheid een soortenlijst van hogere planten te noteren of van de waargenomen diersoorten en de habitatfunctie aan te duiden , zoals b.v. drinkpoel met vegetatie van gewoon sterrekroos, moeraszegge en eieren van de groene kikker, voortplantingsgebied. Alle gekarteerde veedrinkpoelen kunnen dezelfde BWK-code krijgen (de actualisering van de BWK dient in de eerste plaats om aandachtsgebieden aan te duiden), maar de genoteerde ecologische informatie moet wel ruimtelijk genoteerd en opgeslagen worden. Naast een hogere detailleringsgraad (dan 1/25.000) is het eveneens aan te raden zo weinig mogelijk 'complexen' te karteren en alle elementen afzonderlijk ruimtelijk aan te duiden. Op die manier zijn de afgeleide kwetsbaarheidskaarten (ten behoeve van de aanduiding van aandachtsgebieden of om rechtstreeks te gebruiken in een effectenanalyse) ruimtelijk nauwkeuriger. Het afzonderlijk karteren van allerlei kleine landschapselementen (bomenrijen, hagen, holle wegen, veedrinkpoelen, kleine plassen,... let wel: sloten, grachten, beken, e.a. worden geïnventariseerd als waterloop, zie paragraaf 3.4) is wenselijk omdat kleine landschapselementen belangrijk zijn voor verbreiding van organismen of als netwerk tussen habitatplekken van bepaalde soorten, wat b.v. belangrijke ruimtelijke informatie is voor de effectvoorspelling van barrière-effecten en versnippering. Veedrinkpoelen of kleine plassen kunnen belangrijke biotopen zijn voor salamanders, kikkers en padden en zijn daardoor b.v. gevoelig voor waterstandsdaling (verdroging) of ook verzuring. Het is daarom belangrijk deze biotopen duidelijk te lokaliseren als aandachtsgebied voor verdere analyse naar mogelijke effecten van de ingreep. In de huidige BWK zijn dergelijke 'kleine landschapselementen' dikwijls als complexen gekarteerd. Dit complex, b.v. Bs+Hp+Kn+Kbq, hoeft in zijn geheel niet kwetsbaar te zijn voor b.v. verdroging (complexen kunnen dikwijls aanzienlijke oppervlakten hebben), maar de daarin aanwezige veedrinkpoelen zijn wèl gevoelig (en eventueel kwetsbaar) voor waterstandsdaling. De bomenrijen kunnen dan weer belangrijk zijn met betrekking tot barrière-effecten op bepaalde diersoorten (zie ook paragraaf 2.2.2). De actualisering van de kartering gebeurt best op schaal 1/10.000 of minder (b.v. 1/5000) in de periode april tot oktober. De informatie van de geactualiseerde (en aangepaste) BWK wordt in de MER gebruikt voor de volgende toepassingen: - als ruimtelijk toetsingsdocument (signaaldocument) voor het afbakenen van het

studiegebied en de aanduiding van de aandachtsgebieden; - als basiskartering voor de ruimtelijke afbakening en karakterisering van (potentiële)

habitatplekken voor specifieke fauna-elementen; - als basiskartering voor de verdere invulling van ecologische gegevens ten behoeve van

de effectvoorspelling en -beoordeling; - als basiskartering voor de aanduiding van groot- en kleinschalige landschapsecologische

34

relaties: - landschapsopbouw: gegevens voor de discipline landschap en mens 'ruimtelijke

aspecten'; - aanduiding ecohydrologische relaties (infiltratie - kwelgebieden) - aanduiding (potentiële) habitat van dieren met een grote actie-radius (b.v. ree,

bepaalde roofvogels,...) - als referentiebestand voor het beoordelen van het verlies van ecotoop-typen of biotopen

(effectbeoordeling).

Beken, waterlopen en rivieren (stromend water) en sloten en grachten (stromend of stilstaand) werden niet opgenomen als karteringseenheid in de BWK. Deze aquatische ecosystemen, waarvan de meeste toch gekenmerkt zijn door stromend water, hebben aparte ecologische karakteristieken en worden daarom apart behandeld. Hun biologische waarde wordt methodologisch ook op een andere manier afgeleid dan de terrestrische ecosystemen. Over deze systemen zijn trouwens in Vlaanderen heel wat ecologische gegevens bij elkaar gebracht in de 'typologie van ecologisch waardevolle waterlopen in het Vlaamse Gewest (zie paragraaf 2.3). Er wordt daarom voorgesteld om, analoog met de werkwijze met de actualisering van de BWK, ook een initiële inventarisering van deze waterlopen uit te voeren in het kader van een MER. Deze actualisatie kan dan eveneens gebruikt worden om aandachtsgebieden (kwetsbare gebieden met betrekking tot een specifieke effectgroep) aan te duiden en als basisbeschrijving voor het lokaliseren en karakteriseren van habitatplekken van aandachtssoorten (b.v. rode lijst-vissen). Deze parallelle werkwijze tussen de BWK en de ETW brengen beide ecologische gegevens daardoor netjes bij elkaar. Heel wat dieren maken zowel 'gebruik' van de beek (beschreven door ETW) als de oever (beschreven door BWK) of nabijgelegen bossen (BWK) en graslanden (BWK). Het is daarom ook belangrijk beide basisgegevens uiteindelijk te integreren naar een hoger organisatieniveau (biotopen en ecosystemen. Dit gebeurt in de beschrijving van de referentiesituatie (hoofdstuk 4). Actualisering van de ETW is noodzakelijk om een aantal redenen (zie ook paragraaf 2.3): - de studie werd uitgevoerd op het niveau Vlaanderen: veelal werden geïnventariseerde

punt-gegevens geëxtrapoleerd naar beektrajecten. Op een grootschaliger niveau, zoals dat van een projectMER moet daarom zeker de basisinformatie die gebruikt wordt om een kwaliteitsbeoordeling af te leiden, worden geverifieerd.

- heel wat kleine waterlopen, beken, sloten werden niet geïnventariseerd in de vermelde studie; wel een selectie van geklasseerde waterlopen. Vooral kleine grachten en sloten, die interessante levensgemeenschappen kunnen herbergen, werden niet opgenomen;

- de inventarisering gebeurde in de periode '89-'94 en de toestand van de waterlopen kan gewijzigd zijn;

De methodologie die gebruikt werd in deze studie kan wel goed gebruikt worden voor de actualisatie en aanvulling van ecologische gegevens van waterlopen en van stromende of

3.4 Actualiseren van de ETW in het kader van een MER

35

stilstaande grachten en sloten. Het is hierbij belangrijk het systeem hydrografisch (en globaal hydrologisch) te beschrijven en na te gaan welke sloten en grachten de bovenlopen van beken voeden of waar specifieke bronnen of kwelgebieden gelegen zijn. Doordat tegelijkertijd ecologische gegevens (zoals waterkwaliteit en fysische structuurkenmerken) mee opgenomen zouden worden, kan deze actualisatie tevens als basis dienen voor de effectvoorspelling en -beoordeling. De volgende procedure wordt voorgesteld: 1. een actualisering en gedetailleerde aanvulling van de ETW voor wat betreft de fysische

(ecologisch relevante) structuurkenmerken door een ruimtelijke inventarisering van alle grachten, sloten, beken, kanalen,... die deel uitmaken van het hydrografisch systeem. De gebruikte methodologie (zie ook paragraaf 4.3.6.2) is uitgebreid beschreven in een rapport verkrijgbaar bij AMINAL, dienst Water en Bodem (Bervoets en Schneiders 1990). De ruimtelijke inventarisering van deze structuurkenmerken bestaat minstens uit een beschrijving van: meandering, stroom-kuilen-patronen, aanwezigheid van holle oevers, aanwezigheid van vluchtmogelijkheden voor organismen (zijbeken en sloten), aanwezigheid van barrières (aard en hoogte);

2. voor beken, sloten en grachten waarvan geen inventarisering bestaat en waar de structuurkenmerken als goed of zeer goed worden beoordeeld (zie paragraaf 4.5), kan een ecologische inventarisering en evaluatie gebeuren (zeker wanneer effecten verwacht worden op de beek zoals lozingen, structuurveranderingen,...):

- bepalen van de biotische index: zie paragraaf 4.5; - aanvulling met beschrijving van de voorkomende macrofyten (waterplanten) en

vissen (zichtbare waarneming); - aanvulling met een bepaling van de chemische waterkwaliteit; 3. daarnaast kan aangegeven worden welke habitat-functies de waterlopen, grachten,

sloten, e.d. vervullen voor enkele fauna-elementen (salamanders, padden en kikkers), een aantal water- en oevervogels (b.v. ijsvogel, waterspreeuw, witgatje,...), kleine zoogdieren (bunzing, en potentieel de otter,...).

36

De beschrijving van de referentiesituatie gebeurt op basis van de beschrijving van de actuele toestand van het biotische milieu in relatie met abiotische karakteristieken. De beschrijving van de referentiesituatie doorloopt alle organisatieniveaus. Ook de beoordeling kan gebeuren op verschillende niveaus; een gebied kan gewaardeerd worden op basis van het voorkomen van soorten (b.v. door zeldzaamheid), van ecotopen en biotopen (zeldzaamheid, diversiteit, natuurlijkheid,...) of op basis van de beschrijving van het gehele landschaps-ecosysteem. Het volledige studiegebied, maar in het bijzonder de ruimtelijk vastgelegde aandachtsgebieden, maakt voorwerp uit van de referentiesituatie. De toetsingsprocedure die beschreven werd in hoofdstuk 3, is een belangrijk onderdeel van de beschrijving van de referentiesituatie. In een aantal gevallen kan een gewenste of gewijzigde situatie (in plaats van de actuele situatie) beschreven (of beter: voorspeld) worden die gebruikt wordt als referentiesituatie. Ruimtelijk kunnen deze mogelijkheden ook 'gemengd' worden. Zo kan geopteerd worden dat voor een bepaald gebied beter een gewijzigde situatie gebruikt wordt, terwijl voor de rest van het studiegebied de actuele situatie als basis dient. Voorbeelden In een gebied wordt al gedurende tien jaar grondwater gewonnen en het MER onderzocht een geplande winningsuitbreiding. In dit gebied komen (en kwamen) zeer waardevolle grondwaterafhankelijke ecotopen voor. De huidige winning heeft al negatieve effecten. In dit geval zou een gewenste situatie als referentie kunnen gebruikt worden, nl. de situatie van het biotisch milieu zonder waterwinning (de situatie van tien jaar geleden), op voorwaarde dat hiervan voldoende wetenschappelijk verifieerbare ecologische beschrijvingen bestaan. De hydrologische situatie van tien jaar geleden (zonder winning) kan gesimuleerd worden, de ruimtelijke aanduiding van ecotopen, biotopen en organismen zal dan moeten gebeuren op basis van literatuurgegevens. De huidige situatie moet natuurlijk ook beschreven worden, b.v. als alternatief (effect van de huidige winning).

Het is heel belangrijk de referentiesituatie te beschrijven in functie van de geplande situatie, dus in functie van de effectvoorspellingen. Bij het afbakenen van het studiegebied en de aandachtsgebieden werd hierop al ingegaan. Het heeft weinig zin lijsten van organismen in een MER te vermelden als bespreking van de actuele situatie (referentiesituatie) zonder na te gaan wat met deze soorten zou kunnen gebeuren. Aangezien in de effectvoorspelling verschillende organisatieniveaus gebruikt kunnen worden, dienen diezelfde niveaus besproken en gewaardeerd

4 De referentiesituatie

4.1 Inleiding

4.2 Beschrijving van de referentiesituatie

37

te worden in de referentiesituatie. Welke groepen organismen en met welke diepgang deze besproken moeten worden, wordt bepaald in de toetsing (zie hoofdstuk 3). Ook de ruimtelijke reikwijdte van de referentiesituatie, alsook de te bestuderen organismen (het studiegebied) wordt bepaald in deze toetsing. Belangrijk in de beschrijving van de referentiesituatie zijn de ecologische relaties, d.w.z. de relaties tussen levensgemeenschappen (vegetatie, diersoorten in hun habitat) en hun abiotische omgeving (water, bodem,...) als de relaties tussen de biotische componenten zelf (zoals habitatkarakteristieken van dieren: vegetatiestructuur, prooi-predator-relaties, voedselketens,...). Ook potentieel aanwezige kenmerken kunnen belangrijk zijn: in een aantal gevallen zijn ecotopen en biotopen nog niet 'gerijpt' en volop in evolutie en zijn ze potentieel zeer waardevol, gegeven die welbepaalde abiotische omstandigheden. In een aantal gevallen kan ook het beheer en grondgebruik belangrijk zijn om op te nemen in de referentiesituatie, zeker wanneer ecotopen gebonden zijn aan dit grondgebruik en wanneer verwacht wordt dat door de ingreep hierin verandering zal komen. De bespreking van de referentiesituatie doorloopt een aantal stappen: 1. Actualisering van de BWK en ETW in het volledige studiegebied (eventueel met

aangepaste karteringseenheden); 2. Aanduiding van aandachtsgebieden a. lokalisatie van kwetsbare ecotopen, steunende op de BWK-ecotopen en ETW

en op de invloedssfeer van de optredende abiotische effecten (verdroging, vernatting, vermesting, verstoring,...);

b. toetsing met beschermde gebieden en beleidskaarten; c. toetsing met rode lijst-soorten. 3. Ecologisch onderzoek van de aandachtsgebieden - vegetatiekartering in functie van optredende effectgroepen, ecologische

karakterisering van vegetatietypen (standplaatsfactoren, ecohydrologie,...: zie hoofdstuk 6);

- inventarisering van vogels en hun habitatkarakteristieken van rode-lijst-vogelsoorten;

- facultatief: aanduiding van overige rode lijst-soorten 4. Synthese en beoordeling van de referentiesituatie.

In dit hoofdstuk wordt een overzicht gegevens van de plant- en diergroepen die kunnen besproken worden en op welk organisatieniveau de benadering (en beoordeling) kan gebeuren. De keuze ervan werd bepaald in hoofdstuk 3.

4.3 De te bespreken groepen

4.3.1 Algemeen

38

Een aantal groepen organismen wordt in nagenoeg alle MER'en buiten beschouwing gelaten, zij het omdat te weinig bekend is over de ecologie van deze soorten, zij het omdat de determinatie ervan zeer moeilijk is, waardoor meestal ook weinig gekend is over hun verspreiding. Voorbeelden van deze groepen zijn bacteriën, nematoden, springstaarten, slakken, alle wieren, korstmossen,... Een aantal andere groepen organismen zijn facultatief en moeten enkel besproken worden indien hun aanwezigheid gekend is in het studiegebied, en indien ze behoren tot een rode lijst, zoals een aantal insektengroepen (libellen, sprinkhanen, dagvlinders, spinnen, mossen, zwammen,...: zie figuur 3.1). Indien deze organismen vermeld worden in de referen-tiesituatie, moet ook een uitspraak gedaan worden van wat er met de populatie of soort zal gebeuren in de geplande situatie.

In de beschrijving van de refentiesituatie moet rekening gehouden worden met een aantal wettelijke bepalingen en internationale conventies. Deze zijn van belang, niet alleen om hun wettelijke basis, maar evengoed in de beoordeling van de referentiesituatie en de mogelijke effecten. Deze bepalingen en afspraken draaien vooral rond de bescherming van plant- en diersoorten, maar evengoed rond de bescherming van de leefomgeving (habitat) van organismen. Deze lijst is dezelfde als deze die gebruikt werd als toetslijst voor de vastlegging van aandachtsgebieden (zie paragraaf 3.2.4). Het is belangrijk wettelijke beschermingen aan te duiden door middel van kaartmateriaal, maar evengoed steunende op het onderzoek naar voorkomende planten en dieren in het studiegebied (en in het bijzonder de aandachtsgebieden). De wet op het natuurbehoud beschermt een aantal planten en dieren in België. Deze kan best getoetst worden met de verkregen informatie. Een lijst van soorten en hun beschermingsstatus is terug te vinden in E. De Pue, L. Lavrijsen en P. Stryckers, 1994 (Milieuzakboekje).

4.3.3.1. Flora Met flora wordt het geheel bedoeld van de in een gebied voorkomende hogere planten (soorten, ondersoorten en ecotypen). De term flora dekt louter het voorkomen van de taxa op zich en houdt geen rekening met het al dan niet samen voorkomen van soorten en de invloed van soorten op elkaar. Er moet onderscheid gemaakt worden in twee gebieden: het volledige studiegebied en de aandachtsgebieden. De beschrijving van de flora van een studiegebied bestaat in essentie uit een lijst van alle soorten en eventuele ondersoorten die in het studiegebied voorkomen. Deze lijst kan gevoegd worden in de bijlage van het MER. Essentiëler is het opstellen van de flora van de aandachtsgebieden, zeker wanneer effecten verwacht worden op de vegetatie (door b.v. ruimtebeslag, bodemverstoring, grondwaterstandsdaling,...). Het opstellen van een lijst met voorkomende plantesoorten loopt in feite samen met het beschrijven van de vegetatie (zie paragraaf 4.3.3.3). De naamgeving dient eenduidig te gebeuren en geactualiseerd te zijn : de naamgeving die in de laatste herziene druk van de 'Flora van België' (De Langhe e.a., 1988) wordt gebruikt moet gevolgd worden . Deze naamgeving (Latijnse en Nederlandse) is opgenomen in Bijlage I.

4.3.2 Wettelijke bepalingen en internationale conventies

4.3.3 Flora en vegetatie

39

De flora kan beoordeeld worden in termen van zeldzaamheid. De klasse-indeling die hierbij gevolgd kan worden is deze van de standaardlijst van de 'Flora van Vlaanderen'. Deze lijst wordt opgesteld door het Instituut voor Natuurbehoud en is momenteel nog in voorbereiding, maar wordt binnenkort gepubliceerd. Er bestaat een voorlopige standaardlijst (Bijlage I). Aan de hand van de verdeling van de taxa over de diverse zeldzaamheidsklassen kan een uitspraak gedaan worden over de zeldzaamheid van de flora. De lijst bevat 10 klassen (rekenkundige klassenindeling). Klassen 1 en 2 kunnen samen genomen worden onder de noemer zeldzaam, klassen 3 en 4 onder tamelijk zeldzaam, klassen 5 en 6 onder minder algemeen, en de klassen 7, 8, 9 en 10 onder algemeen. Een deel van de Belgische flora is wettelijk beschermd (K.B. 1976). Deze bescherming geldt voor een aantal families en expliciet vermelde soorten. Er zijn verschillende vormen van bescherming (volledig beschermd of enkel ondergrondse delen beschermd: zie De Pue et al., 1994). 4.3.3.2 Ecologisch karakterisering Een ecologische karakterisering bestaat uit de bespreking van de voorkeur van de individuele taxa voor specifieke milieu-omstandigheden. Ook deze bespreking hangt nauw samen met de ecologische beschrijving van de vegetatie (zie paragraaf 4.3.3.2). Hulpmiddelen hierbij zijn de indicatorwaarden van Ellenberg (1991) en Londo (1988) en de indeling in socio-ecologische groepen van Stieperaere en Fransen (1982), Cosyns et al. (1993), weergegeven in Bijlage I, en de Ecologische Flora van Weeda (1993). Hierbij dienen echter enkele belangrijke opmerkingen gemaakt te worden omtrent het gebruik en de interpretatie van deze indicatiewaarden :

de indicatiewaarden van Ellenberg werden oorspronkelijk opgesteld voor Midden-Europa. Een zelfde plantesoort kan in een ander klimaatsgebied een belangrijk verschillende milieuvoorkeur vertonen. Door de toepassing van deze indicatorwaarden op de Vlaamse flora is er per definitie niet evident. Het Instituut voor Natuurbehoud beschikt over een Standaardflora-lijst waarin aangepaste indicatiegetallen (Vlaamse Ellenberg-indicatorgetallen) opgenomen werden. De indicatorwaarden van Londo (enkel t.o.v. de grondwaterafhankelijkheid) werden opgesteld voor Nederland en zijn in principe ook bruikbaar voor Vlaanderen maar moeten met de nodige voorzichtigheid gebruikt worden;

het is bij de meeste soorten vrijwel onmogelijk om exacte indicatorwaarden op te stellen, omdat de waarde die een soort inneemt t.o.v. een bepaalde milieu-variabele in ruime mate afhankelijk is van de invloed (vooral de concurrentie) van de andere soorten die op dezelfde plek voorkomen, dus van de gemeenschap waarin de betreffende soort voorkomt.

Vrij nauwkeurige indicatiewaarden zouden wel kunnen berekend worden voor een

bepaalde soort in een bepaald vegetatietype, of voor het vegetatietype op zich. Op dit punt echter is de stand van het wetenschappelijk onderzoek achter op de reeds bestaande theoretische inzichten. Voor elke soort zou ook berekend kunnen worden

40

binnen welke randvoorwaarden van de diverse milieu-variabelen ze kunnen voorkomen. Soorten met een smalle amplitude kunnen hierbij beschouwd worden als kritische taxa. Een dergelijk werkwijze werd reeds in Nederland toegepast in de ontwikkeling van het vegetatie-stress-model MOVE (Latour & Reiling, 1993) dat in het kort besproken wordt in paragraaf 6.2. Een wezenlijke verbetering van indicatiewaarden met direct gemeten standplaatsomstandigheden werd echter nog niet voltooid (zie ook Runhaar, Witte & Jongman, 1994);

zowel de indicatorwaarden van Londo als die van Ellenberg hebben een andere belangrijke tekortkoming gemeen : beide werden hoofdzakelijk opgesteld aan de hand van (een weliswaar ruime) veldervaring, maar werden nauwelijks of niet getoetst aan gemeten waarden van de betreffende abiotische milieufactor (zeker niet in Vlaanderen).

Het gebruik van indicatorgetallen dient dan ook met het nodige voorbehoud te gebeuren. Extreme klassewaarden van beide systemen kunnen b.v. gebruikt worden voor een ecologische karakterisering van de flora. De betreffende taxa kunnen kritische taxa genoemd worden. Taxa die kritisch zijn t.o.v. eenzelfde milieufactor vormen een kritische groep. In functie van het afbake-nen van deze kritische groepen worden in de meeste gevallen de 2 of 3 meest extreme klassen van de indicatorsystemen samen gevoegd. Tabel 4.1. geeft een overzicht van de onderscheiden kritische groepen.

41

Tabel 4.1. Overzicht van de kritische groepen (planten).

kritische groep indicatiesymbool of -waarde

auteur

hydrofyten of waterplanten H Londo

obligate freatofyten W & F Londo

niet-obligate freatofyten f Londo

Duinfreatofyten a Londo

heliofyten of zonneplanten L 8-9 Ellenberg

sciofyten of schaduwplanten L 1-3 Ellenberg

warmte-planten T 7-9 Ellenberg

koude-planten T 1-3 Ellenberg

xerofyten of droogteplanten F 1-3 Ellenberg

acidofyten R 1-3 Ellenberg

Calcifyten R 8-9 Ellenberg

soorten van stikstofarme standplaatsen

N 1-3 Ellenberg

soorten van stikstofrijke milieus N 7-9 Ellenberg

obligate halofyten S III Ellenberg

facultatieve halofyten of halotoleranten S I-II Ellenberg

soorten met matige resistentie voor zware metalen

z Ellenberg

soorten met uitgesproken resistentie voor zware metalen Z Ellenberg

De ecologische karakterisering van de flora dient in functie te gebeuren van de te verwachten effecten en dient dus geenszins altijd de volledige lijst van kritische taxa te omvatten. Een voorbeeld hiervan wordt gegeven in tabel 4.2.

42

Tabel 4.2. Voorbeeld van de ecologische karakterisering van een duingebied, in functie van te verwachten effecten op het grondwaterpeil, op het vlak van de verzilting en op het vlak van rechtstreekse ecotoopvernietiging van xerofiele duin-vegetaties.

totaal

aantal soor-ten

aantal zeldz. s-oorten

Aan-tal vrij zz. soor-ten

% van tot. aant. soor-ten (kolom 1 t.o.v. 416)

% van tot. aant. zz. spp. (kolom 2 t.o.v. 155)

% zz. + vrij zz. soorten (kolom-men 3+4 t.o.v. kolom 1)

hogere planten

416 155 51 48%

zeldzame spp. (zz-klassen 1-2)

155 37%

vrij zeldz. spp. (zz-klassen 3-4)

51 12%

freatofyten (grondw.indic.W,F,f en a)

85 46 20 20% 30% 78%

obligate halofyten + halotoleranten (S I - III)

55 34 4 13% 22% 69%

calcifyten (R 8-9)

52 25 11 12% 16% 69%

acidofyten (R 1-3)

33 14 6 8% 9% 61%

xerofyten (F 1-3)

102 44 12 24% 27% 55%

In dit voorbeeld werden de rekenkundige zeldzaamheidsklassen van de oudere indeling volgens Stieperaere & Fransen (1982) gebruikt. Hierbij werden de klassen 1 en 2 samengenomen onder de noemer 'zeldzame soorten' en de klassen 2 en 3 onder de noemer 'tamelijk zeldzame soorten'. Er worden in de tabel 5 kritische groepen vermeld. In theorie hadden de obligate halofyten en de halotoleranten gescheiden kunnen worden, evenals de obligate en de facultatieve freatofyten. Dit was hier in functie van de effectvoorspelling niet nodig. Opvallend in dit voorbeeld is verder, dat de kritische taxa meer dan de helft van het totaal aantal soorten uitmaken en dat ongeveer twee derden van de kritische taxa zeldzaam of vrij zeldzaam zijn. Er is dus een hoge correlatie tussen de voorkeur voor extreme milieu-omstandigheden en een hoge zeldzaamheidsgraad. Ten slotte dient nog opgemerkt dat er veelal een overlapping is tussen de kritische groepen; d.w.z. dat diverse soorten freatofyt/acidofyt zijn, freatofyt/calcifyt, xerofyt/acidofyt of halotolerant/freatofyt. Dit maakt dat men op grond van de tabel tot de verkeerde conclusie zou kunnen komen dat 77 %

43

van het totaal aantal soorten tot de kritische taxa gerekend kan worden i.p.v. ongeveer de helft. Dit maakt tevens dat b.v. het totaal aantal zeldzame soorten (155) niet gelijk is aan de som van de zeldzame soorten per onderscheiden kritische groep (163). 4.3.3.3 De vegetatie De vegetatie is de plantengroei zoals ze waargenomen wordt : een samenstelling van meerdere taxa (soorten, ondersoorten en ecotypen) op een bepaalde standplaats, in min of meer bepaalde verhoudingen. Van plaats tot plaats verschillen zowel de samenstelling als de onderlinge verhoudingen in mindere of meerdere mate. Het begrip flora houdt een abstractie in van de werkelijkheid. De vegetatie daarentegen is zeer concreet qua inhoud. De vegetatie wordt beschreven aan de hand van vegetatietypen. Een vegetatietype is een abstract gegeven, gebaseerd op in het veld waarneembare vegetatie-eenheden die relatief homogeen zijn qua samenstelling, onderlinge verhoudingen en qua abiotische standplaats-factoren. Er kan evengoed gesproken worden van een ecotopen-typologie, waarbij bij het begrip ecotoop eveneens abiotische standplaatsfactoren worden opgenomen. Een globale beschrijving van afgebakende vegetatietypen (ecotopen) volstaat voor het volledige studiegebied en gebeurt in het kader van de actualisatie van de BWK en de ETW (voor de beschrijving van waterplantenvegetaties); het toevoegen van een syntaxonomische naamgeving aan die typen heeft weinig zin : er bestaat immers geen fytosociologisch referentiesysteem dat algemeen toepasbaar is voor Vlaanderen. Er dient onderscheid gemaakt te worden tussen het studiegebied, waarvoor een globale ecotopenbeschrijving gemaakt moet worden en de specifieke aandachtsgebieden (voor vegetatie: zie par. 4.2) waar een gedetailleerde vegetatiekaart voor nodig is. Een dergelijke vegetatiekaart gebeurt door vegetatiekundig onderzoek waarin veldwerk een belangrijke rol speelt. De doelstelling van het vegetatiekundig onderzoek is het opstellen van een vegetatie-typologie die aangepast is aan de behoefte van het betreffende MER d.w.z. aan de te verwachten effectengroepen. In sommige gevallen zal een globale vegetatiebeschrijving volstaan, in andere gevallen zal een gedetailleerde gebiedsbedekkende kartering noodzakelijk zijn. Dit moet per MER bekeken worden. Rekening houdend met de beschikbare effectvoorspellingsmethoden en de wijze waarop effecten op de vegetatie beoordeeld zullen worden, zal het veldwerk toegespitst worden op een actualisering van vegetatietypen (ruimtelijk gesitueerd) door soortenlijsten (beperkte vegetatieopnamen) op te stellen per vegetatietype. De werkwijze is weergegeven in figuur 4.1. Interpretatie van recente luchtfoto's kan een belangrijke hulpmiddel zijn bij het opstellen van deze kaarten om de verschillende voorkomende vegetatietypen ruimtelijk te situeren. Technieken van luchtfoto-interpretatie kunnen hierbij helpen. Het is daarnaast belangrijk, afhankelijk van de te verwachten effectgroepen om een ecologische karakterisering te geven van de voorkomende vegetaties. Voorbeeld: vegetatiekartering ten behoeve van grondwaterstandsdaling Door een ingreep wordt een grondwaterstandsdaling verwacht. De initiële

44

kwetsbaarheidsanalyse op basis van een geactualiseerde BWK-ecotopen duidt een aantal (zeer) kwetsbare ecotopen aan binnen de invloedssfeer van de gesimuleerde waterstandsdaling. Daarenboven komen in het studiegebied een aantal rode lijst-planten voor die sterk grondwater-afhankelijk zijn (zgn. freatofieten). Binnen deze aandachtsgebieden wordt een vegetatiekaart opgesteld en voor elk vegetatietype ruimtelijk een lijst met plantensoorten genoteerd (zonder kwantitatieve aanduiding). Hiervoor worden de oorspronkelijke BWK-ecotopen hiervoor aangepast en verder opgesplitst door gebruik te maken van een luchtfoto (schaal 1/5000). Voor de effectgroep 'verdroging' (zie paragraaf 6.4) wordt gekozen om de effecten uit te drukken in de verdwijnkans van plantesoorten (gewijzigd WAFLO-model), eventueel gewogen met de oppervlakte van het ecotoop waarin de soort voorkomt. Het hydrologisch onderzoek simuleert ruimtelijk de huidige waterstanden voor elk vegetatietype. Deze zijn noodzakelijk als invoer voor het WAFLO-model. Bodemkarakteristieken zijn niet nodig en b.v. de bodemgesteldheid van deze vegetatietypen wordt daarom ook niet besproken en onderzocht (althans niet ten behoeve van de discipline fauna en flora) in het MER.

4.3.3.4 Ecologische karakterisering van de vegetatie In theorie is het mogelijk om per vegetatietype indicatiewaarden te bepalen of om indicatorwaarden te bepalen van een aantal soorten in relatie tot een bepaald vegetatietype. Dergelijke integrale indicatiewaarden zouden over het algemeen veel nauwkeuriger zijn dan indicatiewaarden voor soorten op zich (Stortelder en Schipper, 1991). Het nodige referentiekader hiervoor (een vegetatietypologie voor Vlaanderen) ontbreekt echter, evenals ondersteunend veldonderzoek. De vegetatietypen kunnen wel gekarakteriseerd worden aan de hand van de waarnemingen van de abiotische milieufactoren die o.a. in het kader van het MER (als onderdeel van de effectvoorspelling) zijn gebeurd (de standplaatsfactoren). De belangrijkste parameters hierbij zijn het bodemtype, de hydrologische kenmerken (grondwaterstand en -fluctuaties, kwel- of inzijgings-verschijnselen) en de ionensamenstelling van het bodemwater. Van belang hierbij zijn ook de kritische taxa en hun relatieve aandeel in de respectievelijke vegetatietypen. De ecologische karakterisering kan in de beschrijving van de vegetatietypen opgenomen worden of kan het onderwerp van een afzonderlijk hoofdstuk uitmaken. 4.3.3.5. Vegetaties van met mossen en korstmossen In uitzonderlijke gevallen kan het noodzakelijk zijn om vegetaties van bladmossen, levermossen en/of lichenen te beschrijven, namelijk in die gevallen waarin vertegenwoordigers van deze groepen dominant en/of aspectbepalend zijn, indien het gaat om rode-lijst soorten en soorten waarop effecten verwacht worden. Het op naam brengen van mossen en kortsmossen vereist specialisatie. Het is voldoende bestaande gegevens over de aanwezigheid van mossen in aan-dachtsgebieden op te geven. Over de ecologie (standplaatsfactoren) van mossen is veel bekend. Mossen zijn dikwijls zeer indicatief voor een specifiek milieu. Er bestaan ook Ellenberg-indicatiewaarden voor enkele mossoorten (Ellenberg, 1993) die gebruikt kunnen worden in de ecologische karakterisering en effectvoorspelling.

45

Korstmossen zijn zeer indicatief voor luchtverontreiniging maar relatief moeilijk te inventariseren en op naam te brengen. In een aantal specifieke gevallen kan in de startvergadering toch geopteerd worden om een onderzoek van korstmossen op te nemen in de referentiesituatie en effectbeoordeling.

