Issuu

Ontwikkeling van potentiële maatlatten voor de beoordeling van ecologische afvoerregimes (Eflows) in onbevaarbare oppervlaktewateren Grote beken (Kempen) David Buysse, Jeroen Van Wichelen, Pieter Verschelde, Jeroen De Reu, Toon Westra, Sophie Vermeersch, Johan Coeck

Auteurs: David Buysse, Jeroen Van Wichelen, Pieter Verschelde, Jeroen De Reu, Toon Westra, Sophie Vermeersch, Johan Coeck Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek Reviewers: Charlotte Steendam Het INBO is het onafhankelijk onderzoeksinstituut van de Vlaamse overheid dat via toegepast wetenschappelijk onderzoek, data- en kennisontsluiting het biodiversiteitsbeleid en -beheer onderbouwt en evalueert. Vestiging: Herman Teirlinckgebouw INBO Brussel Havenlaan 88 bus 73, 1000 Brussel www.inbo.be e-mail: david.buysse@inbo.be Wijze van citeren: Buysse D., Van Wichelen J., Verschelde P., De Reu J., Westra T., Vermeersch S., Coeck J. (2020). Ontwikkeling van potentiële maatlatten voor de beoordeling van ecologische afvoerregimes (Eflows) in onbevaarbare oppervlaktewateren. Grote beken (Kempen). Rapporten van het Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek 2020 (42). Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek, Brussel. DOI: doi.org/10.21436/inbor.19208751 D/2020/3241/286 Rapporten van het Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek 2020 (42) ISSN: 1782-9054 Verantwoordelijke uitgever: Maurice Hoffmann Foto cover: De Zwarte beek in Lummen (© VMM) Dit onderzoek werd uitgevoerd in opdracht van: Vlaamse Milieumaatschappij, Afdeling Operationeel Waterbeheer

ONTWIKKELING VAN POTENTIËLE MAATLATTEN VOOR DE BEOORDELING VAN ECOLOGISCHE AFVOERREGIMES (EFLOWS) IN ONBEVAARBARE OPPERVLAKTEWATEREN Grote beken (Kempen) David Buysse, Jeroen Van Wichelen, Pieter Verschelde, Jeroen De Reu, Toon Westra, Sophie Vermeersch & Johan Coeck

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Samenvatting Ondanks de algemene waterkwaliteitsverbetering en de ontwikkeling van (regionale) milieurichtlijnen voor water, zoals de Europese kaderrichtlijn Water (KRW), het Decreet Integraal Waterbeleid en de Oppervlaktewatertekortbeheer-doelstellingen (VLAREM II), worden waterbeheerders geconfronteerd met het feit dat er de afgelopen jaren geen vooruitgang meer in de kwaliteit te merken is. Daardoor zullen de doelstellingen uit, bijvoorbeeld, de KRW - met name een goede ecologische toestand voor natuurlijke oppervlaktewateren en een goed ecologisch potentieel voor kunstmatige en sterk veranderde oppervlaktewateren - vermoedelijk niet gehaald worden. De ecologische toestand van waterlichamen wordt bepaald aan de hand van enkele biologische kwaliteitselementen, namelijk fytoplankton, macrofyten, fytobenthos, macro-invertebraten, vissen en een aantal hydromorfologische, chemische en fysisch-chemische parameters. Door menselijk ingrijpen in/op onze waterlopen zoals de bouw van talrijke hydraulische kunstwerken zoals stuwen, sluizen, watermolens en recenter ook door klimaatsverandering (bv. zowel langdurige droogte als toename van intensiteit van buien) is het hydrologisch afvoerregime in onze waterlopen drastisch verstoord. Door de veranderde waterafvoer verandert ook het sedimenttransport in de waterloop en zal de rivierbedding zich aanpassen en een andere vorm aannemen. Deze wijzigingen in omvang en kwaliteit van aquatische leefgebieden hebben de structuur van aquatische levensgemeenschappen verslechterd. Het op- of verstuwen van rivieren wordt daarom als één van de belangrijkste bedreigingen voor aquatische biodiversiteit beschouwd. Het verstoord afvoerregime in veel Vlaamse waterlopen is vermoedelijk een belangrijke verklaring waarom veel waterlichamen ver van de doelstellingen van de KRW verwijderd blijven. Om de door Europa vastgelegde doelstellingen te kunnen halen zal Vlaanderen naast verdere inspanningen in de openbare waterzuivering ook moeten investeren in de verbetering van de hydromorfologische kwaliteitselementen. Dit kan door waterlopen te beheren zodat natuurlijke variabele afvoerregimes gecreëerd worden die structuurherstel kunnen initiëren waardoor ook de biologische kwaliteitselementen zich zullen kunnen herstellen. Ook Europa vraagt om in toenemende mate aandacht te besteden aan de toepassing van ecologische afvoerregimes of Eflows in het beheer van onze oppervlaktewaterlichamen. Eflows kunnen bijgevolg omschreven worden als ‘de kwaliteit, kwantiteit en timing van waterafvoeren die nodig zijn voor het ondersteunen en behouden van de componenten, functies, processen en veerkracht van aquatische ecosystemen en de voordelen die ze leveren aan mensen’. Eflows moeten er voor zorgen dat aquatische biotopen en hun typerende soorten of soortgroepen terug voorkomen in de waterloop. Daardoor bepaalt het ecologisch afvoerregime ook mee de daaraan gekoppelde beoordeling van het waterlichaam. Het instellen van Eflows kan dus als sturend beschouwd worden voor bepaalde parameters uit het meetnet hydromorfologie (bv. stroomkuilenpatroon, stromingsvariatie, sedimentbanken, meanderingsgraad, type beddingsubstraat en abundantie waterplanten) en de ecologische vereisten van bepaalde soortgroepen (bv. vissen gebonden aan stromend water of overstromingsvlaktes). Via de hier ontwikkelde maatlatten moet getoetst kunnen worden hoe ver de huidige afvoerregimes van bepaalde waterlichamen afwijken van de gewenste ecologische afvoerregimes. Deze beoordeling kan aangewend worden als een verklaring voor slechte Ecologische Kwaliteits Coëfficiënt (EKC)-scores voor hydromorfologie en de biologische kwaliteitselementen. De beoordeling is echter een niet op zichzelf staande rapportering of beoordeling, maar is er ter ondersteuning van de rapportering i.f.v. de KRW en de