De bespreking van de huidige toestand van het studiegebied t.a.v. de avifauna omvat de volgende onderdelen : - een inventaris van de soorten op basis van literatuurgegevens van het volledige

studiegebied; - een volledige inventaris op basis van veldwerk en geverifieerde literatuur van de

bijzondere aandachtsgebieden (zie hoofdstuk 3); - een ruimtelijke aanduiding van de habitatplekken aan de hand van veldwerk indien in

deze aandachtsgebieden 'rode lijst'-soorten voorkomen (zij Bijlage VI). Wegens het feit dat van jaar tot jaar het aantal soorten sterk kan fluctueren evenals de aantallen per soort, is het zeer interessant om over gegevens te beschikken van meerdere jaren (b.v. de laatste vijf jaar). Hiervoor is men aangewezen op publikaties en op niet gepubliceerde informatie van onderzoeksinstituten, natuurverenigingen en particulieren. Vooral bij leden van natuur-verenigingen (JNM, Wielewaal, Omer Wattez-stichting, ...) ligt vaak veel informatie opgeslagen in notitieboeken en niet gepubliceerde soortenlijsten. De informatie is echter vaak niet onmiddellijk beschikbaar en bovendien dient men ze steeds te controleren op betrouwbaarheid. Het is dan ook van belang om als deskundige fauna en flora contacten te onderhouden met de natuurvereni-gingen en onderzoeksinstituten en om deze ook daadwerkelijk te contacteren. Het is ook belangrijk dat de overheid deze verenigingen en instituten stimuleert om de bestaande informatie samen te bundelen, eventueel te publiceren en ter beschikking te stellen. Het Instituut voor Natuurbehoud beschikt vanaf eind 1995 over een broedvogel-databank en watervogel-databank van Vlaanderen. Indien niet voldoende literatuurgegevens beschikbaar zijn, dient de inventarisering aangevuld te worden door middel van veldwerk. Het tijdstip waarop dit uitgevoerd dient te worden is deels afhankelijk van de aard van het studiegebied, deels ook van de periode van het jaar waarin effecten verwacht kunnen worden. Over het algemeen is de aangewezen periode het broedsei-zoen (tussen 01 maart en 15 juli). Een inventarisering tijdens het broedseizoen omvat broedvo-gels en niet-broedvogels. Heeft het gebied belangrijke functies als overwinteringsgebied, dan is een bijkomende inventarisering noodzakelijk in de winter. Worden er daarentegen enkel effecten tijdens het broedseizoen of tijdens de winter verwacht, dan volstaat een inventarisering tijdens de hiermee overeenstemmende periode. De inventarisering van de broedvogels kan gepaard gaan met een kartering van de broed-territoria, indien dit nuttig is in functie van de effectvoorspelling (dit geldt vooral voor de aandachtssoorten). Meestal zijn 4 tot 7 bezoekrondes noodzakelijk voor een redelijk volledige lijst

4.3.4 De avifauna

46

van voorkomende broedvogels. Goede en zeer bruikbare handleidingen voor vogel-inventarisering zijn beschreven in van Dijk (1993) en Hustings et al. 1985. Ook de handleiding 'Project Bijzondere Broedvogels Vlaanderen (uitgave 1994 van de Vlaamse Avifauna Commissie en het Instituut voor Natuurbehoud) is bijzonder praktisch. Een lijst van inventarisatieperiode is weergegeven in Bijlage VII. Het onderbrengen in zeldzaamheidsklassen kan afzonderlijk gebeuren voor broedvogels en niet-broedvogels. Hiervoor kan van de volgende publikaties gebruik gemaakt worden : Lippens & Wille, 1972; Devillers e.a., 1988. Tevens dient nagegaan te worden wat het aandeel is van de in de inventaris opgenomen populaties t.o.v. de totale populatie in internationaal verband. Dit kan van belang zijn voor zowel een aantal broedvogels als voor wintergasten. De ecologische karakterisering kan gebeuren aan de hand van een combinatie van twee factoren :

de tijd van het jaar waarin het studiegebied door de respectievelijke soorten bezocht of bewoond wordt. Op basis hiervan kunnen een aantal ecologische groepen onder-scheiden worden :

- standvogels; - zomergasten/broedvogels; - wintergasten; - andere tijdelijke gasten (doortrekkers, onregelmatige gasten, dwaalgasten,

jaargasten);

de functie die het studiegebied (of beter : de ecotopen die deel uitmaken van het studiegebied) vervult voor de aandachtssoorten. De belangrijkste functies zijn :

- broedplaats; - foerageerareaal; - rust en/of slaapplaats; - schuilplaats; - ruiplaats; - overwinteringsplaats. Per soort kan aangegeven worden welke ecotopen voor welke functie instaan voor die

soort (een voorbeeld is weergegeven in figuur 4.2). Ook hieruit kan een indeling in ecologische groepen voortvloeien.

Welke ecologische groepen er in de bespreking dienen onderscheiden te worden hangt af van de te verwachten effecten. In een beschrijving van de ecologische groepen dienen ook steeds de relevante relaties opgenomen te worden van de soorten tot hun omgevingsfactoren. Voorbeeld : De volgende effectengroepen worden verwacht:

rechtstreekse ecotoopvernietiging van een aantal struwelen en houtkanten; effecten ten gevolge van een permanente waterstandsdaling (er bevindt zich

47

een vijver in het studiegebied); geluidsoverlast (tijdelijk) tijdens de winter.

De volgende ecologische groepen worden in functie van de effectvoorspelling onderscheiden:

wintergasten; broedvogels van houtkanten; broedvogels van struwelen; broedvogels van oevers en rietkragen; soorten die foerageren op de vijver; soorten die overnachten op de vijver.

Een broedvogelkartering van struwelen, houtkanten en vijveroevers is in dit geval noodzakelijk. Aan de hand van gegevens van meerdere jaren kan een bijkomende karakterisering van de soorten gebeuren op basis van de regelmaat waarmee ze in het gebied broeden, respectievelijk het gebied frequenteren (b.v. talrijke broedvogel, zeldzame dwaalgast,...). De indeling in ecologische soortengroepen staat ook in functie van de ecotooptypologie (op basis van de vegetatietypologie). In deze typologie worden namelijk o.a. ook de avifaunagegevens verwerkt : voor elk vegetatietype wordt aangeduid voor welke vogels ze een habitat-plek vormen. Hierbij wordt ook aangeduid welke functie het betreffende vegetatietype vervult t.o.v. de respectievelijke soorten. In het geval van een grootschalig studiegebied, kan de gedetailleerde inventarisering beperkt blijven tot zogenaamde signaalecotopen. Dit zijn ecotopen waarvan gekend is, of waarvan op basis van milieukarakteristieken verwacht kan worden, dat ze een rijke of zeldzame avifauna herbergen. In verband met de avifauna bestaan er twee belangrijke internationale beschermingsstatuten, nl. die gebieden die beschermd moeten worden volgen de EG-vogelrichtlijn (79/409/EEG) van 02 april 1979 en deze die een internationale erkenning genieten ten gevolge van de conventie van Ramsar van 19 maart 1975. Indien een studiegebied geheel of gedeeltelijk in één van deze gebieden ligt, dient dit expliciet vermeld te worden en dient een hoge significantiegraad aan de effecten op het vlak van de avifauna toegekend te worden.

Indien er recente inventarisatiegegevens beschikbaar zijn, moeten deze in het MER besproken worden. De bespreking gebeurt analoog aan deze voor de avifauna : er volgt een karakterisering aan de hand van de zeldzaamheid en een ecologische karakterisering. Tevens dient aangeduid of de totale populatie in Vlaanderen stabiel blijft, in aantal afneemt of toeneemt. Hiervoor zal men zich noodgedwongen moeten wenden tot buitenlandse literatuur, daar er wat betreft Vlaanderen op dit ogenblik weinig beschikbare gegevens over de meeste soorten voorhanden zijn, met uitzondering van zeer zeldzame soorten als b.v. das. In het geval van zoogdieren gaat het in de regel om een beperkt aantal soorten, waarvan de habitateisen over

4.3.5 Zoogdieren

48

het algemeen goed gekend zijn. De ecologische karakterisering kan dus vrij nauwkeurig gebeuren. Indien er geen recente gegevens bestaan, dient deze leemte niet ingevuld te worden door middel van inventarisaties, tenzij dit in de startnota gevraagd wordt. Deze worden immers niet praktisch uitvoerbaar geacht in het kader van een MER-studie. Voor de effectvoorspelling (hoofdstuk 6) zal in veel gevallen gebruik worden gemaakt van kwetsbaarheidskaarten (b.v. barrière-effecten, maar ook verstoring). De ecotopentypologie wordt dan gebruikt als basis, waarbij verondersteld wordt dat in bepaalde ecotopen specieke (zoog)diergroepen aanwezig zijn (steunende op gekende habitat-eisen van deze soorten). Zo kunnen b.v. volgende soorten gekozen worden : egel, bunzing, hermelijn, wezel, otter, das, vos, ree en één of enkele vleermuizesoorten. Het gaat om soorten van dewelke de habitateisen en de levensgewoonten goed gekend zijn zodat ook een uitspraak kan gedaan worden over de ecologische infrastructuur die nodig is voor hun verspreiding. De literatuur aangaande ecologische infrastructuur is nog beperkt, maar er is wel kennis omtrent leefgewoonten, migraties en migratierouten, waaruit de ecologische infrastructuur kan afgeleid worden. Hierbij dienen de bestaande landschapselementen en hun onderling verband in het studiegebied en omgeving geëvalueerd te worden op hun waarde als habitat en als ecologische infrastructuur voor de gekozen soorten. De omgeving moet ruim genoeg beschouwd worden, zodat kan rekening gehouden worden met het meta-populatieconcept. De reeds besproken ecotopen-typologie kan de basis vormen voor de bepaling van habitatkarakteristieken. Welke soorten er gekozen worden hangt af van de aard en de lokalisatie van het studiegebied. Voorbeelden :

een studiegebied dat gesitueerd is binnen een gebied met veel oppervlaktewater (zoals het IJzerbekken), dient geëvalueerd aan de hand van de potenties t.o.v. de otter;

een bosrijk gebied kan b.v. aan de hand van het voorkomen van het ree en de rosse vleermuis geëvalueerd worden;

landschappen met een sterk landbouwkundig karakter kunnen b.v. geëvalueerd worden aan de hand van het voorkomen van egel, bunzing, das;

voor heidegebieden kan b.v. de vos gekozen worden.

Indien er recente inventarisatiegegevens beschikbaar zijn over het voorkomen van amfibieën in het studiegebied en zijn omgeving, dienen deze besproken te worden in het MER. Daar het slechts om een tiental soorten gaat die in Vlaanderen kunnen voorkomen, kan er per soort een ecologische karakterisering gebeuren en een bespreking van de zeldzaamheid. Het is belangrijk om het voorkomen van amfibieën te bespreken in een voldoende ruim landschappelijk organisatieniveau: (landschaps)ecosysteem, omdat vrijwel alle soorten van deze groep gebruik maken van ruimtelijk gescheiden deelhabitats : overwinteringsplaats, voortplan-tingsplaats en zomerverblijf liggen vaak een eind van elkaar weg. De landschapselementen die functioneel zijn t.o.v. de migratie en die deel uit maken van de migratierouten tussen deze habitat-plekken, worden als ecologische infrastructuur opgevat.

4.3.6 Amfibieën en reptielen

49

Er kan uitgegaan worden van de stelling dat amfibieën in ons cultuurlandschap in afzonderlijke subpopulaties voorkomen, die tezamen metapopulaties vormen (Dupae, 1989). Een subpopulatie wordt hier opgevat als de verzameling van alle individuen van één soort die voor hun voortplan-ting gebruik maken van dezelfde voortplantingsplaats, maar van verschillende zomer- of winterverblijfplaatsen. Rekening houdend met deze inzichten kunnen we stellen dat een gebied optimale potenties kan bieden t.o.v. een soort als aan een aantal voorwaarden is voldaan (naar Dupae, 1989) :

op het niveau van de subpopulatie : - de habitat-plekken met verschillende functie (overwintering, zomerverblijf en

voortplantingsplaats), liggen op een onderlinge afstand die gemakkelijk te overbruggen is voor de individuen;

- er mogen geen barrières voorkomen tussen deze habitat-plekken. De ecologische infrastructuur moet optimaal zijn;

- de kwaliteit van deze habitat-plekken moet hoog zijn en de oppervlakte moet groot zijn.

op het niveau van de metapopulatie :

- de afstand tussen de habitat-plekken die subpopulaties kunnen herbergen moet overbrugbaar zijn voor de individuen;

- er moeten meerdere dispersiebanen tussen de habitat-plekken van deze respectievelijke subpopulaties bestaan;

- het gebied moet een metapopulatie met een voldoende groot aantal subpopulaties kunnen herbergen.

Indien er geen recente inventarisatiegegevens beschikbaar zijn, moeten deze in het kader van de MER-studie niet verzameld worden, tenzij hiervoor in de startvergadering werd gevraagd. In dit geval moet tijd voorzien worden om het amfibieënbestand te inventariseren. In functie van het vaststellen van de potenties van studiegebied en omgeving t.o.v. de amfibieën, moet er slechts met een gering aantal soorten rekening gehouden worden die in Vlaanderen kunnen voorkomen. De eisen die deze soorten stellen aan habitat en ecologische infrastructuur vertonen meer overeenkomsten dan verschillen. Daarom kan als werkhypothese gesteld worden dat men aan de hand van enkele algemene kenmerken van studiegebied en omgeving de potenties t.o.v. amfibieën in het algemeen kan beschrijven. Deze potenties kunnen beoordeeld worden als hoog, middelmatig of laag. De criteria om een studiegebied in een van deze drie klassen onder te brengen kunnen afgeleid worden uit de reeds eerder vermelde voorwaarden waaraan een gebied moet voldoen om als optimaal biotoop voor amfibieën te fungeren. De hierna volgende criteria moeten als werkhypo-these beschouwd worden.

hoog : het studiegebied maakt deel uit van een gunstig biotoop, namelijk een gebied met drie of meer paaiplaatsen binnen een straal van 2 km. De kwaliteit van de paaiplaatsen is goed : permanente poelen, vijvers of zwakstromende brede grachten of beken met

50

hoofdzakelijk zachthellende oevers, een geringe diepte, geringe overschaduwing, meso- tot eutroof water, pH > 4.5, hoog zuurstof-gehalte, de afwezigheid van vissen en de aanwezigheid van waterplanten.

Er zijn meerdere geschikte zomerverblijfplaatsen (grasland, ruigten, lichtbemest

akkerland, tuinbouwgrond en opgaande begroeiingen) in de onmiddellijke omgeving van de poelen, evenals geschikte overwinteringsplaatsen (ondiepe oppervlaktewaters en plaatsen op het land met een strooisellaag of liggend dood hout).

Er bevinden zich geen barrières op de routes tussen de potentiële habitat-plekken, maar

wel een gunstige ecologische infrastructuur (grachten, houtkanten, grasland, verruigde akkerlanden, ...).

middelmatig : het studiegebied maakt deel uit van een gebied waarin de deelhabitats alle voorkomen, maar in mindere mate dan hierboven vermeld, en/of minder qua kwaliteit. Ook de aanwezigheid van meerdere barrières (muren, drukke of brede wegen, grote aaneengesloten percelen, zwaar bemest akkerland, ...) kan een argument zijn om een gebied als middelmatig te beoordelen.

laag : het studiegebied maakt deel uit van een gebied waarin bepaalde typen van deelhabitats niet voorkomen of waar deze ruimtelijk van elkaar gescheiden zijn wat betreft migratie- en dispersiemogelijkheden voor amfibieën.

Deze evaluatie kan gebeuren aan de hand van recent kaartmateriaal, zoals b.v. de opgestelde ecotopen-typologie of gedetailleerde kaarten van de aandachtsgebieden. Een dergelijke evaluatie is onvermijdelijk erg globaliserend van karakter en kan al naar gelang van de situatie een kleinere of grotere fout inhouden t.o.v. de werkelijke potenties van één of meerdere soorten, wegens de onderlinge verschillen t.a.v. hun respectievelijke habitateisen. Tevens bestaat er nog onvoldoende auto-ecologische kennis van de meeste soorten op het vlak van één of meerdere aspecten van hun habitatvoorkeur.

Alhoewel het om een zeer heterogene groep gaat op systematisch vlak kunnen vissen en aquatische macro-invertebraten om praktische redenen samen behandeld worden : ze vormen samen met de waterplanten vrij nauwkeurig afgebakende en goed gekende levensgemeensch-appen, waar een uitgebreide literatuur over bestaat. Wegens de essentiële ecologische verschillen tussen stilstaand en stromend water dienen deze beide soorten van oppervlaktewateren afzonderlijk behandeld te worden.

De inventarisering van de aquatische levensgemeenschappen is momenteel

4.3.7 Vissen en macro-invertebraten

4.3.7.1 Inleiding

4.3.7.2 Stromend water

51

beëindigd voor alle stroombekkens van Vlaanderen, dus voor alle belangrijke waterlopen (zie o.a. Bervoets & Schneiders, 1989, 1990a, 1990b; Schneiders & Wils, 1991a, 1991b). Deze inventari-sering werd uitgevoerd op de U.I.Antwerpen en omvat o.a. het opstellen van een ecologische karakterisering van de levensgemeenschappen en een beschrijving van de potenties naar de toe-komst toe in geval van een verhoging van de natuurlijkheidsgraad van de structurele kenmerken en een verbetering van de waterkwaliteit (zie ook pararaaf 2.3). Tevens omvat deze studie een kwaliteitsbeoordeling van het water en een biologische waardebepaling van de onderscheiden typen en wordt de zeldzaamheid van de aangetroffen vissoorten vermeld. De ecologische karakterisering omvat in deze studie een beschrijving van de levens-gemeenschappen (macro-invertebraten, macrophyten en vissen), de structuurkenmerken, het type water (oorsprong, verval, stroomsnelheid) en de waterkwaliteit (biologisch en fysisch-chemisch). De typologie steunt op geologische, geomorfologische, hydrologische, fysisch-chemi-sche en biologische kenmerken. Wat betreft de biologische kenmerken omvat de inventarisering o.a. de vispopulaties, gekarakteriseerd naar hun gevoeligheid voor verontreiniging (zie ook Bruylants e.a., 1989) en de aquatische macro-invertebraten. Deze laatste werden geïnven-tariseerd in functie van de bepaling van de Belgische Biotische Index (B.I.) (zie o.a. De Pauw en Vanhooren, 1983) of in functie van de bepaling van de Kwaliteitsindex (K.I.) (Moller-Pillot, 1971; Tolkamp & Gardeniers, 1976). Wat betreft de abiotische kenmerken is vooral de beschrijving van de structuurkenmerken van bodem en oevers belangrijk, o.a. in functie van het bepalen van de potenties. Drie struc-tuurkenmerken werden geïnventariseerd (naar Bervoets & Schneiders, 1990a) :

het meanderend patroon : riviermeandering is één van de meest fundamentele processen in een rivier of stroom en is van primordiaal belang in het behoud van een energiebalans in een rivier (Leopold & Langbein, 1966). Biologisch gezien is mean-dering belangrijk omdat het een differentiatie van stroomsnelheid doet ontstaan en een daaruit voortvloeiende diversificatie van het milieu;

pool-riffle patroon : in een natuurlijke beek of rivier zal men tussen pools (diep) en riffles (ondiep) steeds dezelfde relatieve afstand aantreffen namelijk tussen vijf en zeven rivier-breedten (Leopold e.a., 1964). Samen met meandering zorgt het pool-riffle patroon voor een van de primaire stroomvormingsprocessen. De afwisseling van diepten en ondiepten, gecombineerd met de ermee verbonden afwisseling tussen modderig en grof bodemmateriaal is van groot belang voor de meeste waterorganismen (Hynes, 1970; Etnier, 1972);

holle oevers : het voorkomen van holle oevers of schuilplaatsen in een rivier is samen met de aanwezigheid van voedsel één van de bepalende factoren voor het al dan niet voorkomen van soorten. Het belang van deze schuilplaatsen varieert naargelang van de soort organismen. De kleine holten en inhammen van de oever bieden een goede bescherming tegen stroming en predatoren. In dit opzicht zijn oeververstevigingen die de vorming van dergelijke inhammen tegengaan zeer negatief voor de organismen.

De evaluatie van de structuurkenmerken gebeurt per kenmerk aan de hand van een vijfdelige karteringsschaal (zie tabel 4.3).

52

Indien in het studiegebied stromend water voorkomt dat niet in het onderzoek naar de versprei-ding en de typologie van ecologisch waardevolle waterlopen in het Vlaams Gewest is op-genomen, dient er voor die waterlopen een typologie opgesteld te worden aan de hand van veldwerk en met het gebruik van analoge methoden en van dezelfde beoordelingscriteria als in bovenvermeld onderzoek (zie paragraaf 4.5.6). Indien de deskundige fauna en flora niet over de noodzakelijke technische vangstapparatuur beschikt, noch de vereiste wetenschappelijke vergunning bezit om vissen te vangen, dan dient hij zich te wenden naar de bevoegde Vlaamse wetenschappelijke instellingen (o.a. Instituut voor Natuurbehoud, Instituut voor Bosbouw en Wildbeheer), of laboratoria (universiteiten), naar de bevoegde dienst riviervisserij van AMINAL of naar de Provinciale Visserijcommissies om voor de betreffende waterloop een typologie op te stellen. Tabel 4.3. Vijfdelige karteringsschaal voor de evaluatie van structuurkenmerken van rivieren (uit Bervoets & Schneiders, 1990a).

waardering Omschrijving

-2 het kenmerk is afwezig en kan als gevolg van structurele wijzigingen niet meer gevormd worden

-1 het kenmerk is afwezig

0 het kenmerk is zwak vertegenwoordigd

+1 het kenmerk is aanwezig

+2 het kenmerk is sterk ontwikkeld

Indien er recente inventarisatiegegevens voorhanden zijn van phytoplankton, macro-invertebraten en/of vissen, dienen deze besproken te worden onder de vorm van een ecologische karakterise-ring. In functie van de ecologische karakterisering kan gebruik gemaakt worden van de resultaten van een fysisch-chemische waterkwaliteitsbepaling (te leveren door de discipline 'water'). Tevens dient rekening gehouden te worden met de afmetingen van het wateroppervlak en de structuurkenmerken van de oevers. Deze laatste kunnen zachthellend, steil of hol zijn en kunnen bestaan uit natuurlijk materiaal of uit kunstmatige oeververstevigingen. Indien geen recente inventarisatiegegevens beschikbaar zijn dienen de vissoorten vermeld te worden die gezien de huidige kenmerken van het systeem aanwezig kunnen zijn. Dit gebeurt op basis van de fysisch-chemische waterkwaliteit, de trofiegraad, de afmetingen van het waterop-pervlak, de kenmerken van de oevers en de aanwezige vegetaties van waterplanten en oeverplanten.

4.3.7.3 Stilstaand water

53

Ook voor deze groep geldt dat, indien er recente inventarisatiegegevens beschikbaar zijn, deze samenvattend besproken moeten worden. In het kader van een MER moet geen inventarisering van zwammen gebeuren, tenzij hiervoor geopteerd werd in de startvergadering (b.v. indien het voorkomen van zeer bedreigde soorten zwammen bekend is in het studiegebied). In dit geval kan de mycoflora gekarakteriseerd worden naar gelang van de zeldzaamheid van de soorten en naargelang van hun milieu-voorkeur. Een indeling in zeldzaamheidsklassen kan steunen op de zeldzaamheidsgraad die vermeld wordt in Arnolds (1984). Deze zeldzaamheidsgraden werden toegekend voor Nederland en kunnen onder enig voorbehoud gebruikt worden in Vlaanderen. In dat verband is het belangrijk te vermelden, dat The European Council For The Conservation Of Fungi bezig is met het opstellen van een 'rode lijst' van bedreigde soorten in Europa (Bruce, 1992). De aanwezige diversiteit op mycologisch vlak en de zeldzaamheid van de mycoflora zal in vele gevallen gecorreleerd zijn met de aanwezige vegetatietypen en met de zeldzaamheid van deze, doordat er enerzijds een afhankelijkheid is van dezelfde milieufactoren (b.v. voedselarme milieus) en anderzijds een afhankelijkheid van de specifieke soortensamenstelling van de vegetatie (b.v. mycorrhizen). Die correlatie gaat echter niet steeds op : vele soorten zijn afhankelijk van andere factoren zoals het voorkomen van mest, een strooisellaag, liggend of rechtopstaand dood hout. Dit maakt dat vegetatietypen die op grond van floristische kenmerken als biologisch minder waardevol beoordeeld kunnen worden, in sommige gevallen als erg waardevol beschouwd moeten worden op basis van mycologische gegevens. Bruce (1992) vermeldt dat vele bedreigde soorten gebonden zijn aan oude bossen, ongestoorde graslanden (i.v.m. betreding en bemesting), hoogveen, kustduinen. Vele ectomycorrhizale soorten verdwijnen ten gevolge van chemische veranderingen in hun milieu, o.a. stikstofdepositie (o.a. via de neerslag, als gevolg van luchtvervuiling), aanrijking met ammoniak. Ook fysische veranderingen, zoals bodemverdichting door b.v. betreding is een veelvoorkomende oorzaak. Fellner (1992) vermeldt dat in Centraal Europa volledige gemeenschappen van vooral ectomycorrhizale soorten degraderen ten gevolge van eutrofe regen.

Er bestaan heel wat verspreidingsgegevens en gegevens over habitat-eisen van invertebraten-groepen zoals libellen, dagvlinders, sprinkhanen, waterwantsen, e.a. Voor een aantal van deze groepen bestaan rode lijsten voor Vlaanderen: libellen, sprinkhanen, waterwantsen en dagvlinders (zie Bijlage VIII). Indien gegevens over deze groepen beschikbaar zijn, en indien een zinnige effectvoorspelling gedaan kan worden, kunnen deze diergroepen mee beschouwd worden in de referentie-situatie en ook de effectvoorspelling en beoordeling. Het voorkomen van rode lijst-soorten moet alleszins vermeld worden.

De potenties die het studiegebied kan hebben op het vlak van biologische waarden, dienen

4.3.8 Zwammen

4.3.9 Invertebraten

4.4 Potenties van het studiegebied naar natuurwaarde

54

opgevat te worden als kenmerken van de actuele toestand : ze zijn immers inherent aan de huidi-ge toestand. Anderzijds is het noodzakelijk om toekomstprognoses op te stellen alvorens de potenties concreet besproken kunnen worden. Potentiële waarde voor natuur is in de eerste plaats belangrijk in de beschrijving van mogelijke ontwikkelingsscenario's. Bij de waardering van de referentiesituatie echter, dienen de potenties wel degelijk betrokken te worden. De ingreep kan ook effecten hebben op deze potentiële waarde waardoor mogelijke ontwikkelingen, al dan niet gestuurd (beheer), minder of niet meer tot uiting kunnen komen. De potenties zijn op de toekomst gerichte waarden waaraan een hoge waardering toegekend wordt. Actuele biologische waarden in Vlaanderen gaan over de hele lijn min of meer sterk achteruit, waardoor op het vlak van natuurbehoud de mogelijkheid tot natuurontwikkeling voortdurend belangrijker wordt. De potenties kunnen besproken worden voor het studiegebied in zijn geheel of voor gedeeltes van het studiegebied afzonderlijk, indien er een interne heterogeniteit is op dat vlak. De eventuele opsplitsing moet wel aansluiten bij deze die gevolgd wordt voor de waardering van het studiegebied (zie paragraaf 4.5). In paragraaf 4.3 werd voor een aantal dier-groepen de werkwijze besproken om de potenties na te gaan van het studiegebied t.o.v. een aantal groepen van biota. Toen ging het om de potenties die het studiegebied in zijn huidige toestand en op het moment nu inhoudt t.o.v. die groepen, onafhankelijk van het al dan niet gerealiseerd zijn van deze potenties. De potentieel aanwezige organismen en levensgemeenschappen werden beschreven wegens gebrek aan concrete inventarisatiegegevens. De potenties die hier behandeld worden, zijn deze die in de toekomst zouden kunnen gerealiseerd worden. De realisatie van de potenties zal steeds gebonden zijn aan bepaalde voorwaarden. Deze voorwaarden maken deel uit van de ontwikkelingsscenario's. De belangrijkste voorwaarden hierbij zijn :

de autonome ontwikkeling; de ontwikkeling met de natuur als hoofdfunctie (b.v. natuurkerngebied in de Groene Hoofdstructuur voor Vlaanderen (GHS), of natuurgebied volgens het Gewestplan);

natuurontwikkeling in cultuurgebied (b.v. ecologisch waardevol agrarisch gebied volgens het gewestplan, of natuurontwikkelingsgebied in de GHS);

natuurtechnische milieubouw (gerichte natuurontwikkeling). In dit laatste geval gaat het om eenvoudige, gemakkelijk te realiseren ingrepen, die in verhouding tot de kosten zeer hoge biologische waarden tot gevolg kunnen hebben. Indien van een studiegebied de potenties naar de toekomst toe besproken worden, dient steeds aangegeven te worden wat daartoe de voorwaarden zijn. Welke voorwaarden er in rekening gebracht kunnen worden hangt af van de realiseerbare bestemmingsmogelijkheden van het gebied (dit zijn de te beschouwen scenario's), van de mate van natuurlijkheid en van de historiciteit van het landschap. Met natuurlijkheid wordt de mate van afwezigheid van menselijke beïnvloeding bedoeld. De natuurlijkheidsgraad wordt hoger naargelang de intensiteit van de menselijke invloed daalt en/of naargelang het tijdstip van de laatste menselijke ingreep verder in het verleden ligt. De historiciteit is de mate waarin het landschap de uitdrukking is van de verschillende fasen van zijn ontstaans- en ontwikkelingsgeschiedenis.

55

Voor gebieden die op de Groene Hoofdstructuur de bestemming van natuurkern of natuuront-wikkelingsgebied hebben, kan natuur-technische milieubouw als prioritair gesteld worden, op voorwaarde dat er geen hoge natuurlijkheidsgraad of historiciteit door aangetast wordt. Dit kan gaan van kleinere ingrepen tot het creëren van gradiënten en topogafische verschillen indien dit opportuun is. In gebieden zonder 'groenbestemming' kunnen meestal slechts de nuloptie of kleinere aanpassingen als realistisch beschouwd worden. Dit zal echter van geval tot geval geëvalueerd moeten worden. Om de potenties van een studiegebied na te gaan, moet men zich vooral richten op de abiotische kenmerken van het gebied. Deze moeten vergeleken worden met de abiotische kenmerken van (half)natuurlijke ecosystemen met een hoge biologische waarde. Naarmate de abiotische kenmerken van een gebied deze van een nagenoeg natuurlijk of halfnatuurlijk biologisch zeer waardevol systeem meer benaderen zijn de potenties hoger. Zo zijn uit een hydrologisch onderzoek naar regionale kwelgebieden in een gedeelte van Vlaanderen ruimtelijk gebieden aangeduid waar duidelijk een opwaartse grondwaterstroming zou horen op te treden, maar waar op het eerste gezicht geen duidelijk kwelindicatoren voorkomen (Batelaan & De Smedt, 1994). Dit kan te maken hebben met artefacten of onjuistheden in het hydrologisch model of de gebruikte basisgegevens, maar evengoed kan het grondgebruik de laatste decennia niet meer toelaten dat kwelindicatoren kunnen optreden. Potentieel hebben dergelijke situaties dan wel een hoge waarde. Dit wil niet zeggen dat voor elk MER hydrologische studies dienen uitgevoerd te worden om na te gaan of er potentiële kwelgebieden aanwezig zouden zijn, maar in een aantal gevallen kan er wel mee rekening gehouden worden. Ook uit de Bodemkaart kan rudementair informatie gehaald worden die, met de nodige voorzichtigheid, aanwijzingen kan geven voor potentiële kwelgebieden. Een aantal kenmerken van bodem, grondwater en oppervlaktewater wijzen vrijwel steeds op hoge potenties ten opzichte van zeldzame en kritische taxa :

lage concentraties aan nutriënten (voedingsstoffen zoals fosfor- en stikstofverbindingen); een hoge pH (kalkrijk) gecombineerd met relatief lage nutriëntengehaltes; een lage pH (zuur); het voorkomen van andere extreme milieufactoren; het voorkomen van gradiënten.

De potenties zijn groter naargelang het studiegebied deel uitmaakt van een grotere aaneenge-sloten open ruimte en naarmate er een grotere connectiviteit is met vergelijkbare gebieden. De relaties van een gebied met zijn omgeving kunnen de potenties zowel in positieve als in negatieve zin beïnvloeden. Het studiegebied moet daarom steeds in zijn omgeving geplaatst worden voor evaluatie. Het is dus van belang om het studiegebied en zijn omgeving in deze evaluatie te betrekken. In feite gaat het bij de bespreking van de potenties naar de toekomst om een bespreking van niet-biotische kenmerken van het studiegebied die geëvalueerd worden op de waarde voor toekomstige ontwikkelingen van de biotische kenmerken. Deze waardering gebeurt onder de vorm van een inschatting van de potenties ten opzichte van fauna en flora. Een vermelding van toekomstpotenties zonder een bijbehorende argumentatie en evaluatie van de abiotische en maatschappelijke factoren die voor deze potenties een rol spelen, is bijgevolg waardeloos. Een bespreking van de potenties moet een beknopte, doch heldere en logische uiteenzetting

56

inhouden, die gerelateerd is aan de ontwikkelingsscenario's. Deze uiteenzetting vermeldt o.a. de randvoorwaarden voor het tot uitdrukking komen in de toekomst van de potenties en houdt ook een globale beschrijving in van de ecotopen die hierbij kunnen ontstaan. Het vermelden van soortenlijsten is hierbij af te raden, daar dit te veel onzekerheden inhoudt. Concreet aanbevolen werkwijze : 1° de potenties t.o.v. de toekomst worden nagegaan t.o.v. de diverse in het MER besproken

groepen (hogere planten, vogels, zoogdieren, amfibieën en reptielen, en aquatische levensgemeenschappen), met vermelding van de voorwaarden. Deze potenties kunnen worden uitgedrukt in verschillende categorieën (b.v. drie: hoog, middelmatig en laag).

voor zoogdieren, amfibieën en reptielen werden in dat verband reeds criteria

geformuleerd in paragraaf 4.3.6. Daar werden de criteria toegepast op de actuele toestand van het studiegebied. Ze kunnen echter ook toegepast worden op een potentieel gewijzigde of gewenste uitgangssituatie in de toekomst;

de potenties voor aquatische levensgemeenschappen in stromend water zijn vooral

afhankelijk van de structuurkenmerken (voor waterlopen zijn dit b.v. meandering, holle oevers, pool-riffle patronen en bij sloten en grachten zijn oeverstructuren, gradiënten, plasbermen, e.d. belangrijk). In tweede instantie is de waterkwaliteit belangrijk. Indien om bepaalde redenen niet verwacht wordt dat de waterkwaliteit van een waterloop zal verbeteren (b.v. door de aanwezigheid van lozingen), zal de potentiële waarde toch niet hoog ingeschat kunnen worden;

de potenties voor aquatische levensgemeenschappen in stilstaand water hebben o.a.

te maken met de mogelijkheid om de structuurkenmerken en de diversiteit van de oevers te verbeteren. Andere factoren die een rol spelen zijn het tot stand komen van een optimale trofiegraad, de toekomstige ontwikkeling van de oevervegetaties, de waterkwaliteit, de mate van isolatie t.o.v. negatieve invloeden, de mate van connectiviteit met gelijksoortige ecosystemen.