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 2 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

habitatrichtlijn-doelen. De eenheid waarvoor Eflows beoordeeld moeten worden is het oppervlaktewaterlichaam. De focus ligt vooral bij de natuurlijke waterlichamen, en in mindere mate bij de sterk veranderde waterlichamen. Voor de waterbeheerder kan het wenselijk zijn om (daar waar mogelijk) in eerste instantie het ecologisch afvoerregime te beoordelen van de oppervlaktewaterlichamen die in de speerpuntgebieden werden opgenomen in het maatregelenprogramma van de stroomgebiedbeheerplannen. Er wordt daarom in eerste instantie enkel een beoordeling gemaakt voor sterk veranderde en natuurlijke oppervlaktewaterlichamen behorend tot de categorie ‘rivier’ en van het type Grote beek (Bg) en Grote beek Kempen (BgK) waarvan heel wat beken als speerpuntgebied zijn gecatalogeerd. De beoordelingsmethodiek werd toegepast op een beperkte dataset van onbevaarbare waterlopen van categorie 1. Op basis van een aantal factoren of eigenschappen, die een positieve of negatieve invloed kunnen hebben op het Eflow regime, werden volgende beken geselecteerd: de Bosbeek, de Herk, de Laan, de Marke en de Zuunbeek. In dit rapport wordt een beoordelingskader voor het Eflow regime uitgewerkt en voorgesteld dat steunt op twee maatlatten; een deelmaatlat hydrologie en een deelmaatlat verstuwing. Deelmaatlat Hydrologie Het natuurlijk afvoerregime van een waterloop of een type van waterloop is de norm waartegen waterbeheerders aanvaardbare niveaus van verandering moeten kunnen afwegen. Voor de Vlaamse situatie is het zeer moeilijk om voor waterlichamen of typen van waterlichamen een referentiesituatie van het natuurlijk afvoerregime te bepalen. In deze Eflow-beoordelingsmethode werd gebruik gemaakt van Vlaamse hydrologische afvoerdata die beschikbaar worden gesteld via het waterinfo.be portaal. Dit zijn echter debietsdata die niet ver genoeg terug gaan in de tijd opdat ze een weerspiegeling zouden kunnen zijn van afvoerregimes kenmerkend voor ‘nauwelijks of niet verstoorde natuurlijk afstromende rivieren’. Daarom wordt er in deze maatlat gerekend met debietsdata van referentiesites, in dit rapport als de ‘best beschikbare locaties’ (BBL’s) bestempeld. Deze BBL’s werden geselecteerd op basis van aanwezigheid van reproducerende populaties van kenmerkende soorten. Daarbij wordt er vanuit gegaan dat de afvoeren stromingsregimes in deze zones van de rivieren waarin de kenmerkende soorten voorkomen maatgevend kunnen zijn voor de minimumcondities voor afvoeren stromingsregimes voor de instandhouding van deze soorten. Indien er voor deze referentiesites ook debietsdata beschikbaar waren dan werden de afvoergegevens geanalyseerd om er potentieel ecologisch relevante afvoerstatistieken (ERAS) uit te destilleren. Deze ERAS werden gebruikt bij het definiëren van ecologisch belangrijke afvoerbouwstenen. Het vastleggen van bouwstenen gebeurde naar analogie met de werkwijze zoals geïllustreerd in de Building Block Methodology (BBM). De BBM is in essentie een maatgevende methode, ontworpen om een afvoerregime te kunnen samenstellen voor het in stand houden van een rivier in een vooraf bepaalde staat of toestand. Een bouwsteen of ‘building block’ wordt beschouwd als een afvoer met een bepaalde timing, omvang en duur welke vereist is voor de instandhouding van een ecologische of geomorfologische functie. De bedoeling was om uit die overvloed aan ERAS een beperkte set te selecteren die representatief is voor cruciale/relevante afvoerkarakteristieken en aldus mee de belangrijke afvoerbouwstenen definiëren die noodzakelijk zijn in de levenscyclus van de geselecteerde kenmerkende stroomminnende soorten (kopvoorn, serpeling, rivierdonderpad, beekprik). De berekening van potentieel relevante hydrologische indices werd uitgevoerd met behulp van het softwarepakket EFlowStats. Ondanks de berekening van meer dan 171 hydrologische indices bleken slechts enkele indices enigszins geschikt en relevant om te integreren in de beoordelingsmethodiek omdat ze één van de vijf eigenschappen of afvoercomponenten vertegenwoordigen die kenmerkend zijn voor een natuurlijk afvoerregime. Finaal werden de ///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 3 van 148