Er moet met tal van factoren rekening gehouden worden, waarbij het moeilijk is om één of twee hoofdfactoren te bepalen die de belangrijkste invloed uitoefenen op de potenties (in tegenstelling tot stromend water). De beoordeling van de potenties zal van geval tot geval anders zijn. Zie ook het voorbeeld dat aan het eind van dit hoofdstuk gegeven wordt;

de potenties t.o.v. de hogere planten zijn : - hoog : in geval van extreme milieu-omstandigheden die gecorreleerd zijn met het

voorkomen van kritische groepen (zie tabel 4.1.) en in het geval er milieugradiën-ten voorkomen die nog niet tot uiting komen in de actuele vegetatie of indien dergelijke omstandigheden in de toekomst kunnen ontstaan;

- middelmatig : indien er zich geen van deze omstandigheden voordoet, maar er zich

wel d.m.v. beheersmaatregelen biologisch interessante vegetaties kunnen ontwik-kelen; een voorbeeld hiervan is het wegbermbeheer;

- laag : indien ook dit laatste niet mogelijk is en er verwacht kan

57

worden dat er zich slechts verruigde vegetaties kunnen ontwikkelen of vegetaties met enkel algemeen voorkomende soorten;

de potenties t.o.v. de avifauna zijn : - hoog : indien er in de toekomst broedgelegenheid, foerageergelegenheid,

rustplaatsen of overwinteringsplaatsen kunnen ontstaan voor zeldzame en/of bedreigde vogelsoorten of voor grote aantallen van minder algemene soorten;

- middelmatig : indien de hierboven vermelde functies in de toekomst ingevuld

kunnen worden voor kleinere aantallen van minder algemene soorten; - laag : indien het gebied in de toekomst geen belangrijke functies kan vervullen

t.o.v. vogelsoorten, of indien dit enkel kan tegenover uitgesproken cultuurvolgers. 2° Aan de hand van de potenties van de afzonderlijke groepen kan een voorlopige

beoordeling van het studiegebied gegeven worden op het vlak van de potenties. Deze wordt terug uitgedrukt als hoog, middelmatig of laag. Indien de potenties t.o.v. één of enkele aandachtssoorten hoog zijn, kan dit reeds een voldoende argument zijn voor een voorlopig hoge beoordeling. Dit dient echter van geval tot geval bekeken te worden.

3° De kenmerken van het studiegebied zelf en de kenmerken ervan in relatie tot zijn

omgeving, worden geëvalueerd op hun potenties t.o.v. de biologische waarden. De grootte van het studiegebied speelt een rol in geval van hoge of middelmatige potenties. Potenties die volgens de voorlopige beoordeling als middelmatig ingeschat werden kunnen eventueel verhoogd worden in geval van een groot aaneengesloten gebied. Ook hoge potenties worden hierdoor nog vergroot, wat echter niet meer kan leiden tot een hogere waardering in het gebruikte drie klassenstelsel. Het zelfde geldt voor een studiegebied dat deel uitmaakt van een groter aaneengesloten gebied van de zelfde of een betere biologische kwaliteit. Daarnaast spelen de mate van connectiviteit een rol en de relaties van het studiegebied met zijn omgeving. Indien het studiegebied sterk geïsoleerd is t.o.v. vergelijkbare gebieden (lage connectiviteit), werkt dit remmend op bepaalde aspecten van de ontwikkeling van dat gebied (de stabiliteit van de populaties, het verschijnen van nieuwe soorten, ...) en dus op de potenties. Omgekeerd stimuleert een hoge mate van connectiviteit het tot uitdrukking komen van de potenties en houdt dit t.z.t. een verhoging van de potenties in. De mate van connectiviteit inschatten is echter geen eenvoudige zaak, daar dit sterk afhankelijk is van de verspreidingsmogelijkheden van de beschouwde organismen, die in het studiegebied leven of in de toekomst zouden kunnen voorkomen. De relaties van het studiegebied met zijn omgeving kunnen negatief werken t.o.v. de potenties of positief. Deze relaties kunnen gedragen worden door de mens (b.v. door het beoefenen van een recreatieve activiteit), door de structurele kenmerken van het landschap (b.v. de mate van connectiviteit) of door de abiotische factoren (grondwater, lucht, ...). Op basis van de hierboven beschreven kenmerken kan de voorlopige beoordeling van de

58

potenties van het studiegebied op- of neergewaardeerd worden. Voorbeeld : Beschrijving : een zandwinningsput met een gemiddelde diepte van 10 meter, waarvan de exploitatie vijf jaar geleden werd stopgezet, bevat mesotroof water met een licht zure pH (hoofdzakelijk grondwater en regenwater). Er is geen oever- of watervegetatie en een aquatische fauna-gemeenschap ontbreekt vrijwel volledig. Af en toe wordt de put door eenden gebruikt als rustplaats. De put wordt omgeven door intensief bemest akkerland. Het dichtstbijzijnde vergelijkbare biotoop bevindt zich op 50 km afstand. Bespreking : de voedselarmoede en de pH duiden reeds op hoge potenties t.o.v. kritische zeldzame taxa. De potenties kunnen flink verhogen door natuurtechnische milieubouw, waarbij aan de oevers een wat grilliger verloop wordt gegeven, waarbij enkele oevers kunstmatig glooiend gemaakt worden, zodat een geleidelijke overgang van diep water naar droog wordt gecreëerd, en waarbij ook een steile oeverwal wordt opgeworpen langs één zijde. In geval van voedselarm zuur water ontstaat er anderzijds een weinig productief systeem, wat nadelig kan zijn t.o.v. de visstand en de avifauna. Er valt een hoge uitvloeiing van meststoffen te verwachten t.g.v. de akkerbouw op de belendende percelen, wat als gevolg heeft dat de natuurlijke tendens tot eutrofiring die een geïsoleerde vijver eigen is, versneld wordt. Bovendien is er de negatieve invloed van pesticiden. Dit houdt ook een verlaging van de potenties in. Naargelang de put kleiner is, is deze verlaging significanter. Indien het akkerland kan omgezet worden in weiland zouden deze beperkingen op de potenties t.o.v. de eerder vermelde zeldzame kritische taxa grotendeels opgeheven worden. Anderzijds kan deze eutrofiëring verrijkend werken voor de visstand, de avifauna en de amfibieën, doordat een systeem met een hogere produktiviteit ontstaat. Dit zou echter van nature uit reeds ontstaan door een natuurlijke stijging van de trofiegraad op middellange termijn. Een geïsoleerd voedselarm aquatisch ecosysteem houdt steeds hoge potenties in t.o.v. organismen die gebonden zijn aan mesotrofe milieus, mits de tijd zijn werk kan doen. Een versnelling van het proces doet de zeldzame voedselarme condities sneller verdwijnen, waardoor de potenties t.a.v. daaraan gebonden organismen verlagen. Beoordeling : in het geval van heraanleg van de oevers, zoals hierboven beschreven, zijn de potenties hoog t.o.v. de hogere planten, wegens de ontwikkelingsmogelijkheden die geschapen worden voor de kritische groepen hydrofyten en obligate freatofyten in een daarenboven zwak zuur en relatief voedselarm milieu (mesotroof water in combinatie met een primair voedselarm substraat, namelijk afgegraven zand). De potenties t.o.v. de avifauna zijn eveneens hoog in dat geval, door de broedgelegenheid die gecreëerd wordt voor de oeverzwaluw en voor andere zeld-zame soorten die in rietkragen broeden zoals de grote karekiet. Uiteraard zijn de potenties niet voor alle vogelsoorten hoog. Het is echter voldoende dat de potenties hoog zijn voor enkele zeldzame soorten om deze als hoog te beschouwen. De potenties t.o.v. de zoogdieren en de amfibieën worden hier niet beschouwd omdat daarvoor het voorbeeld niet gedetailleerd genoeg is uitgewerkt. De potenties ten opzichte van de aquatische invertebraten en de vissen zijn hoog wegens de zeer goede waterkwaliteit en wegens de mogelijkheid tot het creëren van gunstige structuurkenmerken van de oevers. Deze potenties zullen echter pas tot uiting komen indien de trofiegraad is gestegen. De initiële voedselarmoede is minder gunstig voor de visstand. De voorlopige beoordeling van de potenties van dit studiegebied is hoog wegens de hoge poten-ties t.o.v. zowel de hogere planten, de avifauna als de aquatische fauna. Deze beoorde-

59

ling komt voor een klasseverlaging in aanmerking wegens de reële uitspoeling van meststoffen en wegens de invloed van pesticiden. Indien echter de oevers heraangelegd worden en er hierop een vegetatie van macrohelofyten ontstaat, worden deze negatieve invloeden ten dele gebufferd en vertraagd. De mate van connectiviteit is op het eerste zicht niet groot doordat het dichtstbijzijnde vergelijkbare biotoop pas op 50 km afstand ligt. Voor watervogels is dit echter geen probleem en deze brengen al snel plantenzaden van algemene vegetatiestructuur-bepalende soorten mee zoals riet. Voor de aquatische fauna betekent dit echter wel een remming. De aanvoer van eieren en larven d.m.v. watervogels gebeurt niet zo snel. Eventueel kan gedacht worden aan het uitzetten van evenwichtig samengestelde roofvis-witvis populaties. De eindbeoordeling van de potenties van dit studiegebied blijft hoog, wegens de mogelijkheid om de oevers her aan te leggen, in combinatie met het uitzetten van roofvis en witvis en wegens de actuele kenmerken van het studiegebied.

Beoordelingen en waarderingen ten aanzien van fauna en flora gebeuren in diverse fasen van het opstellen van een MER. Er wordt weliswaar gepoogd om de beschrijving van b.v. de referentiesituatie of de effecten te scheiden van een beoordeling ervan, maar op verschillende momenten worden duidelijke keuzen gemaakt (b.v. bij de definiëring van effectgroepen, het aanduiden van aandachtsgebieden,...), waarbij subjectieve beoordelingen een rol spelen. Dit is eigen aan een MER: een MER is geen wetenschappelijk document, maar maakt wel gebruik van objectief feitenmateriaal en objectieve kennis (wetenschap) om uiteindelijk door subjectieve waarde-toekenningen een effect te beoordelen. Dit subjectieve oordeel wordt dan nog eens subjectief aangewend in de besluitvorming. Ook dit is kenmerkend aan het proces. Toch zal gepoogd worden om bij het afwegen van keuzen en het gebruik van waarderingscriteria een min of meer vast stramien te volgen, zodat bij herhalingen telkens voor dezelfde keuze geopteerd zal worden. Men 'objectiveert' subjectiviteit. Toch blijft de beoordeling van referentiesituatie, de optredende effecten en demogelijke milderende maatregelen dansen op een slappe koord: in het ene MER is de merel wel belangrijk (cfr. natuur in de stad), in het andere MER wordt er zelfs niet eens over gepraat (natuur in natuurgebieden). Het is daarom uitermate belangrijk: 1. het referentiekader expliciet te beschrijven waarmee de waarderingscriteria gebruikt

worden. B.v. bij gebruik van het criterium zeldzaamheid dient vermeld te worden of het zeldzaamheid betreft t.o.v. Vlaanderen, België, Europa of alleen maar het studiegebied, of combinaties daarvan;

2. de criteria dienen consequent (op dezelfde wijze) gebruikt te worden in hetzelfde MER, dus zowel voor de referentiesituatie, de beoordeling van effecten en milderende maatregelen.

Waardering en beoordeling gebeurt aan de hand van criteria. Eigenlijk begint het MER met het vastleggen van deze criteria. Afhankelijk van de ingreep en mogelijk optredende effectgroepen en afhankelijk van de beschikbare informatie en tijd wordt vervolgens gekozen voor een methodologie om de effecten op fauna en flora uit te drukken (en te beoordelen met de

4.5 Waardering van de referentiesituatie

4.5.1 Inleiding

60

vastgelegde criteria). De referentiesituatie wordt vervolgens op dusdanige wijze beschreven, dat zij de basisbeschrijving vormt voor de effectvoorspelling en beoordeeld kan worden met dezelfde criteria. Het hele stramien dat voorgesteld wordt voor de discipline fauna en flora steunt hierop.

Biologische Waarderingscriteria zijn kenmerken van een organisatieniveau van het biologisch milieu waaraan een waarde-oordeel gehecht wordt.

De kenmerken die hier als waarderingscriteria gebruikt worden zijn zeldzaamheid, diversiteit, potenties voor biologische waarde, natuurlijkheid (combinatie van ouderdom en ongeschonden successie van een ecosysteem). Er zijn daarnaast nog heel wat andere bruikbare criteria te bedenken, b.v. oppervlakte van ecosystemen (versnipperingsgraad), representativiteit of 'gaafheid' (van een levensgemeenschap of patronen en processen in een landschapsecosysteem), etc. Er bestaan duidelijke verschillen in de toepassing van deze criteria. Tabel 4.4 geeft een overzicht van het gebruik van een aantal criteria voor verschillende organisatieniveaus. Het criterium zeldzaamheid kan in een aantal gevallen heel duidelijk en reproduceerbaar toegepast worden. Van een specifieke soort of ecotoop zijn nog x-aantal vindplaatsen of y-aantal ha aanwezig in Vlaanderen. Het effect kan hierdoor dikwijls kwantitatief (cardinaal) beoordeeld worden, wat het afwegen van eventuele alternatieven en effectmilderende maatregelen beter kan ondersteunen. Zeldzaamheid wordt dikwijls het meest objectieve criterium genoemd en is als criterium gemakkelijk te operationaliseren en laat ondubbelzinnige interpretaties toe. Door met de zeldzaamheid van ecotopen (of biotopen in termen van leefgebeiden van diersoorten) rekening te houden, worden niet louter componenten op zich beoordeeld, als wel een integratie van componenten en relaties. De zeldzaamheid komt in twee opzichten tegemoet aan het streven naar duurzaamheid. Er mag immers een hoge mate van correlatie verondersteld worden tussen zeldzaamheid en bedreiging of de kans op uitsterven van een soort in Vlaanderen. Voor vele soorten zal dit neerkomen op het voorkomen van nog één of enkele metapopulaties of soms van een gedeelte van een metapopulatie. Zeldzaamheid kan betrekking hebben op soorten, dewelke het meest toegepast wordt, maar kan evengoed slaan op ecotopen of ecosystemen. In het laatste geval zal zeldzaamheid dan betrekking hebben op de levensgemeenschappen, hun onderlinge relaties en hun relaties met milieuomstandigheden. Zeldzaamheid refereert altijd naar een gebied (het referentiegebied). Op die manier zouden vijf niveaus kunnen onderscheiden worden, rekening houdend met (inter)nationale verdragen en wetgevingen : Mondiaal, Europees, Belgisch, Vlaams en lokaal. Mondiale zeldzaamheid wordt weinig gebruikt. Europese zeldzaamheid heeft o.a. geleid tot de Habitatrichtlijn (Richtlijn EG/92/43/EEG), die voor Vlaanderen vertaald werd naar het vastleggen van een aantal gebieden waar de habitat van de betreffende soorten (plante- en diersoorten) en ook de soort zelf voorkomen. De vogelrichtlijngebieden (Richtlijn 79/409/EEG) hebben eveneens betrekking op het beschermen van gebieden die belangrijk zijn voor het behoud van de vogelstand op Europees niveau. Een toetsing met deze gebieden impliceert uiteraard het gebruik van het begrip zeldzaamheid op Europees niveau. In het MER zal een uitspraak moeten gemaakt worden in hoeverre de (deel)ingreep de habitat dermate verandert waardoor de betreffende soort (populatie

4.5.2 Biologische waarderingscriteria

61

of metapopulatie) zou afnemen of verdwijnen. Op het nationaal niveau bestaan zeldzaamheidsgegevens op soortniveau en kunnen op die manier ook gerefereerd worden. Door de regionalisering echter vermindert het nationale belang steeds meer. Met name voor planten is het zinvol op zeldzaamheid te gebruiken op regionaal niveau (Vlaanderen) omdat België nu eenmaal behoort tot twee fytogeografische provincies (Atlantisch en Midden-europees), waarvan de grens weliswaar niet de taalgrens is, maar de 'barrière' Samber en Maas. Vlaanderen behoort dus tot één fytogeografische éénheid: de Atlantische provincie. De zeldzaamheid op zich is echter een te beperkt criterium voor de evaluatie van de biologische waarde van een gebied, wegens de fluctuaties waaraan zeldzaamheid onderhevig is en het feit dat zeldzaamheid hoofdzakelijk een maat is voor de actuele biologische waarden en geen rekening houdt met de potentiële biologische waarden. Dit maakt een geïntegreerde evaluatie met andere criteria noodzakelijk. Het criterium natuurlijkheid is het volgende criterium. De natuurlijkheidsgraad kan zonder veel problemen ingeschat worden en levert weinig interpretatiemoeilijkheden. De natuurlijkheidsgraad is aan fluctuaties onderhevig ten gevolge van menselijke beïnvloeding : de grootte van die fluctuaties is afhankelijk van de aard en de intensiteit van die invloeden. De relatie tussen de natuurlijkheidsgraad en de zeldzaamheid is erg plaatsafhankelijk. Hetzelfde geldt voor de relatie met de potenties. Ecosystemen met een hoge natuurlijkheidsgraad zullen vaak een hoge zeldzaamheidsgraad hebben. Anderzijds kunnen systemen met een lage zeldzaamheid (zowel wat biotische als abiotische componenten) van een hoge natuurlijkheid getuigen of kan een hoge zeldzaamheidsgraad het gevolg zijn van intensieve menselijke beïnvloeding. Van dit laatste geval kunnen we een continue reeks waarnemen te beginnen met intensief beheerde reservaten over wilde en halfverwilderde tuinen en oude parken tot plantentuinen en arboreta. Natuurlijkheid zou in vier klassen ingedeeld kunnen worden (Westhoff 1975, Van Der Maarel & Dauvelier, 1978): ecotopen (biotopen) met een hoge natuurlijkheidsgraad : de menselijke beïnvloeding

is relatief afwezig. Of : de laatste ingrijpende menselijke beïnvloeding ligt ver terug in het verleden (> 75 jaar). Dergelijke ecosystemen komen in Vlaanderen zelden voor. Dergelijke ecosystemen worden gekenmerkt door een spontane fauna en flora en een niet of weinig door de mens beïnvloede vegetatie- en bodemontwikkeling (b.v. schorren, stuifzanden, sommige loofbossen);

halfnatuurlijke ecotopen (biotopen): de menselijke invloed is permanent aanwezig.

De mate van beïnvloeding is echter weinig intensief en de ingrepen zijn eenvormig, regelmatig terugkerend en continu in de tijd. Of : het tijdstip in het verleden van de laatste ingrijpende beïnvloeding is tussen 10 en 75 jaar geleden. In die zin evolueert een halfnatuurlijk ecosysteem in geval het met rust gelaten wordt naar een ecosysteem met hoge natuurlijkheidsgraad. De grenzen van 10 en 75 jaar zijn arbitrair gekozen en dienen als werkhypothese opgevat te worden. Dergelijke ecosystemen bevatten een grotendeels spontane flora en fauna, doch met een door de mens ingrijpend veranderd vegetatiebeeld (b.v. heide, onbemeste hooilanden, trilvenen, grienden, sommige bossen);

ecotopen (biotopen) met een lage natuurlijkheidsgraad : de menselijke invloed is

62

intensief en permanent aanwezig en/of veranderlijk doch ingrijpend van karakter. De ingrepen zijn eventueel continu of regelmatig terugkerend (b.v. in het geval van intensieve landbouw). Of : het tijdstip in het verleden van de laatste ingrijpende beïnvloeding is erg recent (< 10 jaar). Hier is de flora en de fauna overwegend door de mens bepaald, voor zover ze natuurlijke elementen van de twee vorige typen ecosystemen bevatten (b.v. parklandschappen, modern agrarisch ecosysteem);

cultuurecosystemen : de invloed van de geïndustrialiseerde mens is alles

overheersend (b.v. stadsecosystemen, industriegebieden). Van de andere levende organismen, hebben enkel uitgesproken cultuurvolgers de kans zich in het ecosysteem te integreren.

(Bio)diversiteit is het volgende biologische waarderingscriterium en duidt op de veelheid van 'levensvormen' die kunnen slaan op soorten (soortendiversiteit), ecosystemen (ecosysteemdiversiteit) of genen (genomische diversiteit). In het kader van het opstellen van een MER zijn enkel soorten- en ecosysteemdiversiteit van toepassing. Soortendiversiteit heeft betrekking op ecotopen (het aantal plantesoorten) en biotopen (het aantal soorten in een levensgemeenschap), ecosysteemdiversiteit slaat op de veelheid van levensgemeenschappen (biotopen) in een gebied. In de meeste gevallen wordt onder biodiversiteit de veelheid aan soorten beschouwd. Hiervoor bestaan ook uiteenlopende ratio's en rekenkundige technieken om zo objectief en representatief mogelijk de diversiteit van een levensgemeenschap te berekenen. In een MER zal diversiteit in alle gevallen gecombineerd gebruikt worden met het criterium zeldzaamheid (en deze dikwijls onderschrijven). Voor een uitgebreide bespreking van het belang en de bedreigingen van biodiversiteit kan uitdrukkelijk verwezen worden naar het MIRA (Verheyen et al, 1994). De biologische potenties van een studiegebied naar de toekomst toe, leveren een geschikt aanvullend criterium. Deze worden om praktische redenen in de ontwikkelingsscenario's besproken, het zijn kenmerken van de huidige toestand en dus geschikt voor de waardering van het studiegebied. Dit criterium is gericht op ecosystemen als geheel en op duurzaamheid doordat het de mogelijkheden voor de toekomst mee in de evaluatie betrekt evenals de potentiële biologische waarden. Bij het inschatten wordt tevens rekening gehouden met de grootte van het studiegebied en met de beschikbare open ruimte. De potenties zijn daardoor erg plaats- en schaalafhankelijk. Bij het streven naar een duurzame situatie is het van belang om zeldzaamheid en natuurlijkheid aan elkaar te koppelen. Het behouden van een hoge zeldzaamheid op zich levert slechts een bijdrage tot de duurzaamheid in die zin dat de actuele diversiteit bewaard blijft voor de toekomst. Een hoge zeldzaamheid, gekoppeld aan een hoge natuurlijkheidsgraad, dient hoger gewaardeerd te worden doordat er een grotere bijdrage is tot een duurzame situatie. In geval van de nuloptie of van het vrijwaren van het gebied voor menselijke beïnvloeding, kunnen de potenties hoog of laag zijn, onafhankelijk van de natuurlijkheidsgraad. In het geval van natuurtechnische ingrepen kunnen hoge potenties geschapen worden, eveneens onafhankelijk van de actuele natuurlijkheid. De keuze tussen een hoge natuurlijkheidsgraad of hoge potenties dient op het volgende principe te steunen : in geval van een hoge natuurlijkheidsgraad zijn de vrijheidsgraden om d.m.v. natuur-technische ingrepen de potenties te verhogen laag. Hoe lager de natuurlijkheidsgraad, hoe groter het aantal vrijheidsgraden met betrekking tot natuurtechnische milieubouw.

63

Tevens dient het gewicht dat in de waardering gegeven wordt aan de potenties afgewogen te worden aan de natuurlijkheidsgraad van het systeem : hoe minder natuurlijk het systeem is, hoe meer er met de potenties rekening gehouden moet worden in de evaluatie. Hiermee is gelijk aangegeven dat de verschillende te gebruiken waarderingscriteria elk op zich een eigen waardering hebben en elkaar trouwens heel sterk kunnen overlappen. In heel wat MER'en wordt dan ook teruggegrepen naar het objectiefste criterium: zeldzaamheid (en in een aantal mogelijkheden ook diversiteit), ook al omdat effectvoorspellingstechnieken dikwijls enkel betrekking hebben op het verdwijnen van soorten of veranderen van ecotopen en ecosystemen. Toch kunnen de overige criteria evengoed gebruikt worden, zij het dan op een geïntegreerde manier (alle samen dragen ze bij tot een biologische waardering), zoals b.v. gebeurd is met de waardering van de Biologische waarderingskaart). In dit geval zal enkel ordinaal kunnen beoordeeld worden met een aantal waarderingsklassen. De oppervlakte van ecotopen met bepaalde waardering is dan een mogelijkheid van kwantificering, een reproduceerbare methode die zowel uitgevoerd kan worden voor de referentiesituatie en voor de geplande situatie (waardering nà de effectvoorspelling). Over het concrete gebruik van waarderingscriteria wordt verder ingegaan in paragraaf 5.4. Tabel 4.4: Het gebruik van waarderingscriteria met betrekking tot de verschillende

organisatieniveaus in de discipline fauna en flora

zeldzaamheid Diversiteit natuurlijkheid potentialiteit

soort - individu soort - populatie

X X

nvt (X)

genetische diversiteit

nvt nvt

nvt nvt

ecotoop biotoop

X X

X X

X X

X X

(landschaps) ecosysteem

(X) minder relevant

X X X

nvt: niet van toepassing

Op het niveau van individuen en populaties van een soort is het criterium zeldzaamheid het meest relevante criterium om de referentiesituatie te beoordelen. In de beschrijving van het studiegebied, maar in het bijzonder de aandachtsgebieden werden soortenlijsten opgesteld van minstens de flora en avifauna. Deze lijsten kunnen beoordeeld worden aan de hand van zeldzaamheid met een duidelijke verwijzing naar het gebruikte referentiekader (lokaal

4.5.3 Waardering op soort-niveau

64

studiegebied, Vlaanderen, België, Europa). In een aantal gevallen is het aangewezen een 'totale waarde' van de zeldzaamheid van het studiegebied te berekenen (in dit geval dan enkel aan de hand van het voorkomen van plante- en diersoorten). Dit kan gebeuren door zeldzaamheidsgetallen (b.v. op basis van uurhokfrequenties van planten: zie paragraaf 2.3) of zeldzaamheidsklassen, eventueel in combinatie met oppervlakten of aantallen (populaties). De werkwijze moet alleszins expliciet neschreven worden.

Ecotopen (vegetatietypen in relatie met homogene milieu-omstandigheden) en biotopen (leefgebied van levensgemeenschappen) kunnen beoordeeld worden met verschillende criteria: - zeldzaamheid: na het afwerken van de digitalisatie van de BWK is het mogelijk absolute

en relatieve oppervlakten in Vlaanderen of lokalere referentiekaders (b.v. eco-districten, cfr. Structuurplan Vlaanderen) te hanteren om de aanwezigheid van ecotopen (en biotopen indien deze gedefinieerd werden als één of meerdere ecotopen) te waarderen. Een voorbeeld is geïllustreerd in tabel 4.5 over het voorkomen van ecotopen in de Kempen. Voorwaarde hiervoor is dat nagenoeg dezelfde BWK-ecotoop-typologie gebruikt wordt;

- diversiteit: het aantal soorten binnen ecotopen en biotopen kan ook gebruikt worden als criterium voor waardering;

- potentialiteit: ecotopen en biotopen kunnen beoordeeld worden naar de potenties voor natuurwaarde, rekening houdende met abiotische karakteristieken en voorwaarden (grondgebruik, beheer,...). Potentiële waarden;

- natuurlijkheid: voor het inschatten van de natuurlijkheid kan van een vier klassensysteem gebruik gemaakt worden (zie paragraaf 4.5.2).

Dit organisatieniveau is in feite een integratie van de lagere organisatieniveaus en kan voor een waardering met de respectievelijke criteria (paragrafen 4.4.3 en 4.4.4) gewaardeerd worden. Hierbij kan gestreefd worden naar een integrale waardering op basis van specifieke criteria als versnippering, aanwezigheid van ecologische infrastructuur, landschapsecologische relaties, etc, maar ook de algemene criteria zoals zeldzaamheid, diversiteit,... . De sleutel die hiervoor gebruikt wordt kan verschillen per situatie en gehanteerde referentiekader, maar moet altijd expliciet worden aangegeven. In een aantal gevallen is het belangrijk (landschaps)ecosystemen als geheel te waarderen, vooral als informatie voor de discipline 'landschap'.

Waterlopen kunnen afzonderlijk gewaardeerd worden waarbij de werkwijze kan aangewend worden zoals beschreven in het onderzoek naar de verspreiding en typologie van ecologisch waardevolle waterlopen in het Vlaams Gewest (Bervoets en Schneiders, 1990). In dit onderzoek wordt gewerkt met zes waarderingsklassen op basis van de kwaliteit van de structuurkenmerken en de waterkwaliteit.

4.5.4 Waardering op het niveau van de ecotoop en biotoop

4.5.5 Waardering op het niveau van een landschapsecosysteem

4.5.6 Waardering van waterlopen

65

Tabel 4.6: Klasse-indeling voor de waardering van de structuurkenmerken (naar Bervoets

& Schneiders, 1990a).

waardecijfer Beoordeling

5 - 6 Zeer goed ontwikkeld

3 - 4 Goed ontwikkeld

1 - 2 Matig ontwikkeld

-2 - 0 Slecht ontwikkeld

-3 - -6 Zeer slecht ontwikkeld De waarderingscriteria voor de structuurkenmerken zijn gebaseerd op de vijfdelige karterings-schaal voor structuurkenmerken (zie tabel 4.6). Deze structuurkenmerken bestaan uit drie parameters: aan- afwezigheid van holle oevers, meandering en stroom-kuilen-patroon. De toegekende waarderingen (-2, -1, 0, +1, +2) voor de drie parameters worden opgeteld. Per inventarisatiepunt varieert de waardering bijgevolg tussen -6 en +6. Tabel 4.6 geeft de vijf waarderingsklassen. Voor poldersloten en getijderivieren werden andere structuurkenmerken gebruikt. Tabel 4.7: Berekening van de Biotische Index.

Totaal aantal groepen: 0 - 1 2 - 5 6 - 10 11 - 15 16 ->16

Indicator-organismen B.I. B.I. B.I. B.I. B.I.

1. Plecoptera of Ectodonuridae - meer dan 1 S.E.

- 7 8 9 10

1bis. Plecoptera of Ecdyonuridae - 1 enkele S.E.

5 6 7 8 9

2. Trichoptera - meer dan 1 S.E. - 6 7 8 9

2bis. Trichoptera - 1 enkele S.E. 5 5 6 7 8

3. Ancylidae, Ephemeroptera (behalve Ecdyonuridae) - meer dan 1 S.E.

- 5 6 7 8

3bis. Ancylidae, Ephemeroptera (behalve Ecdyonuridae) - 1 enkele S.E.

3 4 5 6 7

4. Aphelocheirus, odonata, Gammaridae of Mollusca (behalve Sphaeridae)

3 4 5 6 7

5. Asellus, Hirundunea, Sphaeridae of Hemiptera (behalve Aphelocheirus)

2 3 4 5 -

66

6. Tubificidae of Chironomidae van de groep thumni-plumosus

1 2 3 - -

7.muggen van de familie Eristalinae 0 1 1 - - Tabel 4.8: De relatie tussen de biotische index en de waterkwaliteitsklassen (uit : De Pauw

& Vanhooren, 1983).

klasse B.I. Beoordeling

I 10 - 9 Zeer goede waterkwaliteit

II 8 - 7 Goede waterkwaliteit

III 6 - 5 Matige waterkwaliteit; kritische toestand

IV 4 - 3 slechte waterkwaliteit

V 2 - 1 zeer slechte waterkwaliteit De waterkwaliteitsbeoordeling is gebaseerd op de Biotische Index (Vanhooren e.a., 1982; De Pauw & Vanhooren, 1983; Bervoets e.a., 1989) of op de kwaliteitsindex van Moller-Pillot (Moller-Pillot, 1971; Tolkamp & Gardeniers, 1976). Rekening houdend met de gevoeligheid van de aanwezige taxonomische groepen en het aantal aangetroffen groepen of systematische eenheden wordt de Biotische Index berekend (zie tabel 4.7). Het niveau wordt bepaald door de hoogst geklasseerd aangetroffen groep (richtgroep) in het staal. De indeling van de B.I. in kwaliteitsklassen met de beoordeling wordt gegeven in tabel 4.8. Naast de B.I. wordt voor een aantal stroombekkens gebruik gemaakt van het systeem van Moller-Pillot (1971). Dit systeem werd ontwikkeld voor laaglandbeken in de Nederlandse provincie Noord-Brabant. De basis van dit systeem is een lijst met soorten en soortengroepen die werden onderverdeeld in vijf verontreinigingsgroepen, kenmerkend voor een bepaald niveau van vervuiling. De aanwezigheid van uitsluitend taxa uit de Eristalis-groep, duidt op een hoge mate van verontreiniging, terwijl vertegenwoordigers van uitsluitend de Calopteryx-groep wijzen op een zeer goede waterkwaliteit. Door Tolkamp en Gardeniers (1976) werd voor dit systeem een kwaliteitsindex ontwikkeld die als volgt berekend wordt : de som van de indicatortaxa in het staal wordt gelijkgesteld aan 100 %. Daarna wordt het procentueel aandeel van elke groep berekend en deze percentages worden vermenigvuldigd met een verontreinigingsfactor die kenmerkend is voor elke groep : K12345 = (% Erist.gr.) x 1 + (% Chir.gr.) x 2 + (% Hir.gr.) x 3 + (% Gam.gr.) x 4 + (% Cal.gr.) x

5

67

De K-index kan variëren van 100 (zeer sterk verontreinigd) tot 500 (niet verontreinigd). Omdat het aandeel taxa uit de eerste en de laatste groep in een staal meestal beperkt is, kunnen de twee laagste en de twee hoogste klassen samengenomen worden, waardoor de K.I. een groter bereik krijgt (Tolkamp & Gardeniers, 1976) : K135 = (% Erist.gr. + Chir.gr.) x 1 + (% Hir.gr.) x 3 + (% Gam.gr. + Cal. gr.) x 5 De K.I. resulteert in 5 waarderingsklassen voor de waterkwaliteit (zie tabel 4.9). Tabel 4.9 De relatie tussen de kwaliteitsindex en de waterkwaliteitsklassen (Tolkamp &

Gardeniers, 1976).

klasse K.I. Beoordeling

I 421 - 500 zeer goede waterkwaliteit

II 341 - 420 goede waterkwaliteit

III 261 - 340 matige waterkwaliteit; kritische toestand

IV 181 - 260 slechte waterkwaliteit

V 100 - 180 zeer slechte waterkwaliteit Eén van de voordelen van het systeem van Moller-Pillot is dat het rekening houdt met de procentuele aanwezigheid van de indicatortaxa zodat bepaalde verontreinigingseffecten, die met de B.I. niet tot uiting komen, kunnen worden aangetoond. Ook wanneer om een andere reden dan verontreiniging (b.v. seizoenaal droogvallen van een waterloop) de zeer verontreinigingsge-voelige taxa afwezig zijn, maar de verontreinigingsresistente taxa eveneens zwak vertegenwoordigd zijn, zal de K.I. in tegenstelling tot de B.I. toch de beoordeling 'goed' geven. Per inventarisatiepunt wordt een beoordeling gegeven van de aanwezige visfauna. Deze beoordeling resulteert in vijf klassen (zie tabel 4.10). Voor gegevens betreffende de verontreinigingsgevoeligheid van de vissoorten kan verwezen worden naar Bruylants e.a. (1989) en naar Phillipart & Vranken (1983). Tabel 4.10: Beoordeling van de visfauna (uit : Bervoets & Schneiders, 1990a).

1 : aanwezigheid van zeer verontreinigingsgevoelige vissoorten 2 : normale visfauna van verontreinigingsgevoelige vissoorten zonder zeer

verontreinigingsgevoelige soorten 3 : sterk verarmde visfauna met slechts enkele exemplaren van gevoelige soorten

68

4 : uitsluitend verontreinigingsresistente soorten aanwezig 5 : geen visfauna

Er worden criteria gegeven voor de indeling van de waterlopen in 6 waarderingsklassen (zie tabel 4.11). Tabel 4.11: Voorlopige waardering aan de hand van de waarderingsschaal voor

stromende wateren op basis van de waterkwaliteit en de kwaliteit van de structuurkenmerken en de beoordeling van de biologische kwaliteit (naar Bervoets & Schneiders, 1990a, aangepast).

klasse beoordeling voorlopige waardering

1 zeer goede of goede waterkwaliteit en zeer goed of goed ontwikkelde structuurkenmerken

biologisch zeer waardevol

2 goede waterkwaliteit en zeer slecht of slecht ontwikkelde structuurkenmerken

biologisch minder waardevol

goede waterkwaliteit en matig ontwikkelde structuurkenmerken biologisch waardevol

3 matige waterkwaliteit en zeer goed of goed ontwikkelde structuurkenmerken

biologisch zeer waardevol

4 matige waterkwaliteit en slecht tot zeer slecht ontwikkelde structuur-kenmerken

biologisch minder waarde-vol

matige waterkwaliteit en matig ontwikkelde structuurkenmerken biologisch waardevol

5 slechte of zeer slechte waterkwaliteit en goed tot zeer goed ontwik-kelde structuurkenmerken

biologisch waardevol

6 slechte of zeer slechte waterkwaliteit en slecht tot zeer slecht ont-wikkelde structuurkenmerken

biologisch minder waarde-vol

Klassen 1 en 3 worden als biologisch zeer waardevol beschouwd, klassen 2 en 5 als biologisch waardevol en de klassen 3 en 6 als biologisch minder waardevol. Deze waardering houdt een opwaardering in, in geval van goed tot zeer goed ontwikkelde structuurkenmerken en een neerwaardering in geval van slecht tot zeer slecht ontwikkelde structuurkenmerken. De klassen 2 en 4 van de typologie van ecologisch waardevolle waterlopen in het Vlaams Gewest kunnen opgesplitst worden, waarbij matig ontwikkelde structuurkenmerken resulteren in een hogere biolo-gische waardering dan slechte tot zeer slechte structuurkenmerken. De reden hiervoor is, dat de ontwikkelingsgraad van de structuurkenmerken tevens een goede maat is voor de potenties naar de toekomst.

69

Een eerste aanpassing kan gebeuren op basis van het voorkomen van zeldzame en tamelijk zeldzame taxa :

zeldzame of tamelijk zeldzame vissoorten en/of zeer vervuilingsgevoelige vissoorten; zeldzame of tamelijk zeldzame vogelsoorten die het wateroppervlak geregeld frequenteren of die broeden langs de oevers;

de aanwezigheid van zeldzame soorten van andere (dier)groepen, indien hiervan gegevens bestaan;

zeldzame of tamelijk zeldzame plantensoorten die deel uitmaken van oever- en/of water-plantenvegetaties.

Indien dergelijke soorten voorkomen, gebeurt een opwaardering van de biologische kwaliteit. Een tweede aanpassing gebeurt op basis van de potenties die het gevolg zijn van de verbetering van de structuurkenmerken). Potenties die louter het resultaat zijn van een verbetering van de waterkwaliteit of van de nulopties, zijn afhankelijk van de bestaande kwaliteit van de structuurkenmerken en zijn dus reeds in rekening gebracht:

hoge potenties resulteren in een klasseverhoging; matige potenties resulteren enkel in een klasseverhoging indien de huidige waterkwaliteit slecht of zeer slecht is;

lage potenties hebben geen invloed. Als resultaat krijgen we de eindwaardering.

70

De effectuitdrukking en -beoordeling volgt een eenvoudig schema (zie figuur 5.1). Het effect wordt veroorzaakt door een ingreep of deelingreep, al dan niet via netwerken van ingreep-effectrelaties. Dit effect kan kwantitatief of kwalitatief uitgedrukt worden. Onder kwalitatief wordt bedoeld dat de hoeveelheid van effect niet uitgedrukt wordt in een getalwaarde, maar in termen als 'meer' of 'minder' of 'veel' en 'zeer veel', 'weinig' of 'niets'. In een aantal gevallen laat de effectvoor-spellingstechniek niet meer toe, of is de onzekerheid van de voorspelling te groot om kwantitatieve grootheden te gebruiken. Kwantitatieve uitdrukkingsvormen beschrijven het effect in cardinale waarden (hoeveelheid, oppervlakte, ratio's, concentraties,...). Het kwantitatief of kwalitatief uitgedrukte effect moet als laatste stap beoordeeld worden aan de hand van specifieke criteria. In de meeste gevallen treden meer effectgroepen samen op, zoals b.v. het verdwijnen van de Bruine snavelbies (door grondwaterstandsdaling) en de adder (als gevolg van specifieke habitatwijzigingen door de waterstandsdaling). Om een globaal effect op de discipline fauna en flora te bepalen (wat noodzakelijk is wanneer alternatieven afgewogen moeten worden), moeten deze effecten 'opgeteld' worden. Hiervoor zijn weegfactoren nodig. Technieken en bedenkingen bij het bepalen van het globale effect worden beschreven in hoofdstuk 8. Figuur 5.2 schematiseert het principe van effectbeoordeling. Dit schema is algemeen toepasbaar op verschillende organisatieniveaus (zie par. 1.2). Een systeem A (b.v. een ecotoop) bestaat uit verschillende componenten (b.v. plantesoorten en standplaatsfactoren) waartussen relaties bestaan (bodem- en waterkwaliteitskenmerken in relatie met de voorkomende plantesoorten). Systeem A is in veel gevallen de uitgangssituatie (en dus de referentiesituatie). Door de ingreep (b.v. een waterstandsdaling) verandert het systeem A naar systeem B. De daling van de waterstand kan rechtstreeks effect hebben op de vochtleverantie voor een plantesoort, het effect kan ook onrechtstreeks gebeuren doordat de mineralisatie van de bodem meer voedingsstoffen in het systeem brengt, waardoor dominante plantesoorten competitief andere plantesoorten verdringen. Systeem A en systeem B zijn op dezelfde manier beschreven met dat verschil dat systeem A een reële situatie omschrijft en systeem B een voorspelling is. Vervolgens worden beide systemen beoordeeld. Hiervoor worden een aantal componenten en relaties 'uitgekozen' voor de beoordeling (b.v. plantesoorten) en aan de hand van criteria (b.v. zeldzaamheid) worden hiermee beide systemen gewaardeerd. Naarmate systeem A hoger of lager wordt beoordeeld dan systeem B is het effect negatief of positief. Het aantal plantesoorten of de verdwijnkans van een plantesoort is de effectuitdrukking. De grootheid die het effect en de beoordeling weergeeft is het beoordeeld effect. Dit schema kan ook toegepast worden op andere organisatieniveaus, b.v. het landschaps-ecosteem, waarbij de componenten bestaan uit ecotopen waartussen landschapsecologische relaties werkzaam zijn. In de beoordeling worden dan criteria gebruikt die het landschaps-ecosysteem als geheel waarderen. Zij het minder toepasbaar, kan dit concept ook gebruikt

5 Karakterisering van de effectgroepen, effectuitdrukkingen en beoordelingscriteria

5.1 Algemene concepten voor effectgroepen

71

worden op het individu, waarbij de componenten organen zijn en de relaties b.v. metabolische processen. Het is ook mogelijk dat systeem B in zijn geheel niet kan voorspeld worden omwille van het ontbreken van kennis of omdat de ingreep onduidelijk is (zoals b.v. in haalbaarheidsMER'en). Effecten kunnen dan uitgedrukt en beoordeeld worden door gebruik te maken van het begrip kwetsbaarheid naar een bepaalde ingreep. Hierbij wordt enkel gebruik gemaakt van de kennis over systeem A en wordt verder niets voorspeld. Wel wordt verondersteld dat bij kwetsbare systemen veel (negatief) effect zal optreden wanneer de ingreep zou doorgaan. Om effecten uit te drukken en te beoordelen bestaan er dus twee benaderingen: effectgericht en kwetsbaarheidsanalyse. Beide kunnen eventueel gecombineerd toegepast worden in een MER.

Het concept dat in paragraaf 5.1 werd uiteengezet is een goed voorbeeld van een effectgerichte benadering. Hierbij wordt effectief het effect uitgedrukt, zij het in kwantitatieve of kwalitatieve termen en voor verschillende organisatieniveaus. Een dergelijke benadering vereist heel wat kennis over het systeem (individu, populatie, ecotoop of ecosysteem) en over dosis-effectrelaties bij veranderingen (ingrepen) op het systeem. In een aantal gevallen zal het niet mogelijk zijn (of met zeer veel onzekerheid) het systeem nà de verandering te voorspellen. Heel wat effectvoorspellingstechnieken gaan echter niet zo ver. Een model zoals WAFLO (zie paragraaf 6.4) berekent de verdwijnkans van (grond)waterafhankelijke plantesoorten als gevolg van een (grond)waterstandsdaling. Welke plantesoorten verschijnen door de ingreep voorspelt het model niet. Er bestaan wel modellen die steunen op gestandardiseerde abiotische en biotische karakteristieken van ecotopen en biotopen (habitat), zoals b.v. het CLM-ecotopensysteem (zie paragraaf 6.2). De kennis over de abiotische karakteristieken van ecotopen (voornamelijk met betrekking tot de plantesoorten die erin voorkomen), laat toe een verschuivingspercentage te berekenen van het éne (de uitgangssituatie) naar één of meerdere ander ecotopen. Door beoordelingcriteria op ecotoopniveau wordt het effect vervolgens beoordeeld.

In het kader van effectvoorspelling en -beoordeling werden vier organisatieniveaus onderscheiden (zie paragraaf 1.2): het individu, de populatie, het ecotoop en het ecosysteem. Effecten kunnen kwalitatief en kwantitatief beschreven en beoordeeld worden op deze vier niveaus. Het individu-niveau is in de meeste gevallen niet van toepassing: effectvoorspellingsmo-dellen op organen en de 'gezondheid' (vitaliteit) van planten en dieren zijn zeer schaars. Het individu-niveau is wel de basis in de effectvoorspelling en -beoordeling bij de discipline 'mens-gezondheid'. Fauna en flora is een integrerende discipline en heel wat effecten op fauna en flora gebeuren indirect via veranderingen in de andere disciplines water, bodem, lucht en geluid. Het effect van

5.2 Effectgerichte benaderingen

5.2.1 Algemeen

5.2.2 Effectuitdrukkingen

72

een lozing van afvalwater in een rivier kan beoordeeld worden in de discipline water aan de hand van basiskwaliteitsnormen (Besl. Vl. Ex. 21 okt. 1987) of immissienormen (K.B. 17 febr. 1984). Toch zal altijd gepoogd moeten worden deze immissie in te schatten door na te gaan wat het mogelijk effect is op b.v. de lokale visfauna, zelfs al bestaan er streefwaarden of bindende waarden die betrekking hebben op andere disciplines (in dit geval water). Deze streefwaarden kunnen weliswaar indicatief zijn voor een mogelijk effect op de visfauna maar ze geven het effect niet aan. Waterkwaliteitsnormen b.v. zijn voor heel Vlaanderen gelijk, terwijl het voorkomen van een aantal vissoorten gebonden kan zijn aan heel specifieke milieu-omstandigheden (waaronder waterkwaliteit), waarvoor (nog) geen differentiërende streefwaarden bestaan. Toetsing van een effect aan de bestaande streefwaarden en bindende waarden die betrekking hebben op fauna en flora is een vorm van effectbeoordeling. Algemeen moet er naar gestreefd worden effecten uit te drukken in (De Groot en Udo de Haes, 1987): 1. beoordeelbare termen of termen die reeds een oordeel in zich hebben; voorbeelden:

algemene vogels of zeldzame vogels, 2. kwantitatieve termen (indien effectvoorspellingstechnieken dit toelaten); b.v. 75 % van de

populatie van een bepaalde soort, of 50 % verdwijnkans van een bepaalde soort of 30 ha van een specifiek ecotoop.

Gecombineerd zijn kwantitatief beoordeelbare effectuitdrukkingen te verkiezen, indien effectvoorspellingtechnieken dit toelaten of de onzekerheid van de uitdrukking niet te groot wordt. De mogelijkheden worden besproken in de volgende paragrafen. De keuze van effectuitdrukking en ook de keuze van het organisatieniveau waarop het effect wordt bepaald is uiterst belangrijk. In tabel 5.1 zijn een aantal voorbeelden van effectuit-drukkingen in de discipline 'fauna en flora' bijeengebracht.

De beoordeling van het effect bij effectgerichte methoden zal in nagenoeg alle gevallen op verschillende niveaus moeten gebeuren. Dit betekent dat ook binnen de discipline fauna en flora effecten 'opgeteld' zullen moeten worden. Effecten treden nagenoeg nooit alleen op: bij een infrastructuurproject is er b.v. sprake van barrière-effect op verschillende plaatsen, op plaats A wordt een habitat van een populatie padden doorsneden, op plaats B dat van een dassenfamilie. Om deze effecten te beoordelen t.o.v. een ander uitvoeringsalternatief (of effectmilderende maatregel), zullen dus de effecten op de padden 'opgeteld' moeten worden bij deze van de dassen. Optellen kan zonder veel problemen indien effectuitdrukkingen op hetzelfde organisatieniveau gebeuren (b.v. alle effecten uitgedrukt in populaties van soorten of uitgedrukt in ha ecotopen). De keuze van beoordelingscriteria, in dit geval zeldzaamheid b.v., laat toe een wegingsfactor aan de das en de pad toe te kennen, waardoor het effect 'opgeteld' kan worden.

5.2.3 Effectbeoordeling

5.3 Gevoeligheids- en kwetsbaarheidsgerichte benaderingen

5.3.1 Gevoeligheid en kwetsbaarheid: basisconcept

73

In een aantal gevallen is het niet mogelijk of niet opportuun om echt het effect van een ingreep te voorspellen. Redenen kunnen zijn: - het gebrek aan basiskennis zowel over de milieukarakteristieken als over dosis-

effectrelaties - schaalgrootte en mate van detail van de ingreep. Voorbeelden: In haalbaarheidsstudies waarin lokatie-alternatieven van b.v. afvalwaterkollektoren of zuiveringsinstallaties worden vergeleken, is het bouwproject van de kollektor nog onduidelijk en maakt juist onderdeel uit van de studie. Hier wordt gezocht naar knelpunten voor verschillende milieu-aspecten. Een effectgerichte benadering is dan ook niet practisch en zelfs onmogelijk. Barrière-effecten op dieren zijn dikwijls moeilijk uit te drukken in b.v. het verdwijnen van 30 % van de populatie van een bepaalde soort. Redenen kunnen zijn dat de kennis ontbreekt (en in het kader van een MER niet kan worden onderzocht) over de grootte en de actie-radius ('home-range') van de aanwezige diersoorten, dat niet gekend is welke diergroepen in het gebied aanwe-zig zijn of dat de grootte van het barrière-effect op een bepaalde soort niet kwantitatief kan inge-schat worden. In deze gevallen is een effectgerichte benadering moeilijk of onmogelijk en kan met gevoeligheid gewerkt worden. Gevoeligheid betekent dat als gevolg van een specifieke ingreep een negatief effect zou kunnen optreden in een (eco)systeem of een component daarvan. Dikwijls wordt bij het aangeven van gevoeligheden onderscheid gemaakt in verschillende gradaties van gevoeligheid (ordinale schaal, b.v. weinig gevoelig, matig gevoelig, gevoelig of zeer gevoelig). Gevoeligheid refereert ook altijd naar een effect of een effectgroep. Het wordt in veel gevallen gebruikt met be-trekking tot verschillende organisatieniveaus, b.v. - populaties: gevoeligheid voor barrière-effect van verschillende diergroepen ( zoals kleine

zoogdieren, grote zoogdieren, vogels, insecten,...) - ecotopen: gevoeligheid van een ecotoop, gekarakteriseerd door een specifieke

soortensamenstelling en standplaatsfactoren (water en bodem), voor een (grond)waterstandsdaling, bodemverstoring, eutrofiring,...

Kwetsbaarheid is een combinatie van gevoeligheid en waardering (rekening houdend met de beoordelingscriteria binnen de discipline 'fauna en flora' (zie paragraaf 5.3). Kwetsbaarheid kan, net als gevoeligheid, ook gebruikt worden op verschillende organisatieniveaus. Een specifiek ecotoop, b.v. een vochtige heide, is zeer gevoelig voor grondwaterstandsdaling. Dit ecotoop wordt daarenboven zeer hoog gewaardeerd binnen de discipline 'fauna en flora' en is daardoor zeer kwetsbaar. Kwetsbaarheid houdt dus een waardering in en moet daardoor refereren naar een bepaalde situatie of referentiesysteem. Het is belangrijk dit expliciet aan te geven wanneer gebruik gemaakt wordt van kwetsbaarheidskaarten in een effectvoorspelling. In dit voorbeeld werd voor de waardering gebruik gemaakt van het criterium zeldzaamheid van heide-ecotopen op het niveau Vlaanderen. De kwetsbaarheidsbenadering is vooral interessant in combinatie met de ruimtelijke dimensie

74

(geografie): de kwetsbaarheidskaart, die aangeeft waar kwetsbaarheden aanwezig zijn en waar deze groter of kleiner zijn dan op andere plaatsen. Er werd reeds vermeld dat deze benadering niet alleen toepasbaar is in het kader van een haalbaarheids- of voorstudie, maar evengoed gebruikt kan worden in de effectbeoordeling van projectMER'en. Het voorbeeld van een kwets-baarheidskaart voor barrière-effecten van verschillende diergroepen werd in dit kader reeds aangehaald, zowel in het zoeken als aanduiden van aandachtsgebieden (b.v. waar liggen de gebieden waar nauwgezet onderzoek moet gebeuren naar grondwaterstandsdaling in het kader van een specifieke ingreep) als in de effectvoorspelling zelf (het kwantificeren van barrière-effect). Kwetsbaarheid hoeft dus niet meer beoordeeld te worden, wat wel het geval is bij gevoeligheid. Theoretisch kan een ecotoop zeer gevoelig zijn voor een ingreep maar minder kwetsbaar. Kwetsbaarheid wordt afgeleid van gevoeligheid volgens een welbepaalde sleutel die specifiek kan zijn en daardoor expliciet moet vermeld worden bij gebruik van deze benadering. In tabel 5.2 worden zowel vier gevoeligheids- als waarderingsklassen gebruikt en aangeduid hoe de waarde-toekenning naar de vier kwetsbaarheidsklassen is gebeurd. Een dergelijke tabel moet altijd gedefinieerd worden. Tabel 5.2: Sleutel (voorbeeld) voor het bepalen van kwetsbaarheidsklassen door

combinaties van gevoeligheid en biologische waardering

waardering

zeer hoog hoog matig hoog gering hoog

zeer gevoelig 4 4 3 3

gevoelig 4 3 3 2

matig gevoelig 3 3 2 1

gering gevoelig 3 2 1 1 waarbij 4: zeer kwetsbaar; 3: kwetsbaar; 2: matig kwetsbaar; 1: weinig kwetsbaar. De opdeling in gevoeligheidsklassen is in de meeste gevallen gevoelsmatig en niet direct gebaseerd op dosis-effectonderzoek. Daardoor is de relatie tussen de sterkte of intensiteit van de ingreep niet altijd nodig, wat overigens juist de reden is om deze benadering toe te passen.

Bij kwetsbaarheidsbenaderingen kan ook zeer zinvol 'gekwantificeerd' worden, zeker wanneer kwetsbaarheidskaarten gebruikt worden. Het kwantificeren van het 'waarschijnlijk optredende ef-fect' in het kader van kwetsbaarheidskaarten kan op verschillende manieren gebeuren (zie figuur 5.3), dikwijls afhankelijk van de aard van de ingreep. De aanleg van infrastructuurwerken (b.v. een autoweg, een hoofdcollector voor afvalwater, een gasleiding) heeft een duidelijk lineair karak-ter. Hiervoor kunnen specifieke kwetsbaarheidskaarten opgesteld worden (b.v. voor barrière-effect, rustverstoring, bodemverstoring,...). Het 'effect' (bij de kwetsbaarheidsbenadering het 'waarschijnlijk optredend significant negatief effect') kan dan uitgedrukt worden in de lengte-doorsnijding van de kwetsbaarheidsklasse. De lengte kan over alle kwetsbaarheidsklassen

5.3.2 Effectuitdrukking en -beoordeling

75

gewogen opgeteld worden om het effect voor elk onderzocht alternatief te kwantificeren. De wegingsfactoren die gebruikt worden bij deze optelling zijn afhankelijk van de klasse-indeling van de gevoeligheid of de vertaling ervan naar kwetsbaarheid (zie tabel 5.2). Het is belangrijk deze wegingsfactoren expliciet te vermelden. In het geval van b.v. ingrepen zoals een waterwinning of bemalingen in het algemeen kunnen kwetsbaarheidskaarten t.a.v. grondwaterstandsdaling gebruikt worden. Indien de afpompings-kegel van de grondwaterstandsdaling berekend kan worden kan het 'effect' voor verschillende alternatieven (b.v. lokaties van winputten of debietsverschillen) gekwantificeerd worden door een projectie van de grondwaterstandsdaling over de kwetsbaarheidsklassen. Het 'effect' wordt dan uitgedrukt in een oppervlaktemaat per klasse. Ook deze getallen kunnen gewogen opgeteld worden om het 'totale effect' te kwantificeren. Dit getal (gewogen optelling van lengten of oppervlakten) heeft geen eenheid meer en kan enkel aangewend worden om b.v. alternatieven te vergelijken. Een Geografisch Informatie Systeem (GIS) is een heel handig hulpmiddel bij het gebruik van kwetsbaarheidskaarten in effectbeoordeling. In de twee hiervoor besproken voorbeelden werden de kwetsbaarheidskaarten als 'vlekken' (areas) en de ingreep als vlek (zone van grondwaterstandsdaling) of lijn (de infrastructuur) beschouwd. De kwantificering gebeurt dan door een overlay-principe in een zgn. topologische vector-ruimte (punten, lijnen en vlekken). Er kan evengoed gewerkt worden met rasterkaarten. In dit geval gebeurt de kwantificering door een gewogen optelling van het aantal doorsneden of gemeenschappelijk rasters. Het resultaat is hetzelfde. Bij de toepassing van gevoeligheids- of kwetsbaarheidskaarten dient onderstreept te worden dat de vertaling van basisgegevens (zowel beschrijvende gegevens betreffende fauna en flora, hun relatie met standplaatsfactoren, habitateisen, e.d. als dosis-effectkennis) naar dergelijke kwets-baarheden de cruciale stap uitmaakt. In de bespreking van de methodologieën voor de ver-schillende effectgroepen zal hierop dieper ingegaan worden in hoofdstuk 6. Indien deze benadering gebruikt wordt met betrekking tot abiotische veranderingen zoals waterstandsdaling, bodemverstoring, rustverstoring, verzuring,..., is de kennis van de relaties tussen het gebruikte organisatieniveau van de biotische component (b.v. de habitatkarakteristieken van diersoorten) en het abiotische milieu belangrijk. Dit vereist gegevensoverdracht uit de betreffende disciplines (zie hoofdstuk 7).

Effecten en effectuitdrukkingen worden in principe beoordeeld met dezelfde criteria en op dezelfde organisatieniveaus waarmee de referentiesituatie beschreven en beoordeeld werd. Het is daarom belangrijk om een duidelijke werkwijze vast te leggen op welke manier en met welke criteria de gebruikte effectuitdrukkingen beoordeeld worden. Het gerbuik van criteria werd

beschreven in paragraaf 4.4. De analyse van de geplande

5.4 Beoordelingscriteria

6 Analyse van de geplande situatie 6.1 Inleiding

76

situatie omvat een voorspelling van de mogelijke effecten door de realisatie van het project, waarbij in principe nog geen rekening gehouden wordt met milderende maatregelen. Voor de discipline fauna en flora worden effectgroepen gehanteerd (zie ook Deel B, algemene methodologie), waarin effecten samengebracht worden die nagenoeg dezelfde impact hebben op populaties van soorten, levensgemeenschappen, ecotopen, biotopen en grotere (landschaps)ecosystemen (voor de verschillende onderscheiden organisatieniveaus: zie paragraaf 1.2). Voor deze effectgroepen bestaan verschillende technieken om effecten te voorspellen. De keuze van een techniek is afhankelijk van: - het project zelf: het schaalniveau (een waterwinning op één plaats, of

een waterbeheersingsproject in een volledig stroombekken) en de karakteristieken van het project en afhankelijk daarvan het organisatieniveau waarop de effecten zullen voorspeld worden;

- de karakteristieken van het milieu: aanwezigheid en complexiteit van (zeer) waardevolle natuur. Dit kan afgeleid worden uit de analyse van de aandachtsgebieden (zie hoofdstuk 3). In principe zal voor ecologisch waardevolle aandachtsgebieden een gedetailleerde effectvoorspelling gebeuren

- de beschikbare gegevens en mogelijkheden voor gericht veldwerk en de beschikbaarheid van abiotische voorspellingen (hydrologische en bodemkundige gegevens, zowel kwalitatief als kwantitatief, geluidsbelasting, luchtverontreiniging,...).

De keuze van de techniek gebeurt door de deskundige zelf, eventueel in overleg met deskundigen-ambtenaren tijdens de startvergadering. Voor de meeste projecten treden meer dan één effect en effectgroepen op en zullen dus verschillende technieken gecombineerd of naast elkaar gebruikt worden. Een integratie van deze effecten en een eindbeoordeling daarvan vereist een rangschikking (en wegingen) van alle beschreven effecten. Hiervoor bestaan verschillende hulpmiddelen (zie hoofdstuk 8). In principe zijn deze effectgroepen in te delen in de volgende categorieën: - het rechtstreekse eco(bio)toopverlies waarbij het ecotoop (en biotoop)

irreversiebel verdwijnt en niet vervangen wordt door een ander ecotoop. Dit is het gevolg van de deelingreep ruimtebeslag (paragraaf 6.3);

- alle mogelijke eco(bio)toopwijzigingen als gevolg van hydrologische veranderingen, bodemverstoring, verzuring, eutrofiëring,...

Rustverstoring is geen ecotoopwijziging, maar een verandering van biotoopkarakteristieken (biotoopwijziging), waardoor habitatkarakteristieken veranderen voor bepaalde diergroepen. Deze effectgroepen worden besproken in paragrafen 6.4 t.e.m. 6.10;

- hogere orde-effecten zijn het gevolg van ecotoop(biotoop)wijzigingen en veranderingen in voedselketens, veranderende successielijnen, e.d. (paragraaf 6.11)

In volgende paragrafen wordt een overzicht gegeven van bestaande technieken en mogelijke benaderingen om de effecten (per effectgroep) op één of andere wijze te kwantificeren. De meeste technieken werden ontwikkeld in Nederland (vooral met betrekking tot de effectgroep 'verdroging', maar ook voor voor de effectgroepen 'rustverstoring', meer specifiek geluidsbelasting, 'barrière-effecten' en in beperkte mate 'eutrofiëring'). Nagenoeg alle in Nederland ontwikkelde modellen werden nog niet uitgetest in Vlaanderen en er werd eveneens nog geen onderzoek verricht over de mogelijke toepasbaarheid ervan, rekening houdend met de Vlaamse milieukarakteristieken (die - gelukkig - voor een deel wel overeenkomen met het 'Nederlandse milieu') en de beschikbare milieugegevens in Vlaanderen. Wat dit laatste betreft doet Vlaanderen zeker niet onder met Nederland. In Nederland zijn weliswaar de verspreidingsgegevens van plante- en diersoorten beter bekend en beschikbaar, een landelijke kartering van ecotopen (zoals de BWK en ETW) is dan weer in Vlaanderen konsekwenter uitgewerkt. Het uitproberen van een aantal hierna beschreven

77

modellen in concrete MER'en, alsook specifiek toegepast wetenschappelijk onderzoek gestimuleerd door de overheid (zoals b.v. het impulsprogramma 'Natuurontwikkeling'), zal ook in Vlaanderen resulteren naar toepasbare en bevredigende (wat de resultaten en betrouwbaarheid betreft) technieken voor effectvoorspelling. Een aantal bestaande modellen werden ontworpen op ecosysteem-niveau en omvatten voorspellingstechnieken voor verschillende effectgroepen samen, wat ook logisch is voor het inschatten van effecten op dat niveau. Deze modellen worden apart besproken in paragraaf 6.2. In de Nederlandse reeks 'Milieu-effectrapportage' geeft het deel 24 'Effectvoorspelling VIa Landschap' (VROM, 1992) een beknopt maar zeer practisch overzicht van 'landschapsecologische' effectvoorspellingsmodellen. Belangrijk is op te merken dat de hierna besproken technieken niet 'perfect' zijn, en dat hiertussen een keuze moet gemaakt worden. Het is goed mogelijk dat de deskundige met eigen ecologische ervaring en creativiteit zelf een methode ontwikkelt, eventueel steunende op één of meerdere concepten en benaderingen die beschreven worden in de volgende paragrafen. In dit geval moet biezondere aandacht geschonken worden aan het hoofdstuk 'Gebruikte methodologie' in het betreffende MER, waarin het concept en de practische uitwerking ervan, besproken moet worden. Voor een aantal specifieke modellen wordt op het einde van de bespreking een afzonderlijke literatuurlijst gegeven.

Een aantal algemene

effectvoorspellingstechnieken beschrijven de toestand van de natuur en de veranderingen die optreden door diverse ingrepen op hogere organisatieniveaus, dikwijls het ecosysteem. De meeste van deze benaderingen werken op een grote oppervlakte (b.v. een volledige regio of zelfs landelijke) en hebben daardoor een klein 'onderscheidend vermogen' (en zijn dus niet geschikt om effecten op perceelsniveau in te schatten). Voor een aantal projecten (b.v. landinrichting of ruilverkaveling of grootschalige infrastructuurwerken) kan een toepassing toch overwogen worden, mits een relatief zware inspanning voor een vertaling van de Nederlandse modellen naar een Vlaamse situatie. Drie modellen die mogelijk toepasbaar zijn in ons land, worden besproken: 1. De CML-Ecotopenmethode De ecotopenmethode is een beschrijvings-, voorspellings- en beoordelingsmethode, gebaseerd op het door het Centrum voor Milieukunde te Leiden ontwikkelde Ecotopensysteem. Het is een typologie die de vegetatie beschrijft in relaties tot standplaatsfactoren. Fauna-elementen worden niet betrokken in deze methode. Binnen het systeem werden circa 130 ecotooptypen onderscheiden met dominante en ondergeschikte abiotische kenmerken, waarop de gehele voorspelling en beoordeling van vertrekt. Een eventuele Vlaamse toepassing vereist in de eerste plaats de ontwikkeling van een eigen ecotopensysteem. De BWK kan alleszins hiervoor een belangrijke basis zijn, maar onderzoek hieromtrent werd nog niet gedaan. De invoer van gegevens bestaat uit ruwe vegetatiekarteringen, streeplijsten (van hogere planten) of opnames. De effectvoorspelling bestaat uit het inschatten van veranderingen in abiotische kenmerkklassen en de daaruit voortvloeiende verschuivingen in ecologische soortengroepen. Interessant in deze methode is dus het holistische karakter, waardoor effectief het 'nieuwe' ecotoop wordt voorspeld (zie paragraaf 5.2). De beoordeling gebeurt door de

6.2 Algemene effectvoorspellingsmethoden

78

vaststelling van de verandering in natuurbehoudswaarde, steunende op b.v. zeldzaamheidsgetallen of -klassen van plantesoorten of ecotopen. Door het relatief grote onderscheidend vermogen van het model (zoals in Nederland ontwikkeld), is de techniek toepasbaar op regionaal of landelijk niveau en dus heel geschikt voor beleidsstudies (MER'en op een hoger planniveau: voorstudies, haalbaarheidsstudies, landinrichting,...). Literatuur: Stevers, R.A.M., J. Runhaar & C.L.G. Groen, 1987. Het CML-

ecostopensysteem: uitwerking voor noord-, west- en zuidwest-Nederland. CML-mededelingen 34. Instituut voor Milieukunde, Leiden.

Udo de Haes, H.A. & J. Runhaar, 1987. Het CML-ecotopensysteem:

onbruikbaar of een nieuwe aanpak in de landschapsecologie? Landschap 4 (2),: 64-66.

Appelman, K. (red), 1991. Landschapsecolgischekartering voor milieu-

effectrapportage bij de aanleg van rijkswegen. Rijkswaterstaat, Meetkundige Dienst/ Dienst Weg- en Waterbouwkunde, Delft.

2. De Algemene Methode voor OEcologische BEoordeling (AMOEBE) De AMOEBE is een methode voor milieukwaliteitsbepaling, waarbij een kwantitatieve beschrijving en beoordeling van de toestand van het milieu in een bepaald gebied wordt gegeven. Het is in feite geen voorspellingsmethode (wel een typische representatiemethode), maar zou wel aangewend kunnen worden als basis voor b.v. kwetsbaarheidskaarten. De methode maakt gebruik van vijf samenhangende milieufactoren: fysische, ruimtelijke, chemische factoren, flora en fauna. Het geheel wordt voorgesteld in een AMOEBE-diagram (zie figuur 6.1). De kwaliteitsbepaling bestaat uit een vergelijking van de huidige milieukwaliteit van een gebied met een vooraf opgesteld streefbeeld. De methode vraagt dus heel wat ecologische kennis en vaardigheid en lijkt nogal subjectief. Literatuur: Brink, B.J.E. ten & .H. Hosper, 1989. Naar toestbare doelstellingen voor

het waterbeheer: De AMOEBE-benadering. H20 22(20):612-617. Broekhoven, A.L.M. & J.A.M. Vanhemelrijk (red.), 1989. AMOEBE voor de

grote rivieren van Nederland. Een aanzet tot kwantificering van streefbeeld, huidige toetstand en effecten van maatregelen. Bijdrage ten behoeve vand e Derde Nota Waterhuishouding, DBW/RIZA.