indices FL1, FH5 en RA7 gebruikt in deze maatlat (FL1 is relevant ter onderbouwing van een lage afvoer bouwsteen, FH5 ter onderbouwing van een hoge afvoer bouwsteen en RA7 incorporeert de snelheid van verandering van de afvoer). Voor elke beek werden de drie hydrologische indices berekend en aan elk resultaat werd een geschiktheidsindex (GI) toegekend. Voor de eindbeoordeling van het waterlichaam konden deze GI’s gebruikt worden om een score te berekenen op basis van het gemiddelde of op basis van het ‘one out, all out’ principe waarbij de minst goede score de eindscore bepaalt. De Bosbeek en de Mark kregen respectievelijk een goede en een ontoereikende score terwijl de drie overige rivieren, namelijk de Herk, de Laan en de Zuunbeek, een matige beoordeling kregen. Omdat de kwaliteit van sommige debietsmetingen niet altijd even betrouwbaar is vertaalt zich dat ook naar de uitkomst van de berekeningen van de hydrologische indices via EflowStats, en potentieel dus ook naar de betrouwbaarheid van de uitkomst van de hydrologische maatlat. Het rapport bespreekt daarom ook de pijnpunten van en potentiële knelpunten bij toepassing van deze hydrologische beoordelingsmethode. Naast kwaliteitsvollere debietsdata hypothekeert ook het ontbreken van goede referentiesituaties in Vlaanderen de berekening van de hydrologische deelmaatlat, zoals voorgesteld in dit rapport. Als historische natuurlijke afvoerdata ontbreken kunnen referentie-afvoeren gemodelleerd worden. Deelmaatlat Verstuwing De meeste rivieren en beken in Vlaanderen ondervinden de negatieve invloed van grotere of kleinere opstuwende kunstwerken die een functie hebben voor o.a. scheepvaart, land- en tuinbouw, waterkracht (bv. watermolens) en zelfs grondwaterafhankelijke terrestrische ecosystemen. Door de talrijke menselijke ingrepen is de natuurlijke dynamiek, de stroomsnelheid, het verhang en het stroomvermogen van rivieren en beken op veel plaatsen sterk gedaald waardoor de kansen op vestiging en herstel van de typische stroomminnende fauna nog kleiner zijn geworden. In deze studie trachten we het cumulatieve effect van stuwen op beek-ecosystemen te analyseren en kwantificeren opdat dit een verklaring zou kunnen vormen voor het al dan niet behalen van ecologische kwaliteitsdoelstellingen. De ontwikkelde verstuwingsmaatlat toont drie verschillende berekeningsmethodes om de graad van verstuwing te kwantificeren. Hiervoor werd o.a. gebruik gemaakt van bestaande opmetingsplannen van rivieren van de VMM. Elke methode op zich kan als een maatlat beschouwd worden. De drie scoringsmethodes werden getest op een selectie van een aantal representatieve beken behorende tot de waterlooptypes Grote beek en Grote beek Kempen, naar analogie met het toetsingskader van de hydrologische maatlat. De eerste en eenvoudigste methode heeft als doel om te berekenen hoeveel van het natuurlijk verval van een rivier wordt ‘weggenomen’ door stuwen. Het resultaat van onderstaande berekeningen zijn een maat voor respectievelijk het verstuwd karakter (S) en het behoud van natuurlijk verval van de rivier (V):

De tweede methode kwantificeert hoeveel lengte van de rivier nog een vrij afstromend of ‘free-flowing’ karakter heeft en hoeveel lengte van de rivier beïnvloed wordt door opstuwing. In functie van een score-beoordeling wordt via onderstaande eenvoudige formule berekend hoeveel rivierhabitat nog vrij afstromend is (CF10% = 10%-correctiefactor waardoor gecompenseerd wordt voor een zekere onderschatting van de werkelijke opstuwing):

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 4 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

De derde methode geeft informatie over het verlies van hellingsgraad en bijgevolg over het stroomvermogen van of de mate van energieverdeling over de waterloop. Onderstaande formule wordt gebruikt in een hoogteverschil-script:

Daar waar een lagere helling aangetroffen wordt dan verwacht, kunnen we stellen dat de waterloop zich in een matigere of slechtere toestand bevindt. Dergelijke informatie kan van belang zijn bij de onderbouwing, planning en uitvoering van beekherstelprojecten. Het rapport beschrijft voor alle drie de methodes de datanoden, de dataverwerking, de toepasselijkheid en de belangrijkste voor- en nadelen. Vergelijking van de drie methodes toont aan dat de scores voor de vijf beschouwde waterlopen onderling niet veel van elkaar afwijken. De resultaten (i.e. de Bosbeek, de Laan en de Zuunbeek = matig, de Herk = ontoereikend en de Marke = slecht) liggen bovendien in lijn met wat verwacht werd op basis van expertkennis. De drie methodes zijn toepasbaar voor het berekenen van een verstuwingsmaatlat. Een vierde potentiële methode die gebaseerd is op het stroomvermogen van rivieren wordt kort beschreven maar niet verder uitgewerkt in dit rapport. Voor de waterbeheerder is het echter in praktijk vermoedelijk noch haalbaar noch nuttig om verstuwingsscores te berekenen volgens vier verschillende methodes. Het lijkt zinvoller om, mede gebaseerd op doelstelling, toepasselijken haalbaarheid, te kiezen voor slechts één methode. Daarom wordt in dit rapport methode 3 als meest aangewezen methode naar voor geschoven. De mogelijkheden om deze methode op grote schaal toe te passen, bijvoorbeeld door gebruik te maken van LIDAR gegevens, dienen verder onderzocht te worden. Bij gebrek aan invoergegevens op bepaalde waterlopen om methode 3 toe te passen, kunnen methodes 2 en 1 als alternatieve methodes gezien worden om een score te berekenen. Eflow beoordeling Een globale Eflow score per waterlichaam werd gegenereerd door de scores van de verstuwingsmaatlat en de hydrologische maatlat te combineren en het ‘one out, all out’ principe toe te passen. Volgens deze gecombineerde beoordeling hebben de Bosbeek, de Laan en de Zuunbeek een matig, de Herk een ontoereikend en de Marke een slecht Eflow regime. Om de betrouwbaarheid van de hydrologische beoordelingsmethode en bij uitbreiding de globale Eflow score te verhogen zijn echter bijkomende inspanningen en investeringen nodig, met name o.a. op het vlak van verzamelen van kwaliteitsvollere debietsdata en het modelleren van referentie-afvoeren.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 5 van 148

English abstract The European Water Framework Directive (WFD) set out clear deadlines for a general requirement for ecological protection, and a general minimum chemical standard for all surface waters. These are the two elements "good ecological status" and "good chemical status". The objectives set for the river basins (ecological status, quantitative status, chemical status and protected area objectives) are to be reached within a tight timescale. To safeguard Europe’s water resources there is an urgent need to better address over-abstraction of water and to recognize that water quality and quantity are intimately related within the concept of “good status”. This required an EU-wide acknowledgement of the ecological flows (Eflows), i.e. the "amount of water required for the aquatic ecosystem to continue to thrive and provide the services we rely upon" (CIS guidance document nº31 - Ecological flows in the implementation of the Water Framework Directive). To reach the targets set by the EU, WFD Flanders will need to step up and invest in the improvement of the hydromorphological characteristics of its rivers. This can be done by applying a quantitative water management whereby all natural flow components are included as operational targets, i.e. from base flows (including low flows) to flood regime (magnitude, frequency, duration, timing and rate of change). The recognition that the hydrological regime plays a primary role in determining physical habitats, which in turn determines the biotic composition and support production and sustainability of aquatic ecosystems, is key. In this study two methods, a “hydrologic” and an “impoundment assessment” method, are presented that assess how different the actual flow regimes of streams are from the desired ecological flow regimes. The outcome of the assessments could provide an explanation for inadequate “Ecological Quality Ratio” (EQR) scores for hydromorphology and the “Biological Quality Elements” (BQE). An EQR with a value of one represents reference conditions and a value of zero represents a severe impact. A hydrologic assessment method In this Eflow-assessment method hydrologic data from the waterinfo.be portal were used. Daily discharge data from reference sites, i.e. in our case “Best Available Sites” (BAS) due to complete absence of undisturbed reference sites, were analyzed. The BAS were selected on the presence of populations of characteristic rheophilic fish species. The assumption was made that the flow regimes at these BA-sites are representative for minimum suitable discharge/flow conditions for the conservation of the rheophilic fauna. For these BAS, the flow data were analyzed in order to distil potentially “Ecologically-Relevant Streamflow Statistics” (ERSS). The ERSS were then used to define ecologically important flow building blocks. The building blocks were determined in analogy with the “Building Block Methodology” (BBM). The BBM is essentially a prescriptive approach, designed to construct a flow regime for maintaining a river in a predetermined condition. The methodology is based on the concept that some flows within the complete hydrological regime of a river are more important than others for maintenance of the riverine ecosystem, and that these flows can be identified, and described in terms of their magnitude, duration, timing and frequency. In combination, these flows constitute the “Ecological Flow Requirement” (EFR) as a river-specific modified flow regime, linked to a predetermined future state. The goal was to select a limited set of ERSS that are representative for a flow regime that is crucial and relevant for the characteristic rheophilic species and that help to define important building blocks. The calculation of potential relevant hydrologic indices, or in other words of the ERSS, was done with the software package “EflowStats”. It calculates a suite of ecological flow statistics and fundamental properties of daily streamflow for a given set of data. The EflowStats package was created to simplify the