Hofstra, J.J., 1990. De milieutoestand van de Loosdrechtse Plassen

weergegeven door middel van een "Amoebe". RIVM rapport nr. 751901004, Bilthoven.

Hofstra, J.J., J.H. Janse & L. van Liere, 1991. De milieutoestand van de

Loosdrechtse Plassen. Toepassing van de presentatietechniek AMOEBE en het eutrofiëringsmodel PCLOOS. H20 24(10): 260-265.

3. Eco-energetische modellen Een heel andere benadering voor het beschrijven van effecten op fauna en flora is een eco-energetische analyse, waarbij het milieu als een ecosysteem s.s. (Odum 1971) wordt beschreven aan de hand van componenten waartussen stromen bestaan van energie, materie en informatie (Odum's 'Energy Flow Language'). In Nederland werd een dergelijke benadering toegepast op Terschelling en Schiermonnikoog voor landbouwactiviteiten en de soortensamenstelling van

79

graslanden en een ruilverkaveling. Deze eco-energetische analyse heeft geen duidelijke raakvlakken met andere landschapsecologische methoden; het resultaat ervan is dan ook moeilijk te beoordelen (de effecten kunnen moeilijk beoordeeld worden met criteria zoals zeldzaamheid, diversiteit of natuurlijkheid). Specifieke literatuur Jansen, S.R.J. & P.J.A.M. Smeets, 1986. Relaties tussen agrarische

bedrijfsvoering en oecologische graslandkwaliteit op Terschelling en Schiermonnikoog: Een energie-analytische benadering. Landschap 3 (2): 116-128.

4. Het model MOVE Het Multistress mOdel voor de VEgetatie voorspelt de kans op voorkomen van plantesoorten als functie van nationale (althans voor Nederland) verzurings, vermestings- en verdrogingsscenario's (Latour & Reiling, 1993). Deze kans wordt bepaald op grond van de combinatie van berekende waarden voor de standplaatsfactoren zuurgraad, voedselrijkdom en vochttoestand die uitgedrukt worden in Ellenberg-achtige indicatiewaarden en steunen op een regressie van een 12000-tal vegetatieopnamen in Nederland. De toepassing van MOVE wordt in Nederland betwist (Clausman, 1993) en een gebruik in Vlaanderen lijkt voorlopig niet opportuun.

De effectgroep 'ecotoop- en biotoopverlies' is het éénvoudigste

te voorspellen en te kwantificeren. Het slaat op het irreversiebele verlies van ecotopen en leefgebied van dieren (biotopen) dat (enkel) door het definitieve ruimtebeslag wordt ingenomen. De aanleg van een aanvoerweg b.v. die nà het beëindigen van de werken terug wordt verlaten, behoort niet tot deze effectgroep omdat nà de afbraak van deze tijdelijke weg zich terug een ecotoop zal vormen (weliswaar anders, maar in principe weer functioneel voor mogelijke natuur); hetzelfde geldt voor de aanleg van een pijplijn. In deze gevallen dient in het MER voorspeld te worden ofdat dat initiële ecotopen zich al dan niet herstellen. Dergelijke effecten horen tot andere effectgroepen (zoals bodemverstoring). De autoweg zelf (het asfalt, evetueel de taluds), een parking, een kampeerplaats, e.d. behoren wel tot het ruimtebeslag en de lokatie en oppervlakte ervan wordt gebruikt om het ecotoopverlies in te schatten. De beoordeling ervan is echter tweeledig: 1. een eerste beoordeling evalueert het verlies aan ecotopen en steunt op

de samenstellende plantesoorten van de verloren ecotopen. Deze ecotopen werden beschreven in twee stappen:

a. de initiële BWK-ecotoop-kartering en ETW-kartering

(actualisering) die gebruikt wordt om aandachtsgebieden af te bakenen;

b. een gedetailleerde beschrijving van de aandachtsgebieden (plantesoorten, aanwezige vogels en overige rode-lijst-soorten die betrokken werden in het MER);

2. een tweede beoordeling wordt afgeleid uit het rechtstreekse

ecotoopverlies (punt 1). Deze ecotopen zijn volledige of delen van habitaten van diersoorten (vogels en de rode-lijst-soorten die betrokken werden in het MER). Door het verlies ervan, verdwijnen ook gedeelte of volledige populaties van de betroffen diersoorten uit het studiegebied.

6.3 Effectgroep 'ecotoop- en biotoopverlies' 6.3.1 Inleiding

80

Deze effecten worden behandeld en beoordeeld in paragraaf 6.10.2.

Ecotoopverlies kan éénvoudig uitgedrukt

worden in een oppervlaktemaat of lengtemaat (in het geval van waterlopen). De beoordeling kan op twee niveaus gebeuren: - niveau van de soort: aan de hand van zeldzaamheidsgetallen of -klassen

van de samenstellende plantesoorten en de rechtstreeks verdwenen diersoorten (in het geval dat het ecotoop de volledige habitat is van de diersoort);

- niveau van de ecotoop: aan de hand van biologische waarde (cfr. BWK-waardering) of zeldzaamheidswaarden van de afzonderlijke ecotopen. Deze zeldzaamheidswaarden kunnen refereren naar het studiegebied, Vlaanderen, landelijk of internationaal. Op dit moment bestaan nog geen oppervlaktewaarden van BWK-ecotopen op niveau Vlaanderen. Deze zullen wel beschikbaar zijn eind 1996 (Instituut voor Natuurbehoud), waardoor bij het gebruik van (afgeleide) BWK-ecotopen ook op het niveau Vlaanderen een kwantitatief oordeel zal kunnen gegeven worden van rechtstreeks ecotoopverlies.

Verdroging omvat alle milieu-effecten die voortvloeien uit een

antropogeen veroorzaakte grondwaterstandsdaling zoals vochttekort, verschillen in mineralisatie en kwel. Globaal is verdroging het gevolg van alle mogelijke veranderingen van hydrologische evenwichten in de watercyclus (zie discipline 'water'). Fysisch betekent verdroging een vermindering van de specifieke waterinhoud van de watervoerende lagen en van de bodem door antropogene be-nvloeding. Dit sluit wijzigingen als gevolg van natuurlijke elementen en vooral van klimaat uit (Verbruggen, 1994). Met betrekking tot de discipline fauna en flora is verdroging een typisch indirect effect, waarbij het directe effect, de hydrologische verandering, voorspeld wordt door de discipline 'water'. Verdroging kan het gevolg zijn van heel wat deelingrepen zoals permanente waterwinningen of drainering, (tijdelijke) bemalingen voor de aanleg van infrastructuren in brede zin, diverse waterbeheersingswerken, doorbreken van ondoorlaatbare bodemlagen, ontgrondingen, e.a.. De effectgroep 'verdroging' wordt gerekend onder de globale groep 'ecotoop (en biotoop)wijzigingen, waarbij het éne ecotoop evolueert naar een aander ecotoop als gevolg van de deelingreep. Verdroging kan effecten hebben op diverse aspecten van de discipline fauna en flora, zoals b.v. - terrestrische grondwaterafhankelijke ecotopen: alle laagveenmoerassen,

vochtige heiden, vochtige graslanden, moerasbossen,... Hoogvenen zijn weliswaar regenwaterafhankelijk, maar door hun hydrologische afhankelijkheid van de omgeving zeer kwetsbaar voor grondwaterstandsda-lingen. Nier alleen de vegetatiesamenstelling van dergelijke ecotopen verandert door verdroging, maar ook de structuur ervan, waardoor aan een aantal habitatkarakteristieken van diergroepen niet meer voldaan wordt. Ook zijn heel wat dieren rechtstreeks afhankelijk van de lokale specifieke vochtigheidskenmerken van de bodem;

- plassen, turfputten, vennen, wielen, meren, etc. kunnen door hydrologische veranderingen permanent of tijdelijk droogvallen. Niet alleen de aanwezige ecotopen (oevervegetaties, waterplantvegetaties, verlandingsvegetaties) veranderen daardoor, maar hele levensgemeenschappen (b.v. het ven met de aanwezige waterplanten,

6.3.2 Effectuitdrukking en -beoordeling

6.4 Effectgroep 'verdroging' 6.4.1 Inleiding

81

waterwantsen, libellenlarven,...) kunnen wegvallen; - bronnen, bovenlopen van beken, grachten en sloten, etc.

Om practische redenen en omwille van de beschikbaarheid van

effectvoorspellingstechnieken wordt de voorspelling van verdroging op fauna en flora best opgesplitst in effecten op vegetaties en effecten op dieren. Deze effecten zijn enerzijds 'rechtstreeks': - ten gevolge van het vochttekort: wijziging van de

soortensamenstelling (vegetaties) als gevolg van de verschillen in concurrentiekracht bij verschillende vochtvoorzieningen van de bodem. Soorten kunnen verdwijnen door fysiologische vochttekorten, maar ook door dominantie (concurrentie) van 'beter' aangepaste soorten;

- ten gevolge van oppervlaktewaterstandsdalingen: verdwijnen van aquatische diersoorten (b.v. vissen, waterwantsen, waterkevers,...) of diersoorten waarvan een levensstadium gebonden is aan water (amfibieën en reptielen, libellen en waterjuffers, enkele zoogdieren,....)

anderzijds 'onrechtstreeks': - ten gevolge van wijzigende ecotopen: niet meer voldoen aan

habitateisen van diersoorten door veranderende vegetatiestructuur of door veranderende successiereeksen van vegetaties;

- ten gevolge van veranderingen in de bodem: betere aëratie en daardoor mineralisatie van organisch materiaal en veenoxidatie met de daaruit voortvloeiende eutrofiëring en wijzigingen van ecotopen (soortensamenstelling, successie,...).

De meer rechtstreekse effecten kunnen met een bepaalde zekerheid voorspeld worden. Dergelijke effecten kunnen uitgedrukt worden in het verdwijnen van soorten, verminderen van populaties. Over de mogelijkheden van effectvoorspellingstechnieken wordt in volgende paragrafen verder ingegaan. Onrechtstreekse effecten zijn heel wat moeilijker te voorspellen door toenemende onzekerheid. Effectuitdrukking zal dikwijls beperkt blijven tot het beschrijven van enkele mogelijke wijzigingen.

Effecten op vegetaties kunnen uitgedrukt en

beoordeeld worden door zowel een kwetsbaarheidsanalyse als een effectgerichte benadering. Voor de effectgroep 'verdroging' zijn met betrekking tot vegetaties trouwens heel wat voorspellingstechnieken beschikbaar. Een kwetsbaarheidsbenadering kan gebruikt worden in een voorstudie (of haalbaarheidsMER) of voor het aanduiden van aandachtsgebieden (zie paragraaf 3.2). De effectgerichte benadering voorspelt het effect van de (grond)waterstandsdaling op vegetaties, zij het door te voorspellen welke plantesoorten zullen verdwijnen (voorspelling op soortniveau), zij het door de gewijzigde vegetatie volledig te beschrijven (voorspelling op ecotoop-niveau). Effecten op vegetaties worden best 'ecohydrologisch' benaderd, waarbij 'water' als systeem benaderd wordt: een door waterstroming samenhangend geheel van oppervlakte- en grondwater, met de daarbij horende levensgemeenschappen,

6.4.2 Benadering

6.4.2.1 Algemeen

6.4.2.2 Effecten op vegetaties

82

processen en relaties met de omgeving (zoals waterbodem, oevers en infrastructuur). Deze ecohydrologische systeem-benadering wordt zeer practisch beschreven door 'Water boven water 1988' en van Beusekom et al., 1990. Deze systeembenadering is eveneens zeer goed toepasbaar op de verschillende onderscheiden organisatieniveaus: - regionaal (grond)watersysteem: ecohydrologische relaties op het niveau

van het landschapsecosysteem (infiltratie- en kwelgebieden op het niveau van een stroombekken van een rivier of beek);

- lokaal (grond)watersysteem: lokale ecohydrologische relaties tussen ecotopen;

- de standplaats: de processen en relaties tussen de plaatselijke vegetatie (ecotoop) en de bodemgesteldheid (hydrochemie van de wortelzone, de onverzadigde en verzadigde zone).

Deze niveaus (figuur 6.2) zijn uitgesproken hiërarchisch waarbij de karakteristieken van de standplaats bepaald worden door het lokale (grond)watersysteem dat op zijn beurt afhankelijk is van de positie in het regionale (grond)watersysteem. Het is belangrijk te kiezen op welk niveau effecten uitgedrukt zullen worden; deze keuze bepaalt immers welke gegevens noodzakelijk zijn uit de discipline 'water' (of hoe gedetailleerd hydrologische voorspellingen verwacht worden). Het is noodzakelijk deze keuze in het begin van het op te stellen MER vast te leggen, omdat dit de keuze van het hydrologisch model bepaalt (regionaal, lokaal of het niveau van de standplaats). Hydrologische voorspellingen op het niveau van de standplaats vragen dikwijls zeer gedetailleerde basisgegevens zoals lokale topografie en geologie en kwalitatieve (chemische) gegevens over het grondwater (zie paragraaf 6.4.4). Dit moet mogelijk (en betaalbaar) blijven binnen het kader van het op te stellen MER. De afweging hiervan hangt af van de ingreep (de significantie van de te verwachten hydrologische effecten), de verwachte effecten daarvan op de vegetaties, maar vooral het belang (de waarde en kwetsbaarheid) ervan voor het natuurbehoud. Effecten op het niveau van de standplaats (het ecotoop met de daarin aanwezige plantesoorten) als gevolg van een grondwaterstandsdaling zullen pas tot uiting komen na enkele decennia (zie Water boven water, 1988). De beginsituatie ( de 'referentie-vegetatie') is een evenwichtssituatie die door de waterstandsdaling verandert naar een nieuw evenwicht: de eindsituatie (zie figuur 6.3). Het effect bestaat uit een verandering in soortengroepen (gekoppeld aan standplaatsfactoren). Op het niveau van de standplaats is de grondwaterstand natuurlijk niet de enige parameter die de vegetatie bepaalt. Grondwater en vegetatie staan met elkaar in verbinding via de bodem die wordt gekarakteriseerd door: - de beschikbaarheid van vocht (vochtleverend vermogen); - een complex van andere kenmerken met als belangrijkste (voor de

vegetatie althans) de zuurtegraad en bufferend vermogen en de aanwezige voedingsstoffen als stikstof en fosfor (van Beusekom et al., 1990).

De hierboven beschreven evenwichten (begin- en eindsituatie) worden door deze abiotische factoren (water- en bodemkarakteristieken) bepaald in relatie met biotische factoren (competitie en coëxistentie tussen plantenindividuen) en andere externe factoren (zoals b.v. het beheer van de vegetatie). Al deze processen zijn op dit niveau moeilijk te modelleren en dus te gebruiken in effectvoorspellingstechnieken. In paragraaf 6.3.4 wordt nader ingegaan op de mogelijkheden en bruikbaarheid van enkele effectvoorspellingsmodellen.

83

Figuur 6.3: Schematische samenvatting van de relaties

grondwater/standplaats/plant. (uit van Beusekom et al., 1990).

Verdrogingseffecten op dieren manifesteren zich globaal

op de volgende manieren: 1. door verandering van een aquatisch systeem naar een terrestrisch systeem

is het milieu volledig ongeschikt geworden voor een populatie (de volledige habitat verdwijnt), b.v. door droogvallen van vennen of ondiepe plassen verdwijnt de populatie van de dieren die obligaat gebonden zijn aan water (vissen, waterinsekten, salamanders,...);

2. door het verdwijnen van noodzakelijke habitatplekken van diersoorten, waardoor de populatie alleszins zal verminderen of in een aantal gevallen ook zal verdwijnen (of zich verplaatsen naar een ander gebied). Voorbeelden zijn het wegvallen van paaiplaatsen voor kikkers en padden, of het voorplantingsgebied van bepaalde libellen of waterjuffers;

3. het veranderen van habitatkarakteristieken op langere termijn doordat de vegetatiesamenstelling van ecotopen verandert door een verdroging. Populaties van bepaalde diersoorten zullen hierdoor uiteindelijk afnemen of volledig verdwijnen. Verdroging kan ook voor gevolg hebben dat 'andere successielijnen ' gevolgd worden door het nieuwe ecotoop. Een vochtige heide b.v. groeit niet of zeer langzaam dicht met boomsoorten of pijpestrootje door de constante vochtigheid. Een verdoging kan tot gevolg hebben dat de vergrassing en verbossing veel sneller doorzet, waardoor habitatkarakteristieken van diersoorten die gebonden zijn aan een open, vochtig milieu met dwergstruiken verdwijnen. Een ander voorbeeld is het veranderen van een open moerasvegetatie naar een droog elzenbroek. Dit zijn typische voorbeelden van hogere orde-effecten, die in heel wat gevallen zeer moeilijk te voorspellen zijn, maar toch kwalitatief beschreven kunnen worden;

4. door het verminderen of wegvallen van bepaalde diersoorten in een gebied, vermindert of verdwijnt ook de prooi voor specifieke predatoren.

6.4.2.3 Effecten op dieren

84

Ook dit zijn hogere orde-effecten die ageren via de bestaande voedselketens in een bepaald gebied (effecten op ecosysteem-niveau). Dergelijke effecten zijn doorgaans ook enkel kwalitatief te beschrijven met de nodige onzekerheid door het ontbreken van modellen en specifieke kennis.

Er zijn tot hiertoe geen specifieke modellen bekend die het effect van verdroging op dieren voorspellen en er zal daardoor voornamelijk beschrijvend moeten gewerkt worden steunende op de gekende of veronderstelde verspreiding van diersoorten en populaties in het studiegebied en de gekende habitatkarakteristieken en habitatplekken. Hierbij zullen alleszins veronderstellingen gemaakt moeten worden. Een aantal modellen die veranderingen op ecotoop of levensgemeenschapsniveau voorspellen, kunnen in enkele gevallen gebruikt worden (zie paragraaf 6.2). Voorbeelden 1. In het studiegebied dat gekarakteriseerd is door een waterplas en een

uitgestrekte rietkraag huist een roerdomp. Door het droogvallen van de plas wordt voorspeld dat het rietbiotoop verandert (verruigt) in een wilgenstruweel, waardoor op lange termijn het biotoop van de roerdomp verdwijnt (en de roerdomp ook).

2. In het studiegebied komen vennen voor waar zeer zeldzame soorten

libellen en waterjuffers voorkomen (enkele rode-lijstsoorten gekend uit de literatuur). Deze vennen zijn het voortplantingsgebied voor deze soorten. Er wordt verwacht dat de vennen het grootste gedeelte van het jaar zullen droogvallen (zeker in de voortplantingsperiode van de betroffen soorten). Hierdoor kan met redelijke zekerheid aangenomen worden dat op korte termijn de populatie van deze soorten zal afnemen of zelfs verdwijnen.

Kwetsbaarheid ten aanzien van

(grond)waterstandsdaling kan essentieel vanuit drie gezichtspunten benaderd worden: - kwetsbaarheid (=gevoeligheid + waardering) afgeleid van biotische

gegevens: vegetatie, fauna-elementen (water-gebonden invertebraten, amfibieën en reptielen,...)

- gevoeligheid afgeleid van abiotische gegevens, in het bijzonder bodemkarakteristieken;

- een combinatie van zowel biotische als abiotische gegevens. Een gevoeligheidskaart die steunt op abiotische informatie veronderstelt de (potentiële) aanwezigheid van (grond)waterstandsafhankelijke levensgemeenschappen. Na een waardering kan deze gevoeligheid omgezet worden naar een kwetsbaarheid. Deze waardering heeft dan betrekking op de verwachte ecotopen en levensgemeenschappen die gebonden zijn aan specifieke abiotische omstandigheden (in het geval van een kwetsbaarheidskaart voor verdroging gaat het dan vooral om ecohydrologische condities). De belangrijkste abiotische gegevens zijn vooral het bodemtype en informatie omtrent grond- en oppervlaktewater. Gevoeligheid zou in dit geval vertaald kunnen worden uit informatie van de Bodemkaart van België, eventueel gecombineerd met de AARDEWERK-databank (zie discipline 'bodem'). Methodologisch is een dergelijke vertaling zeer pragmatisch en vereist specifieke kennis over de gebruikte bodeminformatie en de ecologische relaties tussen bodemcondities en (verwachte of potentiële) ecotopen (standplaatsen). Door Van Ghelue ,et al. (1993) werd ten aanzien van verdroging een éénvoudige vertaling van bodemkaart-informatie en hydrologische gegevens (aanwezigheid van kwel- en infiltratiegebieden) uitgewerkt op een landinrichtingsproject. De hierbij gebruikte werkwijze is

6.4.3 Kwetsbaarheidsbenadering

85

samengevat in Bijlage IX en is in dit kader louter illustratief. Kwetsbaarheidskaarten kunnen ook afgeleid worden uit biotische informatie, zowel met betrekking tot de vegetatie als 'water-afhankelijke' diergroepen. In Bijlage X zijn voorbeelden van het toekennen van 'kwetsbaarheids-getallen' voor waterstandsdaling aan BWK-ecotopen uiteengezet. In paragraaf 3.2 wordt voorgesteld om initiële aandachtsgebieden af te leiden uit een geactualiseerde BWK-ecotopenkaart. Informatie uit een geactualiseerde ETW (zie paragraaf 3.2) is in het kader van de effectgroep 'verdroging' minder relevant (uitgezonderd voor de aanduiding van sloten en grachten, bronnen en kleine bronbeken: deze elementen kunnen wel gevoelig zijn voor verdroging). Het gebruik van de informatie van BWK-ecotopen kan op verschillende manieren gebeuren waarbij in principe altijd gevoeligheden worden gekoppeld aan plante- of diersoorten: 1. de meest adekwate werkwijze lijkt een toekenning van gevoeligheden aan

karteringseenheden op basis van de aanwezige plantesoorten. Heyrman & Verheyen (1991) en Nagels (1991) hebben een dergelijke methode toegepast door autecologische kennis van plantesoorten (in dit geval de indicator-vocht-getal van Ellenberg en de freatofietenlijst van Londo : zie paragraaf 4.3.3). Op die manier kan voor elke karteringseenheid een 'gemiddelde' of beter 'maximale' gevoeligheid berekend worden. Een dergelijke werkwijze kan gebeuren door aan elke karteringseenheid een 'ideale' botanische samenstelling toe te kennen, zoals dit trouwens beschreven is in de algemene verklarende tekst van de BWK (De Blust et al. 1985).

Beter is echter de geactualiseerde BWK te gebruiken die als initieel

veldwerk voor elk MER werd vooropgesteld om aandachtsgebieden af te bakenen (zie hoofdstuk 3). Wanneer verdrogingseffecten verwacht worden, kunnen de karteringseenheden hiernaar ook aangepast of uitgebreid worden (zie paragraaf 3.3). Daarbij is het belangrijk zo weinig mogelijk gebruik te maken van zogenaamde 'complexen' (toekennen van meer dan één ecotoop-code aan een karteringseenheid). Vervolgens kan aan elke ecotoop-code een rangschikking van gevoeligheden gegegeven worden (in twee of meer klassen), weer steunende op indicatiegetallen van plante-soorten die gekoppeld worden aan elke ecotoop-code.

Nog beter is het opstellen van een plantesoortenlijst voor elke

karteringseenheid (steunende op bestaande informatie maar vooral veldwerk). Hierbij wordt dus niet gewerkt met een 'ideale' soortencombinatie per ecotoop-code, maar worden voor dezelfde code, meerdere soortencombinaties (varianten voor een zelfde ecotoop) opge-steld. Vervolgens kan weer met behulp van indicatiegetallen een gevoeligheid aan elke karteringseenheid berekend worden. Deze werkwijze voor het opstellen van kwetsbaarheidskaarten beantwoordt waarschijnlijk het best aan de werkelijke situatie.

Verspreidingsgegevens van planten kunnen in een aantal gevallen ook

gecombineerd worden BWK-karteringen, maar dan enkel voor kleinschalige kwetsbaarheidskaarten, b.v. op schaal 1/250.000. Hieromtrent bestaat nog geen ervaring.

Ook kunnen gevoeligheden aan ecotoop-coden toegekend worden steundende

op het 'beste professioneel oordeel-principe' (in plaats van een gevoeligheid te berekenen uit indicatiegetallen). Door Van Ghelue et al. (1993) werd een dergelijke werkwijze toegepast op een landin-richtingsproject, waarbij trouwens twee 'beste professionele oordelen' werden vergeleken. Bijlage X geeft twee van deze gevoeligheids-toekenningen aan ecotoop-coden en ecotoop-complexen. Overigens bleek deze 'beste professionele oordelen' voor een aantal gevoelig-heidstoekenningen sterk te verschillen.

De stap van gevoeligheid naar kwetsbaarheid kan gebeuren door de

86

karteringseenheden te waarderen ten aanzien van natuurwaarden. Hiervoor wordt verwezen naar paragraaf 4.5.3.

De uiteindelijke methode die gebruikt wordt om de informatie uit een geactualiseerde BWK-kartering te vertalen naar gevoeligheden en kwetsbaarheden, moet in elk MER expliciet uitgelegd worden. 2. Aangezien de BWK-kartering in principe geen informatie oplevert over

aanwezige fauna, kan een bijkomende kwetsbaarheid toegekend worden door ruimtelijk aan te duiden waar 'water-afhankelijke' diergroepen aanwezig zouden zijn. Dit kan eventueel gebeuren door bij specifieke BWK-ecotopen te veronderstellen dat er bepaalde levensgemeenschappen (diersoorten) voorkomen (b.v. veedrinkpoelen zijn het habitat voor kikkers, padden en salamanders). Ook kan hiervoor natuurlijk bestaande informatie of (beter) kunnen veldgegevens gebruikt worden. Een dergelijke werkwijze wordt trouwens voorgesteld voor het aanduiden van aandachtsgebieden (zie paragraaf 3.2). Ook hier geldt een expliciete vermelding van de gebruikte benadering.

Kwetsbaarheidskaarten kunnen ook afgeleid worden uit een combinatie van abiotische en biotische informatie. In een aantal gevallen is het goed mogelijk dat in een BWK-kartering karteringseenheden niet als (zeer) gevoelig (kwetsbaar) beoordeeld worden, maar wel gevoelig zijn steunende op abiotische informatie. Het is heel goed mogelijk dat een Bodemkaart of een hydrologische kaart vochtige kwelgebieden aanduidt die op die plaats niet tot uiting komen in een grondwater-afhankelijk ecotoop. Redenen zijn b.v. gewijzigde bodemcondities door ander grondgebruik op die plaats. Potentieel is die lokatie dan echter wel gevoelig. In andere gevallen geeft een ecotoopaanduiding dan weer geen goede indicatie ten aanzien van gevoeligheid voor verdroging (b.v. akkers op zandige bodem, populierenaanplant op vochtige bodem of bomenrij). Een aanpassing (vooral detaillering) van karteringscodes of een aanvulling met 'abiotische' gevoeligheid kan dan een oplossing bieden. Zo zouden akkers op zandige bodems die op de Bodemkaart aangeduid worden met drainageklasse d,e,f,g of h als gevoelig beschouwd worden (en eventueel kwetsbaar met betrekking tot specifieke akkeronkruiden op vochtige bodems). De hierboven geschetste mogelijkheden voor het opstellen van kwetsbaarheidskaarten zijn denkpistes en werden slechts sporadisch toegepast voor onderzoek naar milieu-effecten. Ze moeten dan ook met de nodige voorzichtigheid gebruikt worden. Ook de combinatie tussen abiotische gevoeligheden en b.v. de BWK werd maar in aantal gevallen onderzocht (zie hiervoor b.v. Van Ghelue et al. 1993, Paelinckx et al. 1994 en Van Den Abeele 1986).

Voor effecten van (grond)waterstandsdaling op vegetaties te

voorspellen, zijn verschillende instrumenten beschikbaar. Deze modellen werden ontwikkeld in Nederland, maar zijn mogelijk eveneens toepasbaar in Vlaanderen, zij het onder een aantal voorwaarden of in aangepaste vorm. Van Beusekom et al. (1990), van der Veen & Garritsen (1994), Wassen en Schot (1992) geven een zeer duidelijk overzicht van deze instrumenten, met verwijzingen naar de toepassingsmogelijkheden (gebruiksdoel, gebruiksniveau) , de noodzakelijke invoergegevens en de techniek zelf, alsook de vereiste deskundigheid en beperkingen. Hiernaar wordt uitdrukkelijk verwezen bij de toepassing in Vlaanderen. Er wordt onderscheid gemaakt tussen practische en specialistische instrumenten. Practische modellen maken gebruik van enkele éénvoudige beslisregels, de specialistische technieken bestaan uit computermodellen. Al deze modellen werden empirisch ontwikkeld en steunen in een aantal gevallen op statistische analyse; meestal is de voorspelling echter gebaseerd op een

6.4.4 Effectvoorspellingsmodellen met betrekking tot vegetaties

6.4.4.1 Inleiding

87

professioneel oordeel. De modellen en vooral de bekomen resultaten moeten daardoor door deskundigen (ecohydrologen) uitgevoerd en beoordeeld worden. In de volgende paragrafen worden een aantal van deze instrumenten in het kort besproken en aangegeven wat de mogelijkheden zijn voor de toepasbaarheid in Vlaanderen: - de zogenaamde vuistregels, het Natuurtechnisch model (het uitgebreide

WAFLO-model) en het staleninstrument zijn vooral practische modellen. Hiervan werd enkel het WAFLO model reeds toegepast in effectvoorspellingen in Vlaanderen, zij het onder een aangepaste vorm (Coeck en Verhaert, 1990) in een aantal MER'en.

- het regionale DEMNAT-model, het ICHORS-model en het subregionale WSN-instrument zijn specialistische instrumenten. Zij werden nog niet toegepast in Vlaanderen, maar worden toch besproken in het kader van dit Richtlijnenboek als potentiële technieken.

- het CML-ecotopenmodel als algemeen effectbeoordelingsmodel wordt besproken in paragraaf 6.3.

- een aantal modellen zijn ontwikkeld voor zeer specifieke toepassingen zoals het HYVEG- en ECAM-model.

Al deze modellen werden ontwikkeld voor meer of minder specifieke toepassingen, voor verschillende schaalniveaus en met verschillende nauwkeurigheden. Een eventuele keuze voor een Vlaamse toepassing moet daarom met de nodige voorzichtigheid en afwegingen gebeuren. Door van Bakel (1992) werden een aantal belangrijke kanttekeningen geformuleerd bij de bruikbaarheid voor ecologische toepassingen, waarnaar uitdrukkelijk wordt verwezen. Indien één van deze instrumenten gebruikt wordt in een MER en eventuele aanpassingen uitgevoerd werden, moeten dit expliciet in het MER worden uitgelegd. Een aantal van deze instrumenten vereisen zeer gedetailleerde informatie over abiotische standplaatsfactoren (gegevens over de vochtigheid van de bodem en de fysisch-chemische kwaliteit van grondwater). Deze invoer-gegevens moeten bij het gebruik van dergelijke modellen geleverd worden door de discipline 'water' of 'bodem'. Een overzicht van de ingrepen waarvoor de modellen effecten voorspellen, de toepassingsvelden, het onderscheidend vermogen (de schaal), de noodzakelijke gegevens en kennis wordt samengevat in tabel 6.1. De meeste geraadpleegde literatuur is afkomstig uit het themanummer 'Hydro-ecologische voorspellingsmethoden voor beheer en beleid' van het tijdschrift 'Landschap' (Landschap, 1992,2) en de handboeken 'Water boven water, 1989' en 'Grondwaterbeheer voor Natuur, Bos en Landschap' van de Studiecommissie Waterbeheer Natuur, Bos en Landschap (red. Van Beusekom et al. , 1990). Van der Veen & Garritsen (1994) geven een volledig kennisoverzicht van de ecohydrologie en effectvoorspellingstechnieken met een volledige lietratuurlijst.

Vuistregels geven een zeer snelle indicatie over het

mogelijke effect van een grondwaterstandsdaling, grondwaterstandstijging (zie paragraaf 6.4.5) en de aanvoer van gebiedsvreemd water (zoals eutrofiëring: zie paragraaf 6.9). Deze laatste twee effecten behoren weliswaar niet tot de effectgroep 'verdroging', maar behoren alleszins onder de noemer 'hydrologische effecten'. Vuistregels vertrekken van vereenvoudigde tabellen van hydrologische profieltypen en de typering van grondwaterkwaliteit. Benodigde gegevens zijn waterstanden (eventueel afgeleid uit de Bodemkaart), en grondwateranalyse (Ca- en Cl-gehalte voor de bepaling van de ionen-ratio (een Ca/Cl-verhouding: zie Bijlage XI), het elektrisch geleidingsvermogen en de bepaling van het type grondwaterkwaliteit (regenwaterachtig, grondwaterachtig of zeewaterachtig). Een voorbeeld is geïllistreerd in figuur 6.3. De effectvoorspelling is tegelijkertijd een beoordeling en gebeurt door een waardering van de uitgangssituatie en waardeveranderingen door het effect. De methode is globaal

6.4.4.2 Vuistregels

88

weergegeven in bijlage XI en is uitvoerig beschreven in van Beusekom et al. (1990) en Water boven Water (1989). De vuistregels zijn altijd toepasbaar, ook voor Vlaanderen. Het instrument werd echter nog niet toegepast. De waterkwaliteitsgegevens en waterstanden zijn afkomstig van de discipline 'water'. Gedetailleerde simulaties van de grondwaterstand na de ingreep (of tijdens de aanleg), zijn niet noodzakelijk. De methode kan gebruikt worden voor globale effectbeoordeling (b.v. in een voorstudie of projecten op grote schaal). In zeer kwetsbare gebieden lijkt het aangewezen nauwkeurigere methoden (zoals b.v. het WAFLO model of het WSN-instrument) te gebruiken.