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 6 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

process of generating hydrologic indicator statistics using daily streamflow records. Despite the calculation of more than 171 hydrologic indices, only few indices were found suitable and relevant to integrate in our assessment method as they represented one of the discharge components characteristic for a natural flow regime. Finally, the indices FL1, FH5 and RA7 were incorporated in our method (FL1, ‘a low flood pulse count and variability in pulse count’, is relevant to support a low flow building block; FH5, ‘flood frequency’, is relevant for a high flow building block; RA7 incorporates ‘change of flow - rate of change’). For all selected streams, the three hydrological indices were calculated and a “Suitability Index” (SI) was assigned to each result. For the final assessment of the water body, these SI’s can be used to calculate a score based on the average or on the 'one out, all out' principle where the least good score determines the final score. Because of the dubious quality of some of the flow data this is translated in the outcome of the calculations of the hydrological indices via EflowStats and thus also in the reliability of the outcome of the hydrologic assessment method. The report therefore also discusses the potential bottlenecks in the application of this method. In addition to better flow data, the lack of good reference situations in Flanders also impedes the calculation of the hydrologic method. An impoundment assessment method Most, if not all, (small) streams and rivers in Flanders are impacted by (small) weirs, sluices, watermills, … These transverse barriers to the flow in a stream/river impound water upstream. All of these barriers are used for retaining water for many purposes (eg. shipping, agriculture, hydropower and even groundwater dependent terrestrial ecosystems) and the stream/river is transformed into an impoundment upstream. Due to these impoundments, the natural dynamics, the natural flow velocity, the slope/gradient and stream power of rivers and streams have decreased significantly in many places, which has further reduced the chances of conservation, establishing and restoring of the typical rheophilic fauna. In this study, we try to analyze and quantify the cumulative effect that weirs have on stream ecosystems providing an explanation for whether or not the ecological quality objectives have been attained. To quantify the negative effects of weir-impoundments, three different calculation methods are presented. Existing river survey plans of the Flemish Environment Agency (VMM) were therefore used. The three scoring methods were tested on a number of streams. The first and simplest method calculates how much of a river's natural slope/gradient is ‘removed’ by weirs. The result of the calculations ‘(Δh weirs / Δh river) and 1 - (Δh weirs / Δh river)’ are a measure for respectively the ‘degree of impoundment’ and preservation of the river’s natural slope. The second method quantifies how much length of the river is still free-flowing and how much length of the river is affected by impoundments. A simple formula ‘Total length of the freeflowing sections with CF10%* (km) / Total length of the river (km)’ is used to calculate how much river habitat is still free-flowing (*CF10% = a 10% correction factor is applied to compensate for a certain underestimation of the actual impoundment). The third method provides information about the loss of slope and consequently about the loss of stream power or the degree of energy distribution over the watercourse. The formula ‘Score = minimum (Δh model / Δh interp, 1)’ is used in ‘a height difference script’. Where a lower slope than expected is found, it is said that the watercourse is in a moderate or worse condition. This information can be important in the substantiation, planning and implementation of stream restoration projects. The report also describes the data needs, data processing, applicability and the main advantages and disadvantages for all three methods. Comparison of the three methods shows that the scores for the streams considered do not differ much from each other. In practice, however, it is probably neither feasible nor useful for water managers to calculate impoundment scores according to three different methods. The third method can potentially

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 7 van 148

be applied on a larger scale, for example by using LIDAR data, and should be further investigated. In the absence of input data on certain waterways to apply method 3, methods 2 and 1 can be seen as alternative methods to calculate an impoundment-score. Eflow assessment It is possible to generate an overall Eflow score for (small) streams by combining the hydrologic- and impoundment method scores and applying the 'one out, all out' principle. According to this combined assessment, the (small) streams assessed in this study had a moderate, poor or bad Eflow regime. However, additional efforts and investments are required to increase the reliability of the hydrological assessment method and by extension the overall Eflow score, especially in the field of collecting more reliable flow data and modeling reference flows.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 8 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Inhoudstafel 1

Inleiding

1.1 1.2 1.3 1.4 2

De Europese Kaderrichtlijn Water ......................................................................... 18 Decreet Integraal Waterbeleid .............................................................................. 19 OPPERVLAKTEWATERTEKORTBEHEERDOELSTELLINGEN (VLAREM II) .................. 19 Crisisbeheer bij droogte......................................................................................... 19 Eflow 21

2.1 2.2 2.3 2.4 3

Definities ................................................................................................................ 22 Eflow componenten .............................................................................................. 23 Het belang van natuurlijke variabele afvoerregimes............................................. 26 Het ‘Natural Flow Regime’ ..................................................................................... 28 Doel en scope van de beoordeling 29

Studiegebied

Deelmaatlat hydrologie

5.1

5.2 5.2.1 5.2.2 5.2.3 5.3 5.3.1 5.3.2 5.3.3 5.3.4 5.4 6

Stappenplan bij de onderbouwing van een hydrologische beoordelingsmethode ........................................................................................... 33 Referentiecondities vs. best beschikbare condities .............................................. 34 Best Beschikbare Locaties (BBL’s) .......................................................................... 35 Kenmerkende soorten ........................................................................................... 36 Ecologische reacties van biota op veranderde afvoerregimes .............................. 36 Vissen als ecologische indicatoren of kenmerkende soorten ............................... 37 Keuze voor stroomminnende vissoorten als kenmerkende soorten .................... 38 Ecologische profielen van stroomminnende vissoorten ....................................... 39 Datasets ................................................................................................................. 42 Ontwerpen van Eflow afvoerregimes voor rivieren m.b.v. ‘Building Block Methodology’ ........................................................................................................ 47 EflowStats en ecologisch relevante afvoerstatistieken ......................................... 49 Inleiding ................................................................................................................. 49 Controle datakwaliteit ........................................................................................... 51 Resultaten EflowStats ............................................................................................ 54 Scoreberekening hydrologische maatlat ............................................................... 56 Geschiktheidsindices ............................................................................................. 56 Scoreberekening op basis van het ‘gemiddelde van de GI’s’ ................................ 59 Scoreberekening op basis van ‘one out all out’ principe....................................... 60 Vergelijking van beide scoreberekeningen............................................................ 62 Evaluatie van de hydrologische maatlat ................................................................ 62 Deelmaatlat Verstuwing 64

6.1 6.2 6.3 6.3.1 6.3.2

De impact van stuwen op rivieren ......................................................................... 64 Toetsingskader / toepassingsgebied ..................................................................... 66 Terminologie .......................................................................................................... 67 Verhang of helling.................................................................................................. 67 Verval ..................................................................................................................... 67

5.1.1 5.1.2 5.1.3 5.1.3.1 5.1.3.2 5.1.3.3 5.1.3.4 5.1.4 5.1.5

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 9 van 148

6.3.3

6.5.4 6.6 7

Stroomvermogen in functie van rivierstructuurherstel en ecologische afvoerregime’s ....................................................................................................... 68 Opmetingsplannen en oppervlaktewatermodellen van Vlaamse beken en rivieren van 1ste Categorie .................................................................................... 71 Databeschikbaarheid ............................................................................................. 71 Lengteprofielen op basis van het digitaal hoogtemodel (DHMV) ......................... 72 Berekenen van de verstuwingsgraad van Vlaamse beken en rivieren .................. 72 Methode 1: Bepalen van het cumulatief verval door kunstwerken ...................... 72 Inleiding ................................................................................................................. 72 Methodiek voor het berekenen van het cumulatief verval................................... 73 Cumulatief verval van de geselecteerde rivieren .................................................. 75 Score ‘cumulatief verval’ ....................................................................................... 79 Methode 2: Bepalen van hoeveel lengte van de rivier vrij afstromend is ............ 80 Inleiding ................................................................................................................. 80 Methodiek voor het kwantificeren en in kaart brengen van vrij afstromende riviertrajecten ........................................................................................................ 81 Score ‘percentage vrij afstromend’ ....................................................................... 85 Methode 3: Bepalen van de afwijking tussen de vastgestelde en verwachtte hellingsgraad.......................................................................................................... 87 Inleiding ................................................................................................................. 87 Methodiek voor het berekenen van het verlies aan hellingsgraad ....................... 87 Scores per individueel lijnstuk op basis van ‘hoogteverschil als maat voor hellingsgraad’ ......................................................................................................... 91 Scores plotten in QGIS ........................................................................................... 93 Globale score per waterloop op basis van ‘hoogteverschil als maat voor hellingsgraad’ ......................................................................................................... 95 (Methode 4): Score-beoordeling op basis van het berekende stroomvermogen . 97 Vergelijking van de 3 methodes voor berekening van de verstuwingsmaatlat .... 97 Eflow-score op basis van ‘deelmaatlat hydrologie’ en ‘deelmaatlat verstuwing’ 99

Besluit

101

Referenties

102

Bijlagen

108

10.1 10.2

Internationale toepassingen van de Building Block Methodology ...................... 108 Definities voor de 171 hydrologische indices uit Eflowstats (Henriksen et al., 2006; Archfield et al., 2013; USGS) ...................................................................... 115 EFlowStats conceptvoorbeeld ............................................................................. 124 Inleiding ............................................................................................................... 124 Datasets ............................................................................................................... 126 Verkennen data ................................................................................................... 133 Toepassen EFlowStats op basis van het EFlowStats Package .............................. 134 Hoogteverschil-script (Verval Rivieren) ............................................................... 142 Data...................................................................................................................... 142 Analyse................................................................................................................. 144 Berekening verhouding gemeten (gemodelleerde) en verwachte (geïnterpoleerde) waarde.................................................................................... 144

6.4 6.4.1 6.4.1.1 6.5 6.5.1 6.5.1.1 6.5.1.2 6.5.1.3 6.5.1.4 6.5.2 6.5.2.1 6.5.2.2 6.5.2.3 6.5.3 6.5.3.1 6.5.3.2 6.5.3.3 6.5.3.4 6.5.3.5

10.3 10.3.1 10.3.2 10.3.3 10.3.4 10.4 10.4.1 10.4.2 10.4.3

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 10 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

10.4.4 10.4.5 10.4.6

Plot scores............................................................................................................ 146 Shapefile .............................................................................................................. 147 Technische handleiding voor het plotten van de scores van methode 3 in QGIS 147