Het WAFLO-model (WAter-FLOra), dat voor het

pleistocene deel van Nederland het effect van grondwaterwinning op de flora voorspelt (Gremmen et al. 1985), werd ook in Vlaanderen toegepast voor effectvoorspelling van grondwaterstandsdalingen op vegetaties (zie o.a. Coeck en Verhaert, 1990 en MER'en van ruilverkavelingsprojecten en een waterwinning). Het is een eenvoudig en bruikbaar model om op verschillende schaalniveaus (lokaal tot regionaal) effecten van grondwaterstandsdalingen te voorspellen. Het model steunt op het verband tussen het voorkomen van plantesoorten en een aantal milieufactoren (milieudynamiek, N-mineralisatie, aëratie van de bodem en vochtleverantie (of afname van de waterdiepte in aquatische milieus).Voor het beschrijven van het effect van de plantesoorten op deze standplaatsfactoren worden de indicatiegetallen van Ellenberg en Londo gebruikt. Het instrument vertrekt van een plantesoortenlijst (met ecologische indicatiegetallen), van een ruimtelijk afgebakend ecotoop, een BWK-karteringseenheid (geïdealiseerd of specifiek: zie paragraaf 6.3.3) of een gedetailleerd beschreven vegetatietype. Daarnaast zijn hydrologische gegevens nodig: - de gemiddelde voorjaarsgrondwaterstand (discipline 'water'); - de vochttoestand (discipline 'bodem'), afgeleid uit het vochtleverend

vermogen (pF curve) en het capillair geleidingsvermogen (k-waarde), zie Reuling (1983);

- de waterdiepte (in het geval van oppervlaktewater); - globaal gehalte aan afbreekbaar organisch materiaal (discipline bodem). Het WAFLO-model is oorspronkelijk modulair en kan per module afzonderlijk gebruikt worden. Deze modules hebben betrekking op het vochttekort, aëratie, stikstofmineralisatie, milieudynamiek en diepte van het oppervlaktewater. De beslisregels per module zijn weergegeven in figuur 6.4. Gegevens over de vochttoestand en het organisch materiaal zijn facultatief. Het WAFLO-model houdt geen rekening met veranderingen in waterkwaliteit. Hiervoor zijn andere modellen geschikt (b.v. WSN-model: zie paragraaf 6.4.4.4). De waterstandsgegevens kunnen berekend worden met simulatiemodellen (discipline 'water'). Bodemgegevens zijn niet direct nodig, al kan weliswaar bij het ontbreken van gedetailleerde hydrologische gegevens de grondwaterstand globaal afgeleid worden uit de bodemgegevens (zoals wordt uiteengezet in bijlage IX). Het hele model is gebaseerd op de ecologische indicatie-getallen van Ellenberg (1979, 1989) en Londo (1975), die voor de Vlaamse situatie werden aangepast. Deze indicatie-getallen zijn (digitaal) beschikbaar op het Instituut voor Natuurbehoud. Het resultaat van het WAFLO-model wordt uitgedrukt in de verdwijnkans van plantesoorten. Het is dus echt een model op soort-niveau. Het nieuwe ecotoop wordt niet voorspeld. Toch kan eventueel op perceelsniveau een oordeel gegeven worden aan het voorspeld effect door gebruik te maken van zeldzaamheidsgetallen van plantesoorten. De toepassing is daardoor heel geschikt voor het afwegen van lokatie- of debietsalternatieven van grondwaterwinning en werd daarvoor in Vlaanderen reeds gebruikt (Grondwaterwinning PIDPA te Brecht-Loenhout).

6.4.4.3 Het WAFLO-model

89

Het gebruik van WAFLO heeft een aantal belangrijke beperkingen, waarmee rekening moet gehouden worden in de interpretatie: - de interacties tussen plantesoorten (dominantie en coëxistentie) worden

buiten beschouwing gelaten; - de indicatiegetallen zijn tamelijk onnauwkeurig en geven geen inzicht in

de ecologische amplitudes van plantesoorten (enkel het 'gemiddelde' en de spreiding);

- mogelijk spelen nog andere milieufactoren een rol in het voorkomen van plantesoorten dan dewelke in het model gebruikt werden.

Er bestaan computerprogramma's om de simulatie uit te voeren bij de ontwerpers van het model. Het Instituut voor Natuurbehoud beschikt over een éénvoudiger programma dat enkel gebruik maakt van waterstanden en is geschreven in FORTRAN. Specifieke literatuur Gremmen, N.J.M., 1984. Gevoeligheidsanalyse van het WAFLO model.

Rijksinstituut voor Natuurbehoud, Leersum. Fahner, F. & J. Wiertz, 1987. Handleiding bij het WAFLO model.

Rijksinstituut voor Natuurbehoud, Leersum. Fahner, F., 1993. ARC/WAFLO: een koppeling tussen WAFLO en ARC/INFO.

Landinrichting, 33; 17-22.

Het Natuurtechnisch model

vertrekt van een evenwicht tussen de vegetatie en standplaatsomstandigheden, waarbij drie factoren een dominante rol spelen: de vochtigheid, de zuurtegraad en stikstofgehalte (min of meer representatief voor de voedselrijkdom). Aan deze factoren wordt een waarde toegekend aan de hand van de ecologische indicatiewaarden van de plantesoorten in de vegetatie (het ecotoop). De standplaatsfactoren vormen in een kubus 27 mogelijkheden van standplaatstypen. de klassegrenzen (indicatiewaarden) komen overeen met de betreffende abiotische parameters. Het systeem wordt verduidelijkt in figuur 6.5. Het Natuurtechnisch Model bouwt voort op het WAFLO-model (zie paragraaf 6.4.4.4), het gebruik ervan vereist zeer specifieke kennis en vaardigheden, en vergt per geval steeds weer kalibratie en aanpassingen. Het WSN-instrument bestaat uit een set lokaal werkende standplaatsmodellen voor grondwaterafhankelijke standplaatsfactoren. Het is een integraal model, waarin eveneens abiotische componenten verwerkt zitten, en waarbij specifieke processen in het bodemwater betrokken worden. Het instrument voorspelt zowel veranderingen in waterkwantiteit (waterstand) als waterkwaliteit, die op zich drie factoren (bodemprocessen) van de standplaats beïnvloeden (de zuurgraad, het nutriëntengehalte en het vochtgehalte. Deze drie factoren geven aanleiding tot 27 standplaatstypen (zie Natuurtechnisch model), met indicatieve soortengroepen (ecotopen). De deelmodellen die deze processen simuleren zijn schematisch samengebracht in figuur 6.6. Het WSN-model is, naast het ICHORS-model waarschijnlijk het meest adekwate model voor het voorspellen van effecten van grondwaterstandsdalingen (en veranderingen in de chemie) op vegetaties op perceelsniveau. Het WSN incorporeert processen in het model, ICHORS (zie paragraaf 6.4.4.5) werkt op basis van regressies. Doch net zoals het ICHORS-model vraagt een Vlaamse toepassing eerst vertalend onderzoek. Gedeelten ervan zouden echter wel al uitgetest kunnen worden. Het stalen-instrument (Kemmers,1993) is een toepassing van het WSN-instrument, aangevuld met deskundigen-raadpleging op een aantal voorbeeldsituaties en is

6.4.4.4 Natuurtechnisch model, WSN-model en stalenkaarten

90

bedoeld als een referentiesysteem. Hierdoor kan vrij snel een indicatie verkregen worden van het effect (veroorzaakt door grondwaterstandsdaling, aanvoer van gebiedsvreemd water, drainage, etc.) op de mogelijke en bestaande natuurwaarde en de globale vegetatiesamenstelling. Figuur 6.7 illustreert een stalenkaart. Specifieke literatuur Gremmen N.J.M, 1990. Natuurtechnisch model voor de beschrijving en

voorspelling van effecten van veranderingen in waterregime, op de waarde van een gebied, vanuit natuurbehoudsoogpunt, IV Herziening en verificatie van het model. Rapport 1r, Standplaats en plant. Studiecommissie Waterbeheer Natuur, Bos en Landschap.

Kemmers, R.H., 1993. Staalkaarten voor een ecologische landevaluatie.

Landschap 10(1): 5-22.

Het ICHORS-model is gebaseerd op de statistische

relatie tussen het voorkomen van plantesoorten (163 water- en oeverplanten en freatofieten) en abiotische factoren. ICHORS is op zich een multi-regressiemodel (d.m.v. correlatieberekening, factoranalyse en klustering) en daardoor in principe specifiek voor (delen van) Nederland. Het concept van het model is perfect bruikbaar voor Vlaanderen, op voorwaarde dat het model 'hercalibreerd' wordt met de Vlaamse situaties. Voorts werkt het model traditioneel: door een lijst in te voeren die de huidige milieuomstandigheden weergeeft en een lijst die de verwachte omstandigheden (abiotisch) nà de ingreep weergeeft, en vervolgens de uitvoer te vergelijken, kan de voor- of achteruitgang van de soorten worden ingeschat. Daarna kunnen soorten gegroepeerd worden tot groepen (ecotopen). Het model is dus te gebruiken op soort- en ecotoopniveau. Voor het model zijn heel wat abiotische milieuvariabelen nodig: chemische samenstelling van het oppervlakte- of grondwater (macro-ionen en nutriënten), de bodemsamenstelling, waterstanden, grondwaterstromingen en de dimensies van het watersysteem. Het ICHORS-model staat door het regressie-concept waarschijnlijk het dichtst bij de werkelijkheid (accurate voorspellingen), maar vraagt zeer veel tijd en geld om vegetatiekundige, ecologische en hydrologische basisgegegevens van een gebied te verzamelen en te verwerken, alvorens een effectvoorspelling voor een deel van dat gebied gedaan kan worden. Voor de toepassing van het model in Vlaanderen is daarom meer onderzoek noodzakelijk. Specifieke literatuur Barendregt A. & M.C. Bootsma, 1991. Het hydro-ecologisch model ICHORS

(versies 3.1 en 3.2); de relaties tussen water- en moerasplanten en milieufactoren in de provincie Utrecht. Rapport Interfacultaire Vakgroep Milieukunde, Utrecht.

Het DEMNAT-model (Dosis-Effect Model Natuur

Terrestrisch) is in essentie een landelijk (Nederland) ecohydrologisch model, waarmee effecten van globale waterhuishoudkundige maatregelen op (grond)waterafhankelijke ecosystemen is te voorspellen. DEMNAT werkt met ecotopen en betrekt geen faunistische informatie in de verwerking. De ecosystemen die het model 'dekt' zijn natte en vochtige, zoete terrestrische

6.4.4.5 Het ICHORS-model

6.4.4.6 Het DEMNAT-model

91

ecosystemen van 12 effectgroepen die samengevoegd werden uit 28 ecotooptypen van het CML-ecotopensysteem (zie paragraaf 6.3). Het model bestaat uit drie delen: het eerste deel omvat een GIS met landsdekkende floragegevens van Nederland, schaal 5x5 km, verwerkt tot kaarten met ecotoopgroepen, het bodemtype, de vochttoestand, de zuurtegraad en voedselrijkdom; de standplaatsenkaart bevat 26 typen. De beoordeling is het tweede deel en gebruikt als criteria de nationale (Nederland) en internationale zeldzaamheid. Het derde deel is een rekengedeelte dat bestaat uit dosis-effectrelaties en effectberekeningen die drie procedures heeft. Hierop wordt niet verder ingegaan en verwezen naar de literatuur. Het DEMNAT-model is niet zonder aanpassing toepasbaar voor de Vlaamse situatie, maar in principe is het concept wel degelijk bruikbaar. Ook zijn op niveau Vlaanderen zowat alle gegevens beschikbaar om een Vlaams DEMNAT-model uit te werken. Het model werkt op regionaal en vooral landelijk niveau en zou op dit niveau ook in Vlaanderen kunnen uitgewerkt worden ten behoeve van voorstudies en haalbaarheidsstudies. In de haalbaarheidsstudie van de Mobiliteitscel van het Departement Leefmilieu en Infrastructuur werd dit ook reeds voorgesteld (Belgroma, 1994), naar analogie van het GISMER-project in Nederland (Appelman, 1992) dat gebruikt wordt om tracé-MER'en voor infrastructuurwerken op te stellen. Specifieke literatuur Witte, J.P.M., 1990. DEMNAT: aanzet tot een landelijk ecohydrologisch

voorspellingsmodel. BW/RIZA, nota 90.057, Lelystad. Runhaar, J., R. Van Ek, H. Bos & M. van 't Zelfde, 1996. Dosis-

effectmodule DEMNAT versie 2.1. Rapport nr. 4 RIZA, Lelystad. Runhaar, H., J.P. Witte & M. van der Linden, 1996. Waterbeheer en

natuur. Effectvoorspelling met het landelijke model DEMNAT. Landschap 1996 13/2, p. 65-77.

Het HYVEG-model is toepasbaar voor vochtige

duinvalleien met lage vegetaties en werd ontwikkeld door het Dept. of Ecological Botany, Uppsala voor het Duinwaterbedrijf Zuid-Holland. Voor een eventuele toepassing op Vlaamse situaties wordt verwezen naar de literatuur (Noest, 1991 a en b). Gegevens zijn hiervoor voorhanden (een 100-tal plantesoorten worden betrokken, waarvan een reststand nog in Vlaanderen voorkomen).

Het ECAM-model is een specifiek instrument voor het

voorspellen van effecten van veranderingen in grondwaterstand (door grondwaterwinningen) op vegetatiepotenties met betrekking tot moeras- en natte hooilandvegetaties en werd uitgevoerd in Noord-Drente en Zuidoost Groningen (Nederland). Het werd ontwikkeld door de Rijksuniversiteit van Groningen (zie Grootjans et al. 1990). De invoer bestaat uit enkele hydrologische parameters (gemiddelde hoogste en laagste waterstand, mediaan in het groeiseizoen, die een specifiek hydrologisch model vereisen (in dit geval SIMGRO). Het model voorspelt de in potentie voorkomen van een soort of vegetatietype. Door de specificiteit is de toepasbaarheid voor Vlaanderen zeer betrekkelijk, het concept evenwel lijkt zeer interessant, maar vereist grondig voorbereidend onderzoek.

6.4.4.7 Het HYVEG-model

6.4.4.8 Het ECAM-model

6.4.5 Vernatting

92

De effecten op fauna en flora van een stijging van de (grond)waterstand is heel wat moeilijker te voorspellen door het ontbreken van voorspellingsmodellen. Vernatting doet zich ook niet veel voor, maar kan optreden bij mogelijkheden van natuurontwikkelingsscenario's. Nagenoeg alle modellen doen uitspraken over het verdwijnen van (hoog) gewaardeerde plantesoorten, niet over het verschijnen ervan (door b.v. het creeëren van moeras-achtige omstandigheden). De effecten van vernatting kunnen dan ook enkel kwalitatief beschreven worden. Bij een vernatting is het effect wel zeer sterk afhankelijk van het watertype (oorspronkelijke en nieuwe standplaatsfactoren).

Onder de effectgroep 'bodemverstoring' worden alle effecten op de

discipline fauna en flora ' gerekend die het gevolg zijn irreversiebele veranderingen van de bodemkarakteristieken en hebben betrekking op levensgemeenschappen (in de meeste gevallen vegetaties: ecotopen) die afhankelijk zijn van deze bodemkenmerken (als belangrijk onderdeel van standplaatsfactoren). Het betreft alleen fysische veranderingen van de bodemmorfologie. Toevoegingen van stoffen aan de bodem of veranderdende chemische condities (zoals verhoogde mineralisatie), deze worden behandeld in de effectgroep 'eutrofiëring' (zie paragraaf 6.9). In principe vallen alle vergravingen onder deze effectgroep (b.v. ten behoeve van de aanleg van een pijplijn voor gas of vloeistoffen te transporteren of voor afvalwaterkollektoren), waardoor de oorspronkelijke bodemstructuur wordt verstoord, zeker op het niveau van de standplaats. Andere deelingrepen zijn de aanleg van een tijdelijke aanvoerwegen, bouwwerven (voor de aanleg van gebouwen, infrastructuren,...). Ontgrondingen zouden beschouwd kunnen worden als een extreme vorm van 'bodemverstoring', waarbij de oorspronkelijk aanwezige terrestrische ecosystemen worden omgezet in aquatische levensgemeenschappen. In dit geval zou het verlies van de oorspronkelijke ecotopen beschouwd kunnen worden als rechtstreeks eco- (bio)toopverlies. Indien echter de nabestemming van de ontgronding 'natuur' is, moet de ingreep beschouwd worden als een 'ecotoop-wijziging' dat in dit geval dan resulteerd onder de effectgroep (extreme) 'bodemverstoring'. Er zijn twee mogelijkheden: 1. ofwel herstelt de bodemstructuur zich (b.v. in het geval van

anthropogeen beïnvloede bodems zoals akkergronden, maar ook bodems die minder gevoelig zijn voor verstoring) en zal het oorspronkelijke ecotoop zich ook herstellen (reversiebel effect). Afhankelijk van de 'natuurlijkheid' van de ecotoop;

2. ofwel herstelt de bodemstructuur zich niet (of nauwelijks binnen een bepaalde periode) en zal daardoor een ander ecotoop ontstaan.

Voor deze effectgroep zijn geen specifieke

effectvoorspellingsmodellen bekend. Effecten kunnen wel uitgedrukt worden door een 'deskundig oordeel' waarbij verondersteld wordt dat door de bodemverstoring bepaalde plantesoorten (of alleszins deelpopulaties) definitief zullen verdwijnen. Voor specifieke bodemkarakteristieken (textuurparameters, porositeit, e.d.) bestaan geen ecologische indicatiegetallen. Aangezien het oorspronkelijke ecotoop een habitat of deelhabitat kan zijn van bepaalde diersoorten, kunnen ook de populatie van deze diersoorten afnemen of verdwijnen.

6.5 Effectgroep 'Bodemverstoring' 6.5.1 Inleiding

6.5.2 Effectgerichte benadering

93

Een voorspelling op ecotoopniveau, waarbij het 'nieuwe' ecotoop wordt voorspeld (rekening houdend met de 'nieuwe' standplaatsfactoren) is bijzonder moeilijk en onzeker. Indien b.v. een bepaald bostype wordt doorsneden voor de aanleg van een afvalwaterkollektor, zal indien min of meer rekening gehouden wordt met de oorspronkelijke bodemmorfologie, het weggekapte bostype zich langzaam herstellen, zij het naar hetzelfde type, zij het naar een variant omdat de oorspronkelijke standplaatsfactoren zich toch niet helemaal zullen herstellen. In de practijk zijn hiervan voorbeelden gekend: in de Kalmthoutse heide werd in 1980 een gasleiding aangelegd. De vroeger aanwezige heidevegetatie is nog altijd niet hersteld in de oorspronkelijke staat, hoogstwaarschijnlijk door verstoring van het podsolprofiel en de bovenste bodemlaag. Een volgende benadering voor het uitdrukken en beoordelen van effecten kan bestaan uit: 1. aanduiding van de aandachtsgebieden door een kwetsbaarheidsanalyse (zie

paragraaf 6.5.3): projectie van de zone die verstoord zou worden met de geactualiseerde BWK en en een 'vertaalde' bodemkaart (afleiden van gevoeligheden);

2. inventarisering van de aandachtsgebieden: voorkomen van plantesoorten en habitat en/of habitatplekken van vogelsoorten

3. uitdrukking van effect: - oppervlakte of lengte van doorsneden kwetsbare ecotopen; - verdwijnen van (zeer) zeldzame plantesoorten en rode lijst-vogels

(indien verondersteld wordt dat oorspronkelijke habitatkenmerken zich niet meer zullen herstellen.

Door de onzekerheid van effectvoorspelling en het

ontbreken van specifieke ecologische kennis over de relatie tussen de karakteristieken van de bodem en ecotopen lijkt een gevoeligheids- of kwetsbaarheidsbenadering voor deze effectgroep zeker aangewezen. Analoog als bij de effectgroep 'verdroging' kunnen dergelijke kaarten steunen op abiotische gevoeligheid of biotische kwetsbaarheid of een combinatie van beide. Abiotische gevoeligheden kunnen opgesteld worden door de discipline bodem, steunende op de mogelijkheden van structuurverval van de bodem door de deelingreep. Dit kan zich uiten in een verdichting, verslemping en korstvorming van de bodem, waardoor oorspronkelijke bodemkundige ecotoopkarakteristieken zeker niet hersteld zullen worden (zie paragraaf 7.1.1 van de discipline 'bodem'). Ook kan gesteund worden op informatie uit de Bodemkaart om gevoeligheden voor bodemverstoring rechtsreeks af te leiden (b.v. profielontwikkeling of veengronden). Biotische gevoeligheden zouden afgeleid kunnen worden van de BWK-ecotopenbeschrijvingen, op dezelfde manier zoals besproken werd bij de effectgroep 'verdroging'. Met betrekking tot 'bodemverstoring' zouden de verschillende ecotopen gerangschikt kunnen worden naar een gevoeligheid, of beter, een soort kans op herstel nà een verstoring van de bodem. Criteria als 'natuurlijkheid' (of 'ecologische gerijptheid' spelen hierbij een belangrijke rol (ecotopen die wat bodem betreft weinig menselijke invloed hebben gekend), maar ook de mate van 'verbondenheid' van specifieke bodemkarakterstieken met de vegetatie. Zo zijn vegetaties op veenbodem zeer gevoelig door de afhankelijkheid van de vegetatie aan deze bodem. Met dit voorbeeld is het duidelijk dat een combinatie van gevoeligheid steunende op zowel abiotische als biotische gevoeligheden de meeste adekwate benadering is. Kwetsbaarheden kunnen dan weer afgeleid worden door een waardeoordeel te geven aan de voorkomende ecotopen. Voor het vertalen van bodemparameters (uitgaande van b.v. de Bodemkaart) naar

6.5.3 Kwetsbaarheidsbenadering

94

standplaatsfactoren kan verwezen worden naar o.a. Van Ghelue et al. (1993) en Klijn & de Waal (Landschap 1992 9/3: Ecologische bodemclassificatie, een pragmatische aanpak vanuit de standplaatsbenadering).

Het is belangrijk om in elk MER expliciet te beschrijven op welke criteria gesteund werd om gevoeligheden (of gevoeligheidsklassen) afgeleid werden.

Een aparte effectgroep

omvat alle verstoringen aan de fysische structuurkenmerken van waterlopen als gevolg van vergravingen van oevers, verleggingen van beken en grachten of waterlopen, etc. waarbij de oorspronkelijke structuurkenmerken (irreversiebel) verloren gaan. Structuurkenmerken zijn zeer belangrijke habitatkenmerken van heel wat beekorganismen en omvatten drie groepen van kenmerken (zie figuur 6.21): stroom-kuilen-patroon, meandering en overstructuren (zoals de aanwezigheid van holle oevers). Deze kenmerken werden gebruikt in de Ecologische typologie van waterlopen in het Vlaamse Gewest (Bervoets & Schneiders, 1990). Het veranderen van deze structuurkenmerken kan zeer negatieve effecten hebben op het voorkomen van beekorganismen. De gegevens van een geactualiseerde ETW kunnen zonder meer gebruikt worden om effecten in te schatten. Dit kan gebeuren door rechtstreeks het effect op de aanwezige beekorganismen te voorspellen, indien gekend is welke soorten aanwezig zijn en uitgemaakt kan worden of dat de habitatkenmerken (met betrekking tot structuur) in negatieve zin veranderen. Indien deze gegevens niet gekend zijn, kan gebruikt gemaakt worden van een kwetsbaarheidsbenadering (waarbij de structuurkenmerken-klassen gebruikt kunnen worden als kwetsbaarheidsklassen: zie paragraaf 4.5.6).

Verzuring omvat alle nadelige effecten op de bodem, oppervlak-

tewater, vegetatie, fauna die het gevolg zijn door de neerslag van zuurvormende stoffen (SO2, NOx, NH3 en hun afgeleide producten). Analoog als de effectgroep eutrofiëring is verzuring een typisch multidisciplinaire impact, waarbij veranderingen in lucht, bodem en water aanleiding geven tot veranderingen in levensgemeenschappen (discipline fauna en flora), de gezondheid van de mens (discipline mens 'gezondheid') en land- en bosbouw en materialen (discipline mens 'ruimtelijke aspecten') en monumenten (discipline landschap). Gegevens-overdrachten zijn daardoor weer heel belangrijk om deze effectgroep te kunnen beoordelen in de discipline fauna en flora. Naast de natuurlijke zuurtegraad treedt verzuring op door menselijke activiteit door toevoeging van zuurvormende stoffen, grotendeels in de atmosfeer. Het gaat daarbij om zwavel- en stikstofverbindingen die na oxidatie omgezet worden in zwavelzuur en salpeterzuur. De door de landbouw geloosde NH3 veroorzaakt eerder een neutralisering (basisch gas), maar wordt omgezet in het zure ammonium, dat na neerslag in de bodem wordt omgezet in salpeterzuur (nitrificernede bacteriën) en dus uiteindelijk verzurend werkt. Voor het mechanisme van verzuring kan verwezen worden naar Dams & Moens (in Verbruggen (red.), 1994) en naar figuur 6.8. Tussen verzuring en vermesting bestaat een verband: de depositie van NH3 is een belangrijke stikstofbron en component van zowel verzuring als eutrofiëring (vermesting).

6.6 Verstoring van 'Structuurkenmerken van waterlopen'

6.7 Effectgroep 'Verzuring' 6.7.1 Inleiding

95

Fotochemische luchtverontreiniging, waarin ozon de belangrijkste rol speelt, kan ook beschouwd worden als een afgeleid effect van verzurende componenten (in dit geval vooral NOx) in de lucht. Ozon is bijzonder giftig voor zowel plant als dier en speelt een belangrijke rol in de negatieve effecten op bossen, landbouwgewassen, etc. De activiteiten die verzuring veroorzaken zijn (zie Dams en Moens, 1994): - de electriciteitsproductie; - industrie en raffinaderijen; - verwarming van gebouwen; - wegverkeer; - landbouw en veeteelt. De effecten van verzuring op de discipline fauna en flora in Vlaanderen zijn ruimschoots bekend en vooral gebieden die gekarakteriseerd zijn met slecht gebufferde bodemtypes (zandbodems met lage CaCO3 gehalte en lage gehalten aan organische stof en verweerbare niet-kwartssilicaten) zijn zeer gevoelig. Steunende op de eigenschappen van de bodem werd voor Vlaanderen een voorlopige gevoeligheidskaart voor verzuring opgesteld in het kader van het structuurplan Vlaanderen (Instituut voor Natuurbehoud, 1994). De levensgemeenschappen die gebonden zijn aan dergelijke bodems, zoals heide, heischrale graslanden, vennen e.d. worden de laatste decennia aangetast door verzuring door een afname van soorten die gebonden zijn aan zwak gebufferde, maar toch licht neutrale omstandigheden. Ook neveneffecten van zure depositie, zoals de verhoogde vrijstelling van voor de planten giftige Al-ionen en mobilisatie en wegspoeling van noodzakelijke mineralen, hebben bij vegetaties (inclusief bossen) heel wat negatieve effecten. Voor de beschrijving van de huidige kennis hieromtrent kan verwezen worden naar Dams & Moens (1994), Hutchinson & Meema (1987), Longhurst (1990), Heij & Schneider (1991), Roos & Vintges (1991), e.a. Met betrekking tot het bespreken van de effecten van verzuring veroorzaakt door projecten zal door het cumulatieve karakter van de veroorzakers (luchtverontreinging) in heel wat gevallen geen duidelijke oorzaak-gevolgreacties kunnen worden beschreven. Het is een milieuprobleem dat vooral op hogere beleidsniveaus moet beoordeeld worden. Een toetsing met emissienormen (richtwaarden en grenswaarden van SO2 en NOx en zwarte rook, vermeld in Vlarem II, lijkt dan ook de meest relevante beoordeling van effecten van verzuring. Toch kan met betrekking tot fauna en flora voor een aantal projecten met duidelijke puntemissies (energiecentrales, veeteeltbedrijven), lokale effecten of minstens lokale kwetsbaarheden omschreven worden. Een echte effectbeschrijving zal meestal enkel kwalitatief kunnen gebeuren. In Nederland werd weliswaar een effectgericht voorspellingmodel uitgewerkt (zie paragraaf 6.6.2), maar een kwetsbaarheidsbenadering lijkt voorlopig in Vlaanderen het meest haalbare om mogelijke effecten van verzuring te beoordelen.

Het in Nederland opgestelde DAS-model (Dutch

Acidification Systems Model) berekent op regionale schaal deposities en concentraties van zwaveldioxide, stikstofoxiden en ammoniak en doet voor Nederland geldende uitspraken over de effecten daarvan op de middellange en lange termijn. Het systeem bestaat uit een aantal deelmodellen die uitspraken doen over boomgroei (bosecosystemen), bedekking en biomassa van heide-ecosystemen, aquatische ecosystemen, productieverlies in de landbouw en schade aan materialen en monumenten. Het gehele model vereist specialistische kennis en is operationeel op het RIVM (Nederland). Het is mogelijk het model (of deelmodellen) te vertalen naar een Vlaamse situatie, maar dit kan niet gebeuren in het kader van een projectMER, maar vereist diepgaander wetenschappelijk onderzoek om het model aan ta passen en de bestaande basisinformatie bij elkaar te brengen.

6.7.2 Effectgerichte benadering

96

Specifieke literatuur: Bakema, A.H. et al. 1990. Dutch priority Programme on Acidification. Dutch Acidification Systems Model-Specifications. RIVM-rapport nr. 114.1-01, Bilthoven. Heij, G.J. & Schneider, T., 1991. Acidification research in the Netherlands. Final report of the dutch priority programme on acidification. Studies in Environmental Science 46, Elsevier, Amsterdam. de Vries, W. & Kros, J. 1989. Lange termijn effecten van verschillende depositie-scenario's op representatieve bosbodems in Nederland. rapport 30, Staring Centrum, Wageningen.

Het is mogelijk om uitgaande van zowel abiotische als biotische gegevens ruwe kwetsbaarheidskaarten op te stellen voor verzuring (met betrekking tot fauna en flora). Door Van Ghelue et al. (1993) werd op basis van bodemkarakteristieken (bodemkaart-gegevens) een gevoeligheid naar verzuring afgeleid, rekening houdend met een aantal parameters (zie Bijlage IX). De afgeleide kaarten zijn gevoeligheidskaarten (potentiële kwetsbaarheid). Kwetsbaarheidskaarten kunnen opgesteld worden op basis van biotische gegevens (cfr effectgroep verdroging): - de ecotopenaanduidingen van de BWK kunnen gerangschikt worden naar een

gevoeligheid voor verzuring, vooral rekening houdende met heiden (alle C's), heischrale graslanden (Hn, Ha), zure bossen (Qb, Fs, Qs, Qd en alle Pp) en oligo-mesotrofe oppervlaktewaters (Ao, Am en eventueel Ap);

- het (potentieel) voorkomen van aquatische, zuur-gevoelige diersoorten:

salamanders, kikkers en padden in slecht gebufferde oppervlaktewaters kan ruimtelijk gesitueerd worden (b.v. veedrinkpoelen; Kn op BWK). In Roos en Vintges (1991) worden indicaties gegeven van verzuring ten aanzien van planten en dieren;

- bepaalde soorten korstmossen zijn zeer goede indicatoren voor

luchtverontreiniging (vooral SO3 en de daaruit voortvloeiende verzuring) en kunnen gebruikt worden als 'gevoeligheidsindicatoren'. De determinatie ervan is echter niet éénvoudig en facultatief in het kader van een MER.

Beide benaderingen (abiotische en biotisch) kunnen gecombineerd worden. Het bepalen en beoordelen van het effect kan gebeuren door een projectie van deze gevoeligheids- of kwetsbaarheidskaarten met de immissiesimulaties van verzurende stoffen in de lucht (vooral SO2, NOx; NH3 draagt in belangrijke mate bij in de effectgroep eutrofiëring). Informatie over oppervlaktewaters (vennen, plassen,...) met een slechte buffercapaciteit (fysisch-chemische parameters) moet geleverd worden door de discipline 'water'. De effecten van verzuring op de productiecapaciteit en vitaliteit van bossen (in termen van houtproductie) wordt niet besproken in de discipline fauna en flora.

6.7.3 Kwetsbaarheidsbenadering

6.8 Effectgroep 'Rustverstoring' 6.8.1 Inleiding

97

De effectgroep rustverstoring omvat alle effecten die de natuurlijke activiteiten van populaties van dieren door een menselijke ingreep verstoren. Het begrip kan heel ruim opgevat worden, waarbij verstoring alle effecten omvat die het habitat van een populatie minder geschikt maken, door b.v. lawaai, luchtverontreiniging, eco(bio)toopverlies, waterverontreiniging, ... Deze effecten worden apart beschrevenen beoordeeld in de andere effectgroepen. De nadruk ligt in deze effectgroep dan ook op de rustverstoring, veroorzaakt door diverse bronnen (Van Ghelue et al. 1993): - auditieve verstoring: alle vormen van lawaaihinder, tijdelijk en

permanent; - visuele verstoring: veroorzaakt door beweging (rondlopende mensen,

huisdieren, fietsers,...), verlichting; - destructieve verstoring: (on)opzettelijk vernietigen van broedplaatsen,

schuilplaatsen, maar ook vegetaties (betreding, plukken van bloemen,...).

Behalve het vernietigen van planten (plukken, betreding,...) heeft deze effectgroep enkel betrekking op dieren (populaties en levensgemeenschappen). De activiteiten die rustverstoring kunnen veroorzaken zijn zeer uiteenlopend, maar betreftvooral infrastructuurwerken: wegverkeer, recreatieprojecten,... Het effect van verstoring is afhankelijk van: - aard van verstoring (zie hierboven); - de tijdsduur: tijdelijke (enkele tijdens de aanleg van

infrastructuurwerken) en permanente verstoring; - de afstand tot de verstoringsbron; - de plante- of diersoort: gevoeligheid voor betreding, schuwheid van

diersoorten,... Het voorspellen en beoordelen van effecten in deze effectgroep is niet eenvoudig. Net zoals bij mensen is verstoring voor dieren een 'subjectieve' ervaring. Lawaai is op den duur (schijnbaar) niet meer hinderlijk (gewenning). Daarbij bestaan er zeer weinig gegevens over de schuwheid en aanpassingsvermogen (opportunisme) van verschillende diersoorten. Toch bestaan er modellen die het effect van b.v. wegverkeer op broedvogelpopulaties voorspellen, steunende op uitgebreid onderzoek van oorzaak-gevolgrelaties. Deze methode wordt beschreven in de volgende paragraaf. In heel wat gevallen zal een voorspelling van het effect beperkt worden tot een kwetsbaarheidsbenadering (b.v. naar betredingsgevoeligheid van vegetaties of steunende op schuwheidgegevens van (potentieel) aanwezige diersoorten (zie paragraaf 6.7.4). In nagenoeg alle gevallen zijn voor het inschatten van effecten in deze effectgroep gegevens noodzakelijk uit andere disciplines: geluid, licht en in een aantal gevallen bodem (betreding).