Lijst van figuren Figuur 1

Figuur 2

Figuur 3 Figuur 4

Figuur 5 Figuur 6

Figuur 7 Figuur 8

Figuur 9

Figuur 10

Figuur 11

Bedding van de Zwarte beek (links) en drooggevallen overstromingsgebied Eel (rechts) tijdens de zomer van 2018 (Foto links: VMM, Foto rechts: provincie Antwerpen). Schematische voorstelling van (in)directe interacties tussen de biologische kwaliteitselementen, Eflows, de hydromorfologie en de fysisch-chemische waterkwaliteit die samen de ecologische toestand van een waterlichaam bepalen: Eflows oefenen een directe invloed uit op de morfologische kenmerken (hydromorfologie) van het waterlichaam (kleine groene pijl) en een indirecte invloed op de biologische kwaliteitselementen (rechtse zwarte pijl). Anderzijds kan er ook een meer directe invloed zijn op deze biologische kwaliteitselementen (grote groene pijl) (bron: VMM). Illustratie bij de beddingen grondwatercomponent van Eflows (Foto links: Zwarte Beek – INBO; Figuur rechts: VMM). Illustratie bij de overstromings- en waterkwaliteitscomponent van Eflows. (Foto links: Overstroomde vallei van de Marke in Viane – INBO; Foto rechts: Potentieel afspoelen van mest naar de waterloop www.landbouwleven.be). Voorbeeld van een afvoergrafiek met aanduiding van vijf componenten van een mogelijke Eflow (Mathews & Richter, 2007). Vislarven tijdens twee verschillende ontwikkelingsstadia: pas ontloken 1dag-oude kwabaallarve zonder zwemcapaciteiten (links) en beekforellarven van ongeveer een week oud (rechts) die al tegen de stroom in zwemmen in basins van het Centrum voor Visteelt van het INBO in Linkebeek (Foto’s: Johan Auwerx). Een hypothetische Eflow vereiste (EFR) gebruik makend van de BBM (Tharme & King, 1998). Visuele voorstelling van een hypothetische gradient tussen BBL’s (blauw) en sites met minder (groen), nauwelijks (oranje en paars) of geen (rood) kenmerkende soorten. De sites worden met een code van vier letters en/of cijfers weergegeven. Voor de volledige naam van van de sites wordt verwezen naar Tabel 5. Voorbeeld van een visualisatie van ‘ontbrekende debietswaarden’ voor de historische debietsdata van het meetstation in de Molenbeek in Etikhove. De rode vertikale strepen visualiseren de ontbrekende daggemiddelde debieten per hydrologisch jaar. Hydrologische jaren met veel ontbrekende debietsdata worden niet weergegeven. Doordat een hydrologisch jaar op 1 oktober begint lijkt de figuur te ‘verspringen’). Voorbeeld van ‘geïmputeerde debietswaarden’ voor de debietsreeks van het meetstation in de Molenbeek in Etikhove. De rode cirkeltjes geven aan waar data werden gegenereerd via imputatie. Plots van de resultaten van vier afvoerstatistieken of hydrologische indices (FL1, FH5, DL2 en RA7) die een minieme gradiënt tonen tussen de Best

21 24

26 27

40 48

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 11 van 148

Figuur 12 Figuur 13

Figuur 14

Figuur 15

Figuur 16

Figuur 17 Figuur 18 Figuur 19

Figuur 20 Figuur 21

Figuur 22

Figuur 23

Figuur 24

Figuur 25

Figuur 26

Figuur 27

Beschikbare Locaties (blauwe groep) en de minder goede en slechtste locaties waar kenmerkende stroomminnende vissoorten beperkt(er) (groene / oranje / paarse groep) of niet aanwezig zijn (rode groep). PCA-analyse met als variabelen FL1, FH5, DL2 en RA7. De berekende waarden voor de hydrologische afvoerindex FL1, onderverdeeld in geschiktheidsklasses met een bepaalde geschiktheidsindex (GI). De berekende waarde voor de hydrologische afvoerindex FH5, onderverdeeld in geschiktheidsklasses met een bepaalde geschiktheidsindex (GI). De berekende waarde voor de hydrologische afvoerindex RA7, onderverdeeld in geschiktheidsklasses met een bepaalde geschiktheidsindex (GI). Visuele voorstelling van de gevolgen van verstuwing op rivierhabitats stroomop- (paars) en stroomafwaarts (groen) van stuwen (Bron: The South East Rivers Trust). Bovenloop van de Bosbeek na langdurige droogte in 2018 (Foto VMM). Stabiliteit van de bedding van Deense rivieren in relatie tot specifiek stroomvermogen (Brookes, 1987). Mogelijke types van aanpassingen aan de rivierbedding in rechtgetrokken rivieren (Brookes, 1987):degradatie van de rivierbedding (W1); ontwikkeling van een verstevigde laag bovenop het rivierbed (W2); ontwikkeling van een kronkelende ‘thalweg ’ (W3); herstel van meandering (W4); ontwikkeling van een meanderend traject door sedimentafzetting of depositie (W5); de effecten die optreden stroomafwaarts rechtgetrokken riviertrajecten (D1&D2).) Hypothetisch longitudinaal profiel van een verstuwde rivier met aanduiding van het verval dat gecreëerd wordt door de verschillende stuwen. Schematisch longitudinaal profiel van een verstuwde rivier met aanduiding van riviertrajecten waar het afstromend water afgeremd wordt ten gevolge van opstuwende kunstwerken (bv. stuwen, …) en riviertrajecten die nog vrij afstromend zijn. Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Bosbeek bij een aangenomen basisdebiet (groen: vrij afstromend riviertraject, rood: opgestuwd riviertraject). Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Herk bij een aangenomen basisdebiet (groen: vrij afstromend riviertraject, rood: opgestuwd riviertraject). Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Laan bij een aangenomen basisdebiet (groen: vrij afstromend riviertraject, rood: opgestuwd riviertraject). Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Marke bij een aangenomen basisdebiet (groen: vrij afstromend riviertraject, rood: opgestuwd riviertraject). Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Zuunbeek bij een aangenomen basisdebiet (groen: vrij afstromend riviertraject, rood: opgestuwd riviertraject). Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Bosbeek bij een aangenomen basisdebiet (roodgroen profiel) en het geïnterpoleerd profiel van de hellingsgraad (zwart profiel).

54 56

65 67 69

70 73

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 12 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Figuur 28

Figuur 29

Figuur 30

Figuur 31

Figuur 32

Figuur 33

Figuur 34

Figuur 35

Figuur 36

Figuur 37 Figuur 38 Figuur 39

Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Herk bij een aangenomen basisdebiet (roodgroen profiel) en het geïnterpoleerd profiel (zwart profiel). Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Laan bij een aangenomen basisdebiet (roodgroen profiel) en het geïnterpoleerd profiel (zwart profiel). Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Marke bij een aangenomen basisdebiet (roodgroen profiel) en het geïnterpoleerd profiel (zwart profiel). Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Zuunbeek bij een aangenomen basisdebiet (roodgroen profiel) en het geïnterpoleerd profiel (zwart profiel). Boxplot van de verhouding van het hoogteverschil per lijnsegment van het gemodelleerde profiel en het geïnterpoleerde profiel van de Bosbeek. De verhouding is nul als het gemodelleerde segment geen hoogteverschil heeft en is 1 als het gemodelleerde hoogteverschil of de gemodelleerde helling gelijk is aan (of groter is dan) het geïnterpoleerde hoogteverschil of de geïnterpolleerde helling. Longitudinaal profiel van de Bosbeek gedetailleerd ingekleurd volgens een scorebereking die de verhouding van het gemodelleerde en geïnterpoleerde hoogteverschil per lijnsegment weergeeft. De verhouding is nul (rood ingekleurd) als het gemodelleerde lijnsegment geen hoogteverschil heeft en is één (blauw ingekleurd) als het gemodelleerde hoogteverschil of de gemodelleerde helling gelijk is aan (of groter is dan) het geïnterpoleerde hoogteverschil of de geïnterpolleerde helling. Het geïnterpoleerd longitudinaal profiel wordt als groene lijn getoond. Longitudinale profielen per km-segment van de Bosbeek gedetailleerd ingekleurd volgens een scorebereking die de verhouding van het gemodelleerde en geïnterpoleerde hoogterverschil per lijnsegment weergeeft. Het geïnterpoleerd longitudinaal profiel wordt in stippellijn getoond. De verhouding is nul als het gemodelleerde lijnsegment geen hoogteverschil heeft en is 1 als het gemodelleerde hoogteverschil of de gemodelleerde helling gelijk is aan (of groter is dan) het geïnterpoleerde hoogteverschil of de geïnterpolleerde helling. Bovenaanzicht van de Bosbeek, gedetailleerd ingekleurd volgens een scorebereking in verschillende klassen die de verhouding van het gemodelleerde en geïnterpoleerde hoogterverschil per lijnsegment weergeeft (Boven: OpenStreetMap-zicht, Onder: Google Satellite-zicht) Bovenaanzicht van het opgestuwd segment van de Bosbeek stroomopwaarts van de Bosmolen (rechstboven op de kaart/foto waar de rode lijn onderbroken is) in Maaseik en ingekleurd volgens een scorebereking die de verhouding van het gemodelleerde en geïnterpoleerde hoogterverschil per lijnsegment weergeeft (Boven: OpenStreetMap-zicht, Onder: Google Satellite-zicht). Building Block Methodology – conceptuele aanpak (Acreman, 2007). Schematische voorstelling van een gemitigeerd afvoerregime gebaseerd op vijf aanbevolen bouwstenen of ‘building blocks’ (UK TAG, 2013). Bouwstenen of ‘building blocks’ voor ‘minimum flow releases’ in Noorse zalmrivieren (Bakken et al., 2012).

95 108 111 114

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 13 van 148

Figuur 40 Figuur 41

Figuur 42

Figuur 43

Resultaten EflowStats – PCA plot met indices ma4, ml7, fl3, fh6, dl10_min_90_day_var, dh13 en ra9 als variabelen. Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Bosbeek bij een aangenomen basisdebiet (rood profiel) en het geïnterpoleerd profiel (blauw profiel). Boxplot van de verhouding van het hoogteverschil per lijnsegment van het gemodelleerde of gemeten profiel en het geïnterpoleerde profiel van de Bosbeek. Longitudinaal profiel van de Bosbeek gedetailleerd ingekleurd volgens een scorebereking die de verhouding van het gemodelleerde (gemeten) en geïnterpoleerde (verwachte) hoogteverschil per lijnsegment weergeeft. Het geïnterpoleerd longitudinaal profiel wordt als een groene lijn getoond. De verhouding is nul als het gemodelleerd (gemeten) lijnsegment geen hoogteverschil heeft en is 1 als het gemodelleerde hoogteverschil of de gemodelleerde helling gelijk is aan (of groter is dan) het geïnterpoleerde hoogteverschil of de geïnterpolleerde helling.

141

144

145

146

Lijst van tabellen Tabel 1 Tabel 2 Tabel 3

Tabel 4

Tabel