Door Reijnen en van der Laag (1992)

werd een zeer practische methode beschreven om effecten te voorspellen van snelverkeer op broedvogelpopulaties. De methode steunt op onderzoek van dosis-effecrelaties van 41 broedvogelsoorten (opgesplitst in twee biotooptypen: bos en open weidegebied), uitgedrukt in relatieve dichtheid. Figuur 6.9 illustreert de gevoeligheid van verschillende soorten t.o.v. een geluidsbelasting veroorzaakt door snelverkeer. Voor de beschrijving van de methode kan verwezen worden naar Reijnen en van der Laag (1992). De methode is zeker toepasbaar in Vlaanderen, rekening houdend met de beperkingen die door de auteurs werden beschreven: - de methode maakt geen gebruik van simulaties van geluidsbelasting, maar

werkt met verkeersintensiteiten (aantal voertuigen per etmaal) en drie

6.8.2 Effecten als gevolg van geluidsbelasting

98

maximale snelheden (80, 100 en 120 km), waarbij wel verondersteld wordt dat de causale factor van verstoring vooral geluidsbelasting is. In open weidegebied (of gelijkaardige ecotopen zoals heiden, bouwland,...) speelt eveneens visuele verstoring een rol (zie figuur 6.10).

- de ecotopenbeschrijving van de BWK kunnen gebruikt worden als basis voor de opdeling van bos- en weidegebied. In het geval van bosbiotopen speelt de bosfractie ook een rol in de effectbepaling (zie tabel 6.3);

- de methode kan uitgebreid worden om effecten van vertikale profielwijzigingen van de weg, geluidsbeperkende voorzieningen, op- en afritten,.... in te schatten en te beoordelen, hetgeen belangrijk is met betrekking tot het voorstellen van alternatieven en effectmilderende maatregelen.

Aangezien de basismethode gebaseerd is op effectafstanden in de twee beschouwde biotooptypen ten opzichte van verkeersintensiteit en maximumsnelheid, zou het mogelijk moeten zijn de methode aan te passen om rechtstreekse geluidsbelastingen (geleverd door de discipline geluid en trillingen) als invoer te gebruiken (i.p.v. verkeersintensiteiten). Verkeersintensiteiten en maximumsnelheid moeten dan omgezet worden in een geluidsbelasting (zie ook tabel 6.4). De methode werkt eveneens met aandachtsgebieden: biotopen waarin aandachtssoorten (potentieel) aanwezig zijn (zie figuur 6.), en is dus heel goed toepasbaar in het stramien dat beschreven werd in dit Richtlijnenboek, waarin aandachtsgebieden afgebakend werden omwille van hun kwetsbaarheid, de aanwezigheid van rode lijst-soorten en specifiek beschermde gebieden (zie hoofdstuk 3).

Andere vormen van rustverstoring zijn zeer specifiek aan de (deel)ingreep. Een belangrijk mogelijk effect

zijn verstoringen als gevolg van recreatieactiviteiten in natuurgebieden (of gebieden die een habitatfunctie hebben zoals b.v. overwintering van watervogels op ontginningsputten). In dit geval zijn gegevens nodig over de schuwheid van diersoorten of b.v. het gedrag van soorten t.o.v. recreatieverstoring. Tabel 6.4 vat enkele gegevens samen die hieromtrent beschikbaar zijn (met betrekking op avifauna). Op deze manier kan toch een uitspraak gedaan worden in het geval aandachtssoorten (rode lijst-soorten) binnen de invloedssfeer vallen van een vorm van rustverstoring.

Bij een kwetsbaarheidsbenadering met betrekking

tot rustverstoring moet onderscheid gemaakt worden in verschillende onderscheiden vormen van rustverstoring (zie paragraaf 6.7.1). Hierbij zal vooral uitgegaan worden van biotische gegevens (voornamelijk BWK): - rangschikking van BWK-ecotopen naar een (potentiële) gevoeligheid voor

geluidsbelasting, waarbij de ecotopen verondersteld worden als biotopen van diersoorten die gevoelig zijn voor geluidsbelasting. In essentie zal dit neerkomen op een soort 'natuurkaart' (potentieel stiltegebiedenkaart: zie Van Doninck & Putzeys, 1994). Het effect kan beoordeeld worden door een projectie van deze kaart met de gesimuleerde geluidsbelasting, waarbij pragmatisch een bepaald geluidsniveau (b.v. 50 dBA) als kritisch kan beschouwd worden.

- rangschikking van BWK-ecotopen naar gevoeligheid voor betreding (eventueel gecombineerd met bodemkaartgegevens.

Het vertalen van BWK-gegevens naar gevoeligheden voor diverse vormen van rustverstoring werd nog niet toegepast; het is daarom belangrijk aan te geven hoe de gevoeligheidskaarten afgeleid werden.

6.8.3 Overige rustverstoring

6.8.4 Kwetsbaarheidsbenadering

6.9 Effectgroep 'Versnippering en barrière-effecten'

99

Versnippering (fragmentering) wordt gedefinieerd als het verdelen

van het leefgebied van plante- en diersoorten (habitat, biotoop) in kleinere eenheden die worden gescheiden door ongeschikte gebieden (Opdam & Hengeveld, 1990). Hierbij wordt er vanuit gegaan dat een gebied ongenuanceerd geschikt is voor een soort of niet. Er zijn allerlei oorzaken van versnippering (van het minder geschikt worden als habitat voor een soort): ruimtebeslag voor menselijk gebruik, maar evengoed als gevolg van alle denkbare veranderingen van parameters van het milieu (geluid, luchtkwaliteit, waterkwaliteit, kenmerken van de bodem,....). De effectgroep versnippering integreert dus eigenlijk alle ander effectgroepen en komt daarbij dicht bij de 'hogere-orde-effecten' die besproken worden in paragraaf 6.11. Versnippering kan slaan op verschillende organisatieniveaus: individu, populatie en levensgemeenschap (en ecosysteem) en wordt bepaald door twee factoren: - de oppervlakteverkleining, en - de isolatie in termen van afstand tussen biotopen of de weerstand van

het tussenliggende gebied. De processen binnen een bepaald biotoop tussen de verschillende organisatieniveaus is weergegeven in figuur 6.12 (zie ook uitgebreide literatuur in Opdam en Hengeveld, 1990 en Opdam et al., 1993). In het kader van een MER is het natuurlijk niet mogelijk al deze processen voor b.v. de aandachtssoorten te onderzoeken, dit vereist diepgaande populatiestudies. Er moet gezocht worden naar pragmatische benaderingen om de effecten van versnippering op één of andere manier te kwantificeren. Alhoewel versnippering en de uiteindelijke effecten ervan zowel betrekking hebben op fauna als op flora, refereert de term toch dikwijls naar dieren en diergroepen. Naast wind zijn het trouwens de dieren die voor de verbreiding van plantesoorten of het in stant houden van (sub)populaties van plantesoorten zorgen. De effecten van versnippering op op verschillende organisatieniveaus zijn de volgende (zie ook figuur 6.12): als gevolg van de oppervlakteverkleining: - afname van aantal in een subpopulatie van een organisme, met als extreem

effect het volledig uitsterven van de populatie (omdat b.v. het voedselaanbod te klein wordt);

- de verhouding oppervlakte/omtrek wordt kleiner, waardoor invloeden van buitenaf (het ongeschikte milieu) groter wordt. Ook hierdoor is de kans op uitsterven van soorten groter (als gevolg van grotere aantallen-fluctuaties). Bovendien komt er vanuit het omringende gebied soorten met een 'brede' habitatkeuze het eco(bio)toop binnen, met gevolgen in samenstelling en structuur van de levensgemeenschap (niveau ecosysteem).

als gevolg van de weerstand: een effect op ruimtelijke bewegingen van organismen tussen ecotopen: bloembestuivers, zaadverbreiders, predatoren en parasieten. Het gevolg hiervan is: - afname van de kans op vestiging in lege biotopen (habitat dat

geschikt is voor een soort, maar waar de soort nog ontbreekt); - vermindering in genentransport en het verhogen van genetische

differentiatie. - op het niveau van de levensgemeenschap: invloed op verhoudingen

prooidier/predator, afname van herkolonisatie van lege biotopen,... Deze effecten zijn uitgebreid beschreven in hoger vermelde literatuur, maar

6.9.1 Inleiding

100

zijn op dat niveau zeer moeilijk te beschrijven in het kader van een MER. Versnippering zoals hierboven gedefinieerd, omvat zowel het ruimtebeslag (het verkleinen of vernietigen van een biotoop), als de veroorzaakte weerstand (het minder of niet geschikt worden van biotopen voor verplaatsing). Dit laatste wordt ook het barrière-effect genoemd en op die manier onderscheiden van de effectgroep 'ruimtebeslag'. Op het niveau van populaties en levensgemeenschappen worden onder deze effectgroep dan ook in hoofdzaak barrière-effecten

Figuur 6.12: Processen binnen een biotoop met in- en uitgaande bewegingen

van individuen op drie organisatieniveaus (individu, populatie en levensgemeenschap). (uit Opdam & Hengeveld, 1990).

beschouwd, en slaat overwegend op verplaatsing van dieren. In volgende paragrafen wordt ingegaan hoe effecten zouden kunnen uitgedrukt en beoordeeld worden. Het doorsnijden van ecologische infrastructuur (gebieden met weinig weerstand tussen geschikte habitat-plekken van dierpopulaties) en de gevolgen ervan op de betreffende populaties wordt geïllustreerd in figuur 6.13.

Versnippering kan in het kader van een MER wel op het niveau van (landschaps)ecosystemen benaderd worden, waarbij grote eenheden natuur (landschaps)ecosystemen doorsneden worden en op die wijze versnipperen. Het effect, b.v. uitgedrukt in lengtedoorsnijding van éénheden natuur, integreert dan alle mogelijk optredende gevolgen van deze versnippering: afname van diversiteit (minder aantal soorten). Een dergelijke benadering leunt dicht aan bij een kwetsbaarheidsanalyse en is bruikbaar in voorstudies of haalbaarheidsMER'en.

In het geval dat de habitat-plekken van bepaalde aandachtsoorten (rode-lijst soorten) ruimtelijk

kunnen gesitueerd worden (b.v. met betrekking tot vogelsoorten of indien dit

6.9.2 Effectgerichte benadering

101

gevraagd werd in de startvergadering voor andere diersoorten), kunnen op het niveau van populaties effecten beschreven worden. Er bestaan weinig specifieke en direct toepasbare modellen (voorbeeld: Verboom, et al., 1993, zie literatuur) om in het kader van een MER een schatting te maken wat b.v. het procentuele effect zal zijn op de meta-populatie. Het effect zal ook in dit geval beschrijvend uitgedrukt worden. De zeldzaamheid van de soort, maar ook het belang van de habitat-plekken die doorsneden worden (het kan best zijn dat de de populatie andere beschikbare habitatplekken opzoekt of zich verplaatst), bepalen de beoordeling van het effect.

Drie denkbeeldige situaties waarin wegen ecologische infrastructuur doorsnijden. De gearceerde plekken zijn de habitat van een denkbeeldige soort, waarvan de dispersiestroom door het landschap of een sterke barrièrewerking of een hoog sterfte-effect ondervindt. a. in habitatplekken nabij de weg heeft de soort een lagere kans op voorkomen,

omdat de dispersieover de weg sterk is geremd, en de plekken perifeer in het netwerk komen te liggen

b. links is een deel van het netwerk afgesneden en daardoor de kans op voorkomen sterk gereduceerd

c. de kernpopulatie in het grote leefgebied links ondersteunt de kleine habitatplekken links, zodat hier een relatief hoge kans op voorkomen geldt. Dit wordt door de weg afgesneden.

Figuur 6.13: Het effect van doorsnijden van ecologische infrastructuur op

de populaties van diersoorten. (uit: Opdam, 1994).

Barrière-effecten kunnen wel door middel van een kwetsbaarheidsbenadering 'gekwantificeerd' worden. In Nederland werd in dit kader een interessant model ontwikkeld dat een simulatie van dierverbreiding berekent: DISPERS. Dit model berekent de 'bereikbaarheid' van gebieden voor een diersoort of een groep van diersoorten (met vergelijkbare verbreidingskarakteristieken). Het model vertrekt van de beschrijving van 'bron'gebieden (gebieden waar de dichtheid van de populatie groot genoeg is voor migratie) en de weerstand van de omringende

6.9.3 Kwetsbaarheidsbenadering

102

landschapseenheden. Op die manier worden twee kaarten gemaakt: een brongebiedenkaart en een weerstandenkaart. De gehele benadering is weergegeven in figuur 6.14. De weerstandswaarden zijn afhankelijk van het verspreidingsgedrag van een diersoort en de landschapsstructuur (aanwezigheid van bossen, wegen, water,...) van het dispersiegebied. Nà de simulatie kan een bereikbaarheidskaart gemaakt worden. Op zich lijkt dit model heel bruikbaar in het kader van MER, zowel op een hoger niveau (voorstudie of haalbaarheidsMER), als in het projectMER.

De toepasbaarheid van het integrale DISPERS-model in Vlaanderen, vooral het toekennen van deze weerstandswaarden voor verschillende diergroepen moet echter getoetst worden. Toch kan de benadering wel interessant zijn om kwetsbaarheidskaarten ten aanzien van barrière-effecten op te stellen. Dergelijke kaarten kunnen ook gebruikt worden op het niveau van projectMER'en, zeker voor het bepalen van aandachtsgebieden, maar (door het ontbreken van verspreidingsgegevens) ook voor de effectuitdrukking (b.v. doorsnijden in lengte-eenheid van kwetsbaarheidsklassen). Uitgaande van de actualisering van de BWK en ETW, kunnen weerstandskaarten opgesteld worden voor bepaalde diergroepen (zeker diegene die verwacht worden in het studiegebied, of waarvan bekend is dat ze er voorkomen). Weerstandswaarden zijn geen gestandaardiseerde en als dusdanig beschikbare getallen. Zij worden pragmatisch toegekend door specialisten. Een voorbeeld is weergegeven in tabel 6.15 en tabel 6.5. Het is ook mogelijk rechtstreeks weerstandsklassen aan de BWK- en ETW-eco(bio)topen toe te kennen. Er zullen ook verschillende weerstandskaarten opgesteld moeten worden voor verschillende (voorkomende of verwachte) diergroepen en afhankelijk van de ingreep. Zo zal de aanleg van een waterweg voor de meeste vogelsoorten geen grote weerstanden betekenen, wat wel het geval is voor kleine zoogdieren. De indeling in (weerstandsgevoelige) groepen is daarom een belangrijke stap. Welke werkwijze ook gebruikt werd, de methode zal altijd expliciet besproken moeten worden in elk MER. Specifieke literatuur: Harms, W.B. (red.), 1987. Ecologische Infrastructuur en Bosontwikkeling

in de Randsatd. Rapport nr. 484, De Dorschkamp, Wageningen. Knaapen, J.P., 1988. DISPERS: Een simulatiemodel ter bepaling van de

isolatie van habitats. Rapport nr 510, De Dorschkamp, Wageningen. Verboom, J., Mets, J. & Meelis, E. 1993. Metapopulation models for

impact assessment of fragmentation. In: Vos & Opdam (ed.), Landscape Ecology of a stressed environment, pp. 172-191, Chapman and Hall, London.

De eerste twee rapporten zijn te bevragen bij SC-DLO, Postbus 125, NL-6700 AA Wageningen (tel. 00-31-8370-74200). Versnippering kan als 'algemeen effect' ook door een kwetsbaarheidsbenadering worden uitgedrukt en beoordeeld, door te werken met een 'versnipperingsgraad' (zie Van Ghelue et al. 1993). Steunende op de BWK en ETW kunnen verschillende habitattypes en natuurwaarde geïntegreerd worden in een versnipperingsgraad van de totale aanwezige 'natuur', afhankelijk van een aantal parameters: - aantal gebieden met een bepaald habitattype of 'natuur'; - frequentieverdeling van de oppervlakte van de verschillende gebieden; - de vorm (gevoeligheid voor randeffecten), b.v. uitgedrukt als de ratio

tussen de waargenomen omtrek en de omtrek van een cirkel (minimale randeffecten) met dezelfde oppervlakte;

- configuratie van de aanwezige habitat-vlekken: door per gridéénheid (b.v. 1 km2) oppervlakte en frequentie ten opzichte van elkaar uit te zetten, kunnen klassen gedefinieerd worden die een maat geven voor versnippering;

- percentage veranderend habitat (vergelijking met oude kaarten).

103

In Vlaanderen werden ook satelietbeelden gebruikt om potentiële verbindingspatronen van bosbestanden af te leiden (Gulinck en Dufourmont, 1993).

Eutrofiëring (synoniem vermesting) wordt gedefinieerd als de

toename van de hoeveelheid voedingsstoffen (nutriënten) in de bodem en het oppervlaktewater die een ontregeling van ecologische processen tot gevolg heeft (Van Ghelue et al. 1993). De voornaamste eutrofiërende stoffen zijn fosfor (onder de vorm van fosfaten) en stikstof (onder de vorm van nitraten en ammoniumverbindingen). Eutrofiëring is een effectgroep die in de eerste plaats beschreven wordt in de disciplines water, bodem en lucht (veel eutrofiërende stoffen, stikstofverbindingen, zijn afkomstig door luchtpollutie). Het uiteindelijke effect van eutrofiëring wordt voornamelijk beoordeeld door de discipline 'fauna en flora' (achteruitgang van levensgemeenschappen in typische voedselarme condities en ontregeling van aquatische levensgemeenschappen) en de discipline mens 'gezondheid' (bedreiging van de drinkwatervoorziening en een evenwichtige landbouwactiviteit). De mechanismen en relaties met de oorzaken, bronnen en effecten van eutrofiëring werden beschreven in het MIRA (Geypens & Rutten, 1994), waarnaar uitdrukkelijk wordt verwezen. Figuur 6.16 geeft een schematisch overzicht van deze relaties. De term 'eutrofiëring' wordt verkozen boven de term 'vermesting'. Mest slaat in de eerste plaats op een landbouwactiviteit, die een belangrijke veroorzaker is van eutrofiëring. Toch zijn ook de industrie, verkeer en huishoudens bronnen van stikstof- en fosforbelasting (VMM, 1993). Deze effectgroep is dan ook belangrijk bij de volgende activiteitengroepen: - landbouwprojecten: veeteelt (groep 'dieren'), ruilverkavelingsprojecten - bepaalde industrieën: lozing van afvalwater en luchtpollutie (N-

verbindingen) - alle bouwprojecten (woningen, recreatie): lozing van afvalwater

6.10 Effectgroep 'Vermesting en eutrofiëring' 6.10.1 Inleiding

104

Figuur 6.16: Eutrofiëring (uit MIRA: Geypens & Rutten, 1994). De belasting door het verkeer en huishoudelijke verbranding (luchtpollutie) als onderdeel van eutrofiëring wordt buiten beschouwing gelaten in de beoordeling van effecten op fauna en flora: het betreft typische cumulatieve effecten die moeilijk op projectniveau zijn af te wegen.

Door het ontbreken van grenswaarden voor

eutrofiërende stoffen in terrestrische ecosystemen is een echte effectgerichte benadering zeer moeilijk. Met betrekking tot stikstof illustreert figuur 6.18 de stikstofbalans. Op plantesoort-niveau zouden effecten kunnen voorspeld worden door gebruik te maken van het stikstof-getal van Ellenberg. In het Natuurtechnisch model (zie paragraaf 6.4.4.4) worden grenswaarden van stikstofleverantie in de bodem voorgesteld voor drie categorieën van Ellenberg-N-waarden: Stikstofarm (N1 t/m N3) < 60 Kg N/ha/jaar Matig stikstofrijk (N4 t/m N7) > 60 -180 < kg N/ha/jaar Stikstofrijk (N8 en N9) > 180 kg N/ha/jaar. Deze grenswaarden zijn vrij arbitrair en gelden enkel voor pleistoceen Nederland (zandgrond); een toepassing in Vlaanderen moet met de nodige voorzichtigheid gebeuren. De stikstofleverantie in de bodem kan berekend worden met het model ANIMO (Agricultural NItrogen MOdel, Berghuijs-van Dijk, 1985, Melman et al., 1990) of eenvoudig geschat worden. Op die wijze zou een voorspelling kunnen gemaakt worden welke plantesoorten zouden verdwijnen als gevolg van hogere stikstofleveranties (b.v. als gevolg van ammoniak-emmissie van een varkenskwekerij). ANIMO vereist echter heel wat quantitatieve gegevens met betrekking tot bodemkarakteristieken (bodemtype, weersomstandigheden, bodemgebruik, bemesting, gewashistorie en waterhuishouding) en de toepassing ervan is niet evident. Een kwetsbaarheidsbenadering lijkt voorlopig het meest aangewezen. Voor aquatische ecosystemen werd een effectvoorspellingsmodel opgesteld, dat echter in alle gevallen zeer situatie-specifiek is en daarbij veel voorafgaand onderzoek vraagt. Het bekendste model is het in Nederland ontwikkelde PCLOOS-model voor het bepalen van ecologische effecten van veranderingen in de waterkwaliteit van voedselrijke en ondiepe meren. Het werd oorspronkelijk uitgewerkt voor de Loosdrechtse Plassen, maar kan ook toegepast worden in vergelijkbare omstandigheden. Het model vraagt echter heel wat inspanning voor het verzamelen van gegevens, de calibratie van het model zelf en interpretatie van de uitvoergegevens en lijkt voor een Vlaamse toepassing voorlopig niet bruikbaar. Specifieke literatuur:

Janse, J.H. & T. Aldenberg, 1990. PCLoos: An eutrophication model of the Loosdrecht Lakes. RIVM Rapport no 714502001, Bilthoven. Melman, Th.C.P., L.F.C.M. Van Oers & R.H. Kemmers, 1990. De stikstofbalans van slootkanten. Aspecten van natuurgerichte inrichting en beheer van veenweidegebieden. Landschap (7)2: 183-201.

Met betrekking tot terrestrische ecosystemen kan analoog als bij

6.10.2 Effectgerichte benadering

6.10.3 Kwetsbaarheidsbenadering

105

de effectgroepen verdroging en verzuring gevoeligheids- of kwetsbaarheidskaarten opgesteld worden steunende op zowel abiotische (gegevens uit de bodemkaart en hydrologische informatie) als biotische informatie (geactualiseerde BWK-ecotopen, kwetsbaarheidskaart van waterlopen voor overstorten). In Bijlage X zijn kwetsbaarheidsgetallen aan BWK-ecotopen toegekend (professioneel oordeel) met betrekking tot eutrofiëring. Door Van Ghelue et al. (1993) werd op basis van bodemkaart gegevens een ruwe (abiotische) gevoeligheidsanalyse uitgevoerd voor vermesting waarbij onderscheid gemaakt werd in gevoeligheid voor uitspoeling van fosfaat en nitraat. De procedure die hierbij gevolgd werd, is uiteengezet in Bijlage XII. Beide benaderingen (abiotisch en biotisch) kunnen ook gecombineerd worden. Kwetsbaarheid voor eutrofiëring wordt niet alleen bepaald door de 'rechtstreekse' invoer van eutrofiërende componenten (N en P). Gebieden die kwetsbaar zijn voor eutrofiëring (zoals moerasgebieden of vochtige heiden (kwelgebied) kunnen ook beïnvloed worden door toevoegen van N- en P-componenten in de respectievelijke infiltratiegebieden. Hydrologische processen (grondwaterstromingen) fungeren dan als 'drager' van de eutrofiërende componenten. Op die manier kunnen gebieden die op zich niet kwetsbaar zijn, toch als kwetsbaar worden geïnterpreteerd. Dergelijke hydrologische relaties kunnen enkel beschreven worden door een hydrologische studie die de kwel- en overeenstemmende infiltratiegebieden ruimtelijk kan situeren. Een dergelijke infiltratie-kwelkaart werd uitgewerkt voor de stroombekkens van de Dijle, Nete en Demer (Batelaan & De Smedt, 1994). Het betrekken van deze ecohydrologische relaties in een kwetsbaarheidsanalyse is noodzakelijk bij ingrepen zoals veeteeltbedrijven, ruilverkavelingen,... De kwetsbaarheid van waterlopen voor eutrofiëring wordt naast N- en P-componenten vooral bepaald door de BOD (gehalte aan biologisch afbreekbaar organisch materiaal). In het kader van de aanleg van waterzuiveringsinstallaties en hoofdcollectoren werd op grond van de ecologische kennis van waterlopen in Vlaanderen een kwetsbaarheidskaart voor de inplanting van overstorten (VANDELANNOOTE, 1992, AMINAL, 1994) opgesteld. Deze kaart kan gebruikt worden om effecten te beoordelen van effluent-lozingen (RWZI's, industriële lozingen,...).

Onder vergiftiging worden alle negatieve effecten op fauna en

flora begrepen als gevolg van aanwezige 'milieuvreemde stoffen'. Dit zijn stoffen die van nature niet of in zeer lage concentraties (zoals b.v. zware metalen) voorkomen in het betreffende milieu (hieronder worden dus geen stoffen begrepen die worden zoals koolwaterstoffen, die worden omgezet in van nature voorkomende stoffen). Deze 'echte' milieuvreemde stoffen en substanties die in zeer lage concentraties voorkomen, kunnen, na opname door organismen, leiden tot verzwakking of de dood van dat organisme. De stof wordt daarom giftig genoemd. Zouten worden doorgaan gerekens onder de macro-ionen (relatief hoge concentraties Na en Cl), maar worden bij abnormale concentratietoename onder deze effectgroep 'vergiftiging' beschouwd. De effecten dus van het toenemen van bestaande stoffen zoals nutriënten (nitraten, fosfaten,..) worden begrepen in de effectgroep 'vermesting' en 'verzuring'. Dergelijke stoffen hebben natuurlijk op alle niveaus een impact op organismen (individu, populatie, levensgemeenschappen via voedselketens door bio-accumulatie,...). Het beschrijven en eventueel kwantitatief voorspellen van effecten van milieuvreemde stoffen op organismen zal in het kader van een MER doorgaans niet kunnen gebeuren. Er kunnen twee categorieën van effecten onderscheiden worden: - rechtstreekse effect van deze stoffen op de aanwezige organismen:

6.11 Vergiftiging 6.11.1 Inleiding

106

populatie-afname of volledig uitsterven van de (meta)populatie; - onrechtstreekse effecten via voedselketens (bio-accumulatie). Deze

onrechtsreekse effecten horen in principe thuis onder de 'hogere orde'-effecten (paragraaf 6.11), maar worden toch hier besproken.

Deze effectgroep treedt op bij heel wat deelingrepen: - emissies van industrieën (raffinaderijen, non-ferro, chemische industrie

en energieproductie; - emissies van auto's, vliegtuigen,... - emissies door onderhoudswerken van infrastructuren (strooizouten); - emissies door waterzuiveringsstations. - emissies door verwarmingsinstallaties, verbrandingsovens Tabel 6.5, gepubliceerd in Verbruggen (red., 1994), geeft een algemeen overzicht van maatschappelijke activiteiten en hun milieu-vervuilende stoffen. Het hoofdstok 'Verspreiding van gevaarlijke stoffen' in dit MINA-rapport geeft heel wat informatie omtrent de effectgroep 'vergiftiging'. In principe gelden deze emissies altijd voor zowel water, bodem als lucht en worden de verwachte emissies zelf berekend in de desbetreffende disciplines. Voor de discipline fauna en flora zijn natuurlijk de immissies in eerste instantie belangrijk. Individuele effecten op diverse plant- en diergroepen zullen echter enkel verondersteld kunnen worden, maar een stof-effect-verband voor alle toxische stoffen en elke organisme bestaat niet en is door allerhande synergetische effecten zeer moeilijk te bepalen (zeker niet in het kader van een MER). Als effectuitdrukking en -beoordeling wordt voorgesteld om naast een toetsing met bestaande emissienormen wel aan te geven of aandachtssoorten (rode-lijst-soorten) aanwezig zijn in de directe invloedssfeer van giftige stoffen of via voedselketens getroffen kunnen worden. Specifike literatuur Hekstra, G.P. & van Linden, F.J.M., 1991. Flora en fauna chemisch onder

druk. Verslag van een nationaal symposium

De effecten van vergiftiging in oppervlaktewater zullen in de meeste gevallen beperkt blijven tot een toetsing met bestaande emissie-normen (Vlarem). Een dergelijke toetsing kan echter een onderschatting zijn van het mogelijk optredende effect, voor fauna en flora bepalen immers de concentraties in het plaatselijke milieu de mogelijke giftigheid. In het kader van een MER is een simulatie van verspreidingskarakteristieken van giftige stoffen in het water en de absorptie in de waterbodem zeer moeilijk, temeer daar rekening moet gehouden worden met de huidige concentraties van de betreffende stoffen in het water en de waterbodem. Deze stoffen worden doorgaans niet gemeten in de meetcampagnes van de VMM. Een mogelijke benadering is de volgende: Wanneer een lozing van giftige stoffen verwacht wordt in een waterloop met een aantal karakteristieken zou een relatief eenvoudige ecotoxicologische test kunnen uitgevoerd worden om het effect van de concentraties in te schatten. Om rekening te houden met de beginsituatie kan water gebruikt worden van de beek zelf waaraan een reeks concentraties worden toegevoegd van de lozingsstoffen. Een dergelijke methode werd toegepast om de impact van een industrieel effluent op het rivierecosysteem van de Grote Laak en de Grote Nete na te gaan (combinatie van veld- en laboratoriumonderzoek). Deze methode is beschreven door Baillieul et al. (1994). Het uitvoeren van dergelijke ecotoxicologische

6.11.2 Toetsing met bestaande normen voor oppervlaktewater en waterbodem

107

testen vereist deskundigheid en kan niet voor elke MER met specifieke lozingen uitgevoerd worden. Er wordt voorgesteld de biologische karakteristieken en waardering van de waterloop zelf te gebruiken als criteria: - de aanwezigheid van rode-lijst vissoorten in de waterloop waarin geloosd

wordt (steunende op bestaande literatuur: zie paragraaf 2.4.7), of, - een huidige biotische index groter of gelijk aan 7 (groene en blauwe

beken). Een dergelijke test geeft een redelijke benadering over mogelijke effecten die kunnen optreden en de beoordeling is relatief eenvoudig: indien de lozingsconcentraties ecotoxicologisch positief uitdraaien, is het effect te beoordelen als negatief (mogelijk verdwijnen van de vissoorten en (zeer) waardevolle levensgemeenschappen die typisch zijn voor een biotische index van 7 of meer.

Vergiftiging via bio-accumulatie, het opstapelen van

(gif)stoffen in planten en dieren door opname en doorgave langs voedselketens, is een bekend verschijnsel. Bio-accumulatie is een typisch 'hogere orde'-effect en hoort eigenlijk thuis in paragraaf 6.11. Aangezien het echter om een typisch vergiftigingsverschijnsel gaat (maar dan als gevolg van het bestaan van voedselketens), wordt het in deze effectgroep behandeld. Het zal echter altijd moeilijk zijn om in het kader van een MER een onderzoek te doen over de wijze hoe emissies van bepaalde stoffen zich gedragen doorheen een voedselketen en na te gaan wat het uiteindelijke effect is op de respectievelijke organismen. In dit kader zijn concrete studies bekend, figuur 6.19 illustreert en cadmiumoverdracht in het voedselweb van de Kerkuil in de Brabantse Kempen (Nederland, uit Denneman, 1993) en figuur 6.20 geeft een stofstroom weer van gemiddelde cadmiumfluxen door het rivierstroomgebied van de Rijn (uit van Dijk, Leewis & Knoop, 1993). Het berekenen en meten van dergelijke stofstromen vereist diepgaand en specifiek onderzoek. Toch kunnen deze studies als indicatief beschouwd worden voor de immissie van milieuvreemde stoffen en het gedrag ervan in biota. Ook met betrekking tot de uitstoot van lood langs wegen werd onderzoek verricht (Sykora, Nijs & Pelsma, 1993), maar het effect zal in de meeste gevallen in kwalitatieve en algemene termen uitgedrukt kunnen worden.

Hogere orde-effecten zijn effecten die het gevolg zijn van veranderingen van het biotische milieu (fauna en flora), veroorzaakt door de (deel)ingreep (ruimtebeslag, verdroging, eutrofiëring, vergiftiging,...). Het zijn dus eigenlijk indirecte effecten binnen de discipline 'fauna en flora'. Hogere orde-effecten manifesteren zich via relaties tussen habitatkarakteristieken (van ecotopen) en diersoorten of biotoopkenmerken en levensgemeenschappen of langs voedselketens in relaties tussen diersoorten (ecosysteemniveau: herbivoren, carnivoren,..). Voorbeelden: - door grondwaterstandsdaling verandert de vegetatie en

habitatkarakteristieken voor bepaalde diersoorten die hierdoor beïnvloed kunnen worden: een rietland evolueert naar een wilgenstruweel waardoor diverse b.v. rietzangers zullen verdwijnen;

- bio-accumulatie (zie paragraaf 6.10.3); - verdwijnen van prooidieren door een (deel)ingreep: droogvallen van

plassen met de daarin aanwezige dieren, vergiftiging van vissen in een meer hebben ook effect op de predatoren van deze vissen;

6.11.3 Bio-accumulatie

6.12 Hogere orde-effecten: indirecte effecten op biotoop- en ecosysteemniveau

108

- etc. Deze hogere orde-effecten moeten besproken worden in een MER, twee organisatieniveaus zijn hierbij belangrijk: - ecotoop-niveau als beschrijving van de habitatkarakteristieken van een

soort. Indien deze ecotopen deel uitmaken van de habitat van een rode lijst-vogelsoort en beïnvloed worden door een effectgroep (verdroging, vermesting,...), moet het mogelijke effect op het voorkomen van deze vogelsoort voorspeld worden. Deze voorspelling zal altijd kwalitatief beschreven worden (in termen als: een mogelijke vermindering van de populatie in het studiegebied, of, het verdwijnen van de soort uit het studiegebied). Het hogere orde-effect wordt vervolgens beoordeeld met behulp van de zeldzaamheid van de betreffende soort. Voor vogels is deze analyse noodzakelijk, voor de overige diergroepen facultatief (zie hoofdstuk 3);

- ecosysteemniveau voor het beschrijven van mogelijke voedselketens. Hogere-orde-effecten op dit niveau zijn dikwijls nog complexer en moeilijker uit te werken en te beschrijven. Elke niveau in de voedselketen is eigenlijk een nieuwe 'hogere orde' en de voorspelling zal voor elk bijkomend niveau onzekerder worden. Het effect zal daardoor in de meeste gevallen zeer algemeen op kwalitatieve manier beschreven kunnen worden. De aanleg van een autoweg b.v. heeft bio-accumulatie van zware metalen tot gevolg: ophoping van lood in bodem en vegetatie binnen 100 meter van de weg, opname door de regenworm (via strooisel), woelmuis (via plantedelen: vegetariër), opname door roofvogels (torenvalk, uilen) met mogelijke effecten op nakomelingsschap. Meer kan er over deze effecten moeilijk in het kader van een MER beschreven worden.

Voor de beschrijving van habitat- en voedselkarakterieken kan verwezen worden naar de literatuur die beschreven werd voor de respectievelijke diergroepen in hoofdstuk 2. De uitgave 'Dieren' in de reeks 'Levensgemeenschappen in Nederland' (Rijksintituut voor Natuurbeheer, 1983) geeft algemene informatie over habitatkarakteristieken en voedselbronnen van heel wat diersoorten.

109

De overige integrerende

disciplines hebben in principe gegevens nodig van de discipline 'fauna en flora' om veranderingen van het biotisch milieu ten aanzien van de respectievelijke beoordelingscriteria in deze disciplines in te schatten en te evalueren. Het gaat daarbij om de discipline landschap en mens 'ruimtelijke aspecten'. Een algemene landschapsecologische kaart (twee situaties: voor en na de ingreep) van het studiegebied is voor deze disciplines belangrijke informatie voor - het beschrijven van de referentiesituatie: landschapsstructuur,

onderlinge samenhang, beleving, recreatieve attractiviteit,...; - de effectvoorspelling. Deze algemene landschapecologische kaarten (voor en na de ingreep) kunnen afgeleid worden uit de beschrijving van de referentiesituatie en zal voornamelijk gebaseerd zijn op de actualisatie van de BWK- en de ETW-kaarten, met aanduiding van de belangrijkste landschapsecologische relaties (ecohydrologische relaties en ecologische infrastructuur). De tweede kaart duidt de verwachte effecten aan op deze landschapsecologische eenheden. Heel wat gegevens uit andere disciplines zijn noodzakelijk voor een effectvoorspelling te kunnen doen op fauna en flora. Hiervoor wordt verwezen naar de beschrijving van mogelijke methoden met betrekking tot de onderscheiden effectgroepen (zie hoofdstuk 6), waar de noodzakelijke parameters beschreven worden.

7 Gegevensoverdracht naar andere disciplines

110

Na het uitdrukken en beoordelen van de effecten in alle optredende effectgroepen kan best een synthese gemaakt worden die het biotisch milieu in de geplande situatie beschrijft. De beschreven effecten worden in dit hoofdstuk gegroepeerd en als geheel beoordeeld. Dit is in een aantal gevallen niet eenvoudig, zeker niet wanneer meerdere effectgroepen optreden en waarbij voor de ene effectgroep een kwetsbaarheidsbenadering gebruikt werd (b.v. voor het beschrijven van barrière-effecten) en in andere effectgroepen het effect rechtsstreeks werd uitgedrukt. Het wordt dan nog moeilijker wanneer effecten op verschillende organisatieniveaus uitgedrukt werden. Om de geplande situatie coherent te kunnen beschrijven, is het meer opportuun effectgroepen zo uniform mogelijk te beschrijven en te beoordelen. Dit hoofdstuk is omwille van haar synthese-karakter zeer belangrijk en moet op volwaardige wijze de effectenanalyse afsluiten. Het is belangrijk hier dan ook de nodige tijd in te steken. Wanneer daarbij alternatieven beschreven werden, kan in dit hoofdstuk een integrerende vergelijking gemaakt worden tussen deze alternatieven. Dit kan enkel wanneer alle alternatieven op dezelfde manier (met dezelfde diepgang) beschreven werden, waarbij de voorkomende effectgroepen op dezelfde wijze werden uitgedrukt. In de meeste gevallen treden verschillende effectgroepen op en zullen dus effecten 'opgeteld' moeten worden om de beschreven alternatieven onderling te kunnen vergelijken. Hierbij zullen wegingen gebruikt moeten worden en technieken die een optelling mogelijk maken zoals multi-criteria-analysen. Hiervoor wordt verwezen naar Deel B (Algemeen, paragraaf 3.4.6.4). Het is hierbij zeer belangrijk de gehanteerde wegingen expliciet aan te geven en minstens na te gaan wat het gevolg is van het toekennen van andere gewichten aan de voorspelde effecten (gevoeligheidsanalyse).

8 Beoordeling van de geplande situatie - afwegen van alternatieven

111

Milderende maatregelen

omvatten maatregelen die een negatief effect verminderen, opheffen of eventueel positieve effecten hebben. Zij kunnen pas voorgesteld worden nadat negatieve effecten beschreven werden (in de voorkomende effectgroepen). Het is belangrijk te pogen om de mate van 'mildering' van elke maatregel kwantitatief of kwalitatief te bespreken. Hiervoor zal in heel wat gevallen een gedeelte van de effectenanalyse opnieuw moeten gebeuren. Voorbeeld Bij een grondwaterstandsdaling als gevolg van een waterwinningworden

zeer negatieve effecten verwacht op de levensgemeenschappen van aanwezige vochtige heiden. Een maatregel bestaat erin een beek af te dammen, waardoor de grondwaterstandsdaling kan verminderd worden. Om het milderend effect in te schatten zal het hydrologisch model opnieuw de waterstand dienen te berekenen om vervolgens na te gaan of b.v. een plantesoorten zich zullen handhaven.

Met betrekking tot de discipline fauna en flora bestaan verschillende vormen van effectmilderende maatregelen: 1. maatregelen die invloed hebben op veranderingen van het abiotische milieu: - milderen van emissies van stoffen (effectgroepen vermesting,

eutrofiëring, verzuring) - milderen van geluidsbelasting - milderen van hydrologische veranderingen. 2. maatregelen die 'rechtsreeks' inwerken op het biotisch milieu: - aanplantingen als habitatontwikkeling of ten behoeve van de

'ecologische infrastructuur' - aanleggen van structuren om migratie-weerstanden te verminderen

(milderen van barrière-effecten) 3. maatregelen die uitgevoerd worden in het kader van natuurontwikkeling.

9 Beschrijving van effectmilderende maatregelen

112

Post-evaluatieprogramma's

met betrekking tot de discipline 'fauna en flora' zijn zeer gewenst, maar zeer moeilijk en vereisen grondige ecologische kennis en een specifieke studie welke ecologische parameters het best gemeten zouden worden om bepaalde effecten te volgen. Er zijn drie moeilijkheden: 1. Door het integrerende karakter van de discipline fauna en flora zijn

heel wat effecten indirect en komen tot uiting door veranderingen in het abiotische milieu. Een monitoringsprogramma zal dus zowel abtiotische als biotische parameters dienen te volgen om na gaan of optredende onjuiste voorspellingen te wijten zijn aan foute of onnauwkeurige simulaties van componenten van het abiotisch milieu (water, bodem, lucht, geluid) dan wel onjuistheden in biologische effectvoorspellingstechnieken (zoals b.v. in de toepassing van het WAFLO-model of bij voorspellingstechnieken voor geluidsbelasting). Soorten kunnen om diverse redenen gewoon anders reageren dan in de modellen beschreven staat.

2. Effecten op het biotische milieu hebben dikwijls een lange 'lag'-fase,

dit wil zeggen dat ze pas na lange tijd tot uiting komen, na het berijken van een nieuwe evenwichtssituatie. Het gevolg is dat monitoringsprogramma's om effecten te volgen moeten voorzien worden gedurende een lange perioden, waarbij enkele tientallen jaren niet ondenkbaar zijn.

3. Indien de vorige twee moeilijkheden op te lossen zijn (of voorzien

kunnen worden in een mogelijk post-evaluatieprogramma) blijft de vraag welke parameters van het milieu het best opgevolgd worden om zo efficiënt mogelijk een effect te beoordelen. In een aantal gevallen is goed mogelijk om specifieke karakteristieken van bepaalde soorten te meten om na te gaan hoe het effect evolueert, vooraleer de betreffende soort effectief verdwijnt. Keuze van deze parameters vereist een wel doordachte voorstudie (nu niet in het kader van een MER maar van een post-evaluatieprogramma). Zo is het b.v. goed mogelijk dat het meten van groeiringen van dopheide, het bepalen van biomassa van een moerasplant een goede methode zou zijn om mogelijke effecten van grondwaterstandsdaling (en alle andere effecten die deze verandering 'triggert') te volgen (een soort 'vinger aan de pols'-principe).

Het is duidelijk dat monitoring-programma's in het kader van post-evaluatie niet evident is en vooral een doorgedreven continuïteit van onderzoek vraagt, en daarom best gebeurt door instanties of instellingen die dit kunnen opbrengen (zoals b.v. het Instituut voor Natuurbehoud). Toch kan in een MER wel aangegeven worden welke effectvoorspellingen bijzondere aandacht vragen (vooral met betrekking tot rode-lijst-soorten). Ook is het in een aantal gevallen gewenst om voorgestelde effectverzachtende maatregelen te volgen op hun effectiviteit, waardoor b.v. tijdens de werken (de aanleg van het project) toch nog bijsturingen kunnen gebeuren om het voorkomen van bepaalde soorten toch nog te kunnen garanderen. De opzet van een meetnetprogramma is schematisch weergegeven in figuur 10.1 (zie ook Vos et al. (Landschap 1991 8/4, 'Meetneten voor het natuur- en milieubeleid, een systematiek voor opzet en gebruik') en van Strien et al. (Landschap 1991 8/3, 'Monitoringprojecten met vrijwilligers, moeilijkheden en mogelijkheden').

10 Opstarten van een post-evaluatieprogramma

113

Met betrekking tot de discipline fauna en

flora en specifiek in het kader van milieu-effectrapportage bestaan verschillende soorten 'leemten in de kennis':

1. Ontbreken van basisinformatie met betrekking tot het voorkomen van

organismen in het studiegebied. Zoals reeds aangehaald is in het kader van een MER niet mogelijk alle

soorten organismen te betrekken. Daarom werden groepen plante- en diersoorten, de zgn. aandachtssoorten, uitgekozen om effecten uit de drukken en te beoordelen. Deze groepen werden gekozen in functie van de beschikbare informatie, zowel wat betreft het voorkomen (de verspreiding) ervan, als de 'ecologische' kennis over deze soorten (de relaties tussen standplaatsfactoren of habitatkarakteristieken en het voorkomen van soorten). De keuze viel daarom op hogere planten en vogelsoorten, maar ook op andere groepen indien gegevens beschikbaar zijn of indien dit gevraagd wordt in een voorbereidende startvergadering van een MER (omdat b.v. in het betreffende studiegebied biotopen voorkomen van een specifieke, belangrijke soort).

Dit betekent dat wanneer geen gegevens beschikbaar (of moeilijk

beschikbaar) zijn over hogere planten en vogelsoorten (en vooral de juiste plaats van het voorkomen: de zgn aandachtsgebieden zoals beschreven in hoofdstuk 4), dit niet kan verhaald worden naar 'leemten in de kennis'. Gericht veldwerk is in dit geval noodzakelijk.

Het ontbreken van exacte lokaties voor de overige 'rode-lijst-soorten'

is in essentie wel een leemte, het is in veel gevallen niet mogelijk een populatiestudie (voorkomen en aanduiding van habitatplekken) van b.v. de adder of bunzing of bepaalde vlindersoorten. In dit geval kan enkel een algemene uitspraak gedaan worden over mogelijke effecten op het mogelijk voorkomen van deze soorten in het studiegebied.

2. Ontbreken van ecologische kennis over de soorten, vooral met betrekking

tot dosis-effectrelaties en voedselketens, waardoor geen of zeer onzekere uitspraken kunnen gemaakt worden over mogelijke effecten. Het is niet mogelijk om in het kader van een MER een volledig model uit te werken om b.v. de effecten van immissies van giftige stoffen (zoals zware metalen of organische componenten) kwantitatief in te schatten. Ook hier kan enkel beschrijvend gewerkt worden: effectuitdrukkingen zoals: 'het is mogelijk dat de toename van lood en cadmium in de bodem en strooisellaag van wegbermen uiteindelijk invloed zal hebben op het voorkomen van de kerkuil in het gebied (zie voorbeeld van voedselketen in paragraaf 6.10).

11 Leemten in de kennis

114

Verklarende woordenlijst Begrippen aangepast aan MIRA Biotoop: Gebied dat een bepaalde levensgemeenschap (planten en dieren) inneemt Ecotoop: Ruimtelijke eenheid die homogeen is ten aanzien van de vegetatie en de abiotische standplaatsfactoren (water, bodem) die voor de vegetatie bepalend zijn Habitat: Leefgebied van een soort (heeft vooral betrekking op dieren). De habitat kan slaan op één individu van een soort, maar heeft meestal betrekking op een populatie of sociale eenheid. Habitat-plek: Functioneel onderdeel van een habitat van een diersoort. Ecosysteem: geheel van abiotische en biotische componenten en onderlinge relaties. Ecologische infrastructuur: geheel van milieucondities en ruimtelijke factoren dat van belang en functioneel is voor het voorkomen (op lange termijn) en de verspreiding van een soort. Eutrofiëring: teveel aan nutriënten (voedingsstoffen) in water (oppervlakte- en grondwater) en bodem waardoor de groei van planten (en indirect dieren) wordt gestimuleerd en het oorspronkelijke ecotoop en biotoop verandert. Levensgemeenschap: totaliteit van elkaar beïnvloede, tot verschillende soorten behorende organismen, te zamen gebonden aan een bepaald milieu (biotoop). Organisme: georganiseerd lichaam, wezen dat organen bezit, één enkel individu van een soort. Fauna: lijst van voorkomende diersoorten. Flora: lijst van voorkomende plantesoorten. Vegetatie: de plantengroei zoals ze waargenomen wordt. Een samenstelling van meerdere taxa (soorten, ondersoorten en ecotypen) op een bepaalde standplaats, in min of meer bepaalde verhoudingen. Verdroging: vermindering van de specifieke waterinhoud van oppervlaktewaters en van de bodem (watervoerende lagen) door menselijke beïnvloeding. Verdroging omvat alle effecten die voortvloeien uit een menselijk veroorzaakte grond- en oppervlaktewaterstandsdaling zoals vochttekort, verschillen in mineralisatie en kwel (uittreden van grondwater). Vergiftiging: inbrengen in het milieu van milieuvreemde stoffen die toxiciteit hebben op de voorkomende levensgemeenschappen Versnippering: Verdelen van het leefgebied van plante- en diersoorten (habitat, biotoop) in kleinere eenheden doe worden gescheiden door ongeschikte gebieden

115

Literatuur Appelman, K., 1992. Landschapsecologie en GIS in milieu-effectrapportage. Studierapport / demanstratiemodel. Directoraat-Generaal, Rijkswaterstaat, Meetkundige Dienst. Nederland. Rapport MDLK-R-9235. Arnolds, E. (red.), 1985. Veranderingen in de paddestoelenflora. Wet.Meded. KNNV nr.167. Bakema, A.H. et al. 1990. Dutch priority Programme on Acidification. Dutch Acidification Systems Model-Specifications. RIVM-rapport nr. 114.1-01, Bilthoven. Barendregt A. & M.C. Bootsma, 1991. Het hydro-ecologisch model ICHORS (versies 3.1 en 3.2); de relaties tussen water- en moerasplanten en milieufactoren in de provincie Utrecht. Rapport Interfacultaire Vakgroep Milieukunde, Utrecht. Batelaan, O. & F. De Smedt, 1994. Regionale grondwaterstroming in de stroombekkens van de Dijle, Nete en Demer. Rapport Vrije Universiteit Brussel in opdracht van Instituut vor Natuurbehoud. Bauwens, D. & K. Claus, 1996. Verspreiding van amfibieën en reptielen in Vlaanderen. De Wielewaal, Turnhout. Lannoo, Tielt, 192 p. Belgroma, 1994. Haalbaarheidsstudie naar de opbouw van een geintegreerd simulatiemodel inzake milieu-impact van verkeers- en vervoersstromen en de hiervoor vereiste infrastructuur. Departement Leefmilieu en Infrastructuur, Mobiliteitscel. Berten, R., 1994. Limburgse plantenatlas (Pteridofyten en Spermatofyten). Lisec, Likona. Vier delen. Bervoets, L. & A. Schneiders, 1989. Onderzoek naar de verspreiding en de typologie van ecologisch waardevolle waterlopen in het Vlaamse Gewest: Deel I Dender. Rapport U.I.Antwerpen. Opdracht: AMINAL, dienst Water en Bodem. Bervoets, L. & A. Schneiders, A., 1990a. Onderzoek naar de verspreiding en de typologie van ecologische waardevolle waterlopen in het Vlaams Gewest. Algemene methodologie. Intern Rapport U.I.Antwerpen. Opdracht: AMINAL, Dienst Water en Bodem. Bervoets , L. & A. Schneiders, 1990b. Onderzoek vaar de verspreiding en de typologie van ecologisch waardevolle waterlopen in het Vlaams Gewest: Deel II Maas en Nete. Rapport U.I.Antwerpen. Opdracht: AMINAL, Dienst Water en Bodem. Beyen, S., 1993. Relatie tussen broedvogelsamenstelling en vegetatiekenmerken in Limbburgse moerasgebieden. Eindverhandeling Hoger Instituut der Kempen, Geel. Blokken, M., Van Tilborgh, T., Paelinckx, D. & Kuijken, E. 1992. Rarity of biotopes as an evaluation basis: an application of the GIS database Biological Evaluation Map. EGIS'92; 3th European Conference on Geographical Information Systems, Munich, 23-26/3/92, p. 1544-1545. Bruce, I., 1992. Towards a red data list of European Fungi (abstract). In: Fungi of Europe, Investigation, recording, conservation. Contribution to the XI Congress of European Mycologiscts, Kew, 7-11/9/1992. Bruylants, B., A. Vandelannoote & R. F. Verheyen, 1989. De vissen van onze Vlaamse beken en rivieren, hun ecologie, verspreiding en bescherming. Uitgave WEL vzw. 272 p.

116

Canters, K.J., 1984. Een methode voor het opsporen van natuureffecten op ecosystemen. CML-meded. 16. Centrum voor Milieukunde , R.U.Leiden. Cosyns, E., M. Leten, M. Hermy, L. Vanhecke & L. Triest, 1993. Voorlopige standaardlijst van de Vlaamse vaatplanten. Vrije Universiteit Brussel. Rapport in opdracht van het Instituut voor Natuurbehoud. Clausman P.H.M.A., 1993. Inventief maar gevaarlijk. Reactie op het artikel van Latour en Reiling over ecologische normstelling. Landschap 10(1):55-62. Coeck J. & E. Verhaert, 1990. Landschapsecologische studies in de stroomge-bieden van de Grote Nete en de Demer en het opstarten van een operationele voorspellingsmethode t.b.v. de B.W.P.'s in deze stroomgebieden. Eindrapport 1 : Operationeel effectvoorspellende methode t.b.v. B.W.P.'s. Studie i.o.v. het Ministerie van de Vlaamse Gemeenschap, AROL, Bestuur Landinrichting, Dienst Landbouw. Dams & Moens, 1994: zie Verbruggen, 1994. De Blust, G.; Froment, A.; Kuijken, E.; Nef,L. & Verheyen, R. (1985). Biologi-sche Waarderingskaart van België. Algemene verklarende tekst. Ministerie van Volksgezondheid en van het Gezin, Instituut voor Hygiëne en Epidemiologie, Coördinatiecentrum van de Biologische Waarderingskaart. De Groot, W.T. & H.A. Udo de Haes, 1987. Relevant inschatten in de eerste fase van m.e.r. Milieu 1987/5:155-159 Dekker, J. & Knaapen,J. 1986. Dynamiek in de ecologische infrastructuur. Over de politieke carrière van ecologische concepten. Landschap (1986) 3/4: 282-293 De Knijf, G. & Anselin, A., 1996. Een gedocumenteerde Rode lijst van de libellen van Vlaanderen. Mededelingen van het instituut voor Natuurbehoud, 4, 1-90. De Langhe, J.E., L. Delvosalle, J. Duvigneaud, J. Lambinon & C. Vanden Berghen, 1988. Flora van België, het Groothertogdom Luxemburg, Noord-Frankrijk en de aangrenzende gebieden (Pteridophyten en Spermatophyten), (tweede herziene druk). Meise. De Pauw, N. & G. Vanhooren, 1983. Method for biological quality assessment of watercourses in Belgium. Hydrobiologia 100: 153-168 De Pue, E., L. Lavrijsen & P. Strijckers, 1994. Milieuzakboekje 1994. Leidraad voor de milieuwetgeving in Vlaanderen. Kluwer Rechtswetenschappen. 555 p. Desender, K, Maes, D., Maelfait, J.-P. & Van Kerckvoorde, M., 1995. Een gedocumenteerde Rode lijst van de zandloopkevers en loopkevers van Vlaanderen. Mededelingen van het Instituut voor Natuurbehoud 1995 (1):1-208. Devillers, P., W. Roggeman, J. Tricot, P. Del Marmol, C. Kerwijn, J-P. Jacob & A. Anselin, 1988. Atlas van de Belgische broedvogels. Koninklijk Belgisch Instituut voor Natuurwetenschappen, Brussel. Devos, K & A. Anselin, 1996. Kolonievogels en zeldzame broedvogels in Vlaanderen in 1994. Rapport Instituut voor Natuurbehoud 96/20. Vlavico-rapport 96/1. 65 p. (3 bijlagen). de Vries, W. & Kros, J. 1989. Lange termijn effecten van verschillende depositie-scenario's op representatieve bosbodems in Nederland. rapport 30, Staring Centrum, Wageningen. Dupae, E. 1989. Het faunistisch aspect bij ruilverkaveling. Een pleidooi voor amfibieën en het gebruik van landschapsecologische gegevens. Eindwerk,

117

U.I.Antwerpen. Instituut voor Milieukunde. Ellenberg, H., 1979. Zeigerwerte der Gefäszpflantzen Mitteleuropas. Erich Goltze, Göttingen, 2° ed. Ellenberg, H., 1991. Zeigerwerte von Pflantze in Mitteleuropa. Scripta Geobo-tanica vol. 18. Fahner, F. & J. Wiertz, 1987. Handleiding bij het WAFLO model. Rijksinstituut voor Natuurbehoud, Leersum. Fahner, F., 1993. ARC/WAFLO: een koppeling tussen WAFLO en ARC/INFO. Landinrichting, 33; 17-22. Fellner, R., 1992. Air pollution and mycorrhizal fungi in Central Europe (abs-tract). In: Fungi of Europe, Investigation, recording, conservation. Contri-bution to the XI Congress of European Mycologiscts, Kew, 7-11/9/1992. Gabriels, J., J. Stevens & P. Van Sanden, 1994. Broedvogelatlas van Limburg. Veranderingen in aantallen en verspreiding na 1985. Lisec, Likona, Provincie Limburg. 366 p. Geypens & Rutten, 1994: zie Verbruggen, 1994. Gremmen, N.J.M., 1984. Gevoeligheidsanalyse van het WAFLO model. Rijksinstituut voor Natuurbehoud, Leersum. Gremmen N.J.M, 1990. Natuurtechnisch model voor de beschrijving en voorspelling van effecten van veranderingen in waterregime, op de waarde van een gebied, vanuit natuurbehoudsoogpunt, IV Herziening en verificatie van het model. Rapport 1r, Standplaats en plant. Studiecommissie Waterbeheer Natuur, Bos en Landschap. Harms, W.B., (red.), 1987. Ecologische infrastructuur en bosontwikkeling in de randstad. Rijksinstituut voor onderzoek in de Bos- en Landscapsbouw "De Dorschkamp". Rapport nr. 484. Heij, G.J. & Schneider, T., 1991. Acidification research in the Netherlands. Final report of the dutch priority programme on acidification. Studies in Environmental Science 46, Elsevier, Amsterdam. Hekstra, G.P. & van Linden, F.J.M., 1991. Flora en fauna chemisch onder druk. Verslag van een nationaal symposium. Heyrman, H. & R.F. Verheyen, 1991. Operationalisatie van de Biologische Waarderingskaart van België voor het provinciaal milieubeleid inzake leefmilieu. Rapport U.I. Antwerpen. Holsbeek, L., A. Levevre., J. Van Gompel. & R. Vantorre, 1986. Zoogdieren-inventarisering van Vlaanderen (1976-1985). Nationale Zoogdierenwerkgroep Jeugdbond voor Natuurstudie en Milieubescherming. Euglena - extra uitgave. Hustings, M.F.H., R.G.M. Kwak, P.F.M. Opdam, & M.J.S.M. Reijnen, 1985. Vogelinventarisatie. Natuurbeheer in Nederland. Deel 3. Uitg. Pudoc , Wageningen. Hynes, H., 1970. The ecology of running waters. Liverpool University Press, Liverpool. Janse, J.H. & T. Aldenberg, 1990. PCLoos: An eutrophication model of the Loosdrecht Lakes. RIVM Rapport no 714502001, Bilthoven.

118

Janssens, L. & K. Claus, 1994. Vadamecum Natuurtechniek. Inrichting en beheer van waterlopen. Ministerie van de Vlaamse Gemeenschap. Departement Leefmilieu en infrastructuur. Janssens, L. & K. Claus, 1996. Vadamecum Natuurtechniek. Inrichting en beheer van wegen. Ministerie van de Vlaamse Gemeenschap. Departement Leefmilieu en infrastructuur. Kemmers, R.H., 1993. Staalkaarten voor een ecologische landevaluatie. Landschap 10(1): 5-22. Knaapen, J.P., 1988. DISPERS: Een simulatiemodel ter bepaling van de isolatie van habitats. Rapport nr 510, De Dorschkamp, Wageningen. Knaapen, J.P. & Hoeffnagel, W.J.C. 1989. Ecologische en bosbouwkundige aspecten van bosontwerpen. Landschap (1989) 6/2:91-99. Lange R., P. Twist, A. van Winden & A. van Diepenbeek, 1994. Zoogdieren van West-Europa. Stichting Uitgeverij van de Koninklijke Nederlandse Natuurhistorische Vereniging, Vereniging voor Zoogdierkunde en Zoogdierbescherming i.s.m. Vereniging Natuurmonumenten. 400 p. Latour, J.B. & R. Reiling, 1993. Ecologische normen en risicobenadering. Aanzet voor vermesting en verdroging. Landschap 10(1): 37-46. Leopold, L.B., M.G. Wolman, & J.P. Miller, 1964. Fluviatil Processes in Geomorphology. Freeman, San Francisco. Leopold, L. & W. Langbein, 1966. River meanders. Sci. Am. 214:60-70. Lippens ,L. & H. Wille, 1972. Atlas van de vogels in België en West-Europa. Lannoo, Tielt. Londo, G., 1975. Nederlandse lijst van hydro-, freato- en afreatofyten. Rijksinstituut voor Natuurbehoud, Leersum. Londo, G., 1988. Nederlandse freatofyten. Pudoc, Wageningen. Maes, D. & Van Dyck, H., 1996. Een gedocumenteerde Rode lijst van de dagvlinders van Vlaanderen. Mededelingen van het Instituut voor Natuurbehoud 1996 (1): 1-154. Melman, Th.C.P., L.F.C.M. Van Oers & R.H. Kemmers, 1990. De stikstofbalans van slootkanten. Aspecten van natuurgerichte inrichting en beheer van veenweidegebieden. Landschap (7)2: 183-201. Moller Pillot, H., 1971. Faunistische beoordeling voor de verontreiniging in laaglandbeken. Proefschrift, Pillot-Standard, Tilburg. Nagels, A. 1990. Bruikbaarheid van de Biologische Waarderingskaart voor effectvoorspelling van grondwaterstandsdaling in karteringseenheidklasse Populierenaanplanten. Licentiaatsthesisthesis U.I.Antwerpen. Opdam, P. 1987. De metapopulatie: model van een populatie in een versnipperd landschap. Landschap (1987) 4/4: 289-305 Opdam, P. & R. Hengeveld, 1990. Effecten op planten- en dierpopulaties. In: De versnippering van het Nederlandse landschap: onderzoeksprogramma vanuit zes disciplinaire benaderingen. RMNO publicatie nr. 45:149-155. Opdam, P., 1994. Mitigatie en compensatie: hoe meten we de effectiviteit? Landschap 11(3):61-69. Paelinckx, D., Kuijken, E., Heyrman, H. & R. Verheyen, 1991. De GIS database

119

Biologische Waarderingskaart voor Vlaanderen: Opbouw en toepassingsmogelijkheden. Jaarboek 1991, Flanders Associoation for Geographical Information Systems. Phillipart, J. & M. Vrancken, 1983. Atlas des poissons de Wallonie. Distribution, écologie, ethologie, pêche, conservation. Cahiers d'ethologie appliquée, 3(1-2). Reijnen, M.J.S.M., G. Veenbaas & R.P.B. Foppen, 1992. Het voorspellen van het effect van snelverkeer op broedvogelpopulaties. Dienst Weg- en Waterbouwkunde van Rijkswaterstaat, DLO-Instituut voor Bos- en Natuuronderzoek. NIVO, Delft. 91 pp. Roos, R. & V. Vintges (red.), 1991. Het milieu van de natuur. Herkennen van verzuring, vermesting en veredroging in de natuur. Stichting Natuur en Milieu, Utrecht. 240 pp. Runhaar, J., 1986. Voorspelling en beoordeling van effecten op het natuurlijk milieu. CML-meded. nr 27, Centrum voor Milieukunde R.U.Leiden. Runhaar, J., R. Van Ek, H. Bos & M. van 't Zelfde, 1996. Dosis-

effectmodule DEMNAT versie 2.1. Rapport nr. 4 RIZA, Lelystad. Runhaar, H., J.P. Witte & M. van der Linden, 1996. Waterbeheer en natuur.

Effectvoorspelling met het landelijke model DEMNAT. Landschap 1996 13/2, p. 65-77.

Schoorl, E.F., A.R. van Amstel & H.E. van de Veen, 1988. Methode ontwikkeling voor operationalisering van het concept ecologische infrastructuur. Rijksplanologische dienst. Instituut voor Milievraagstukken, V.U., Amsterdam. Schneiders, A. & C. Wils, 1991a. Onderzoek naar de verspreiding en de typologie van ecologisch waardevolle waterlopen in het Vlaams Gewest: Deel III Denderbekken. Rapport U.I.Antwerpen. Opdracht: AMINAL, Dienst Water en Bodem. Schneiders,A. & C. Wils, 1991b. Onderzoek naar de verspreiding en de typologie van ecologisch waardevolle waterlopen in het Vlaams Gewest: Deel IV Dijlebekken. Rapport UIA. Opdracht: AMINAL, Dienst Water en Bodem. Stortelder, A.H.F. & P.C. Schippers, 1991. Plantensociologie en vegetatiekartering. In : Anonyumus (1991c): Symposiumboek. Vegetatiekartering in de praktijk. Bureau voor landschaps-sociologisch onderzoek B.V. : 79-91. Sykora, K.V., L.J. de Nijs & T.A.H.M. Pelsma, 1993. Palntengemeenschappen van Nederlandse wegbermen. Stichting Uitgeverij Koninklijke Nederlandse Natuurhistorische Vereniging. 280 pp. Stieperaere, H. & K. Franse, 1982. Standaardlijst van de Belgische vaatplanten met aanduiding van hun zeldzaamheid en socio-ecologische groep. Dumortiera 22, p.1-41. van Dijk, D., 1993. Handleiding Broedvogel Onderzoek. Uitgave Samenwerkende Organisaties. Van Doninck & Putzeys, 1994: zie Verbruggen, 1994. Van Ghelue, P., K. Decleer, G. De Blust, D. Paelinckx & E. Kuijken, 1993. Aanzet to een regionaal landschapsecologisch model (RELEM) voor het gebruik in landinrichting, met enkele praktijkvoorbeelden voor het pilootlandinrichtingsproject Noordoost-Limburg. Rapport Instituut voor Natuurbehoud, ref. A93.91. Opdrachtgever: Vlaamse Landmaatschappij. Vanhooren, G., K. De Brabander & T. Ovaere, 1982. Methode ter beoordeling van

120

de biologische kwaliteit van waterlopen. Bepaling van de biotechnische index (Belgische variante) steunend op aquatische macro-invertebraten. Water 6:199-203. Van Rompaey, E. & L. Delvosalle, 1979. Atlas van de Belgische en Luxemburgse flora. Tweede uitgave, Meise. Veelenturf, P.W.M. (red.), 1987. Landschpasecologische kartering van Nederland. Een inventarisatie van de landschapsecologische gesteldheid van Nederland en operationalisering van ecologische basisgegevens in de nationale ruimtelijke planning. Studierapporten Rijksplanologische Dienst, 's-Gravenhage. 265 pp. Vlaamse avifauna commissie, 1989. Vogels in Vlaanderen: voorkomen en verspreiding. Bornem. 448 p. Vos, P., A.B.M. Orleans, E. Meelis & W.J. ter Keurs, 1991. Meetnetten voor het natuur- en milieubeleid. Een systematiek voor opzet en gebruik. Landschap 8(4): 249-264. Tolkamp, H. & J. Gardeniers, 1976. Biological assessment of water quality in the River Trent watershed. Report of the Dutch participants in the EEC-seminar at Nottingham, England. van Bakel, P.J.T., 1992. Hydrologische voorspellingsmethoden. Kanttekeningen bij de bruikbaarheid voor ecologische toepassingen. Landschap 9(2): 107-118. van Beusekom, C.F., J.M.J. Farjon, F. Foekema, B. Lammers, J.G. De Molenaar & W.P.C. Zeeman, 1990. Handboek Grondwaterbeheer voor Natuur, Bos en Landschap. Studiecommissie Waterbeheer, Natuur, Bos en Landschap. Sdu Uitgeverij, 's-Gravenhage. Verboom, J., Mets, J. & Meelis, E. 1993. Metapopulation models for impact assessment of fragmentation. In: Vos & Opdam (ed.), Landscape Ecology of a stressed environment, pp. 172-191, Chapman and Hall, London. Verbruggen, A. (red.), 1994. Leren om te keren. Milieu- en Natuurrapport Vlaanderen. Garant, Antwerpen. Water boven water, 1989. Studieresultaten 1983-1987 van de Studiecommissie Waterbeheer-, Natuur, Bos en Landschap.. Staatsbosbeheer, Utrecht. Weeda, E.J., R. Westra, Ch. Westra & T. Westra, 1985-1994. Nederlandse oecologische Flora. Wilde planten en hun relaties. Vijf delen. Instituut voor Natuurbeschermingseducatie en VARA. Witte, J.P.M., 1990. DEMNAT: aanzet tot een landelijk ecohydrologisch voorspellingsmodel. BW/RIZA, nota 90.057, Lelystad. Zonneveld, I.S. 1989. Oecologische indicatoren voor de kwaliteitsbeoordeling van lucht, water, bodem en ecosystemen. Symposium van de Oecologische Kring, Utrecht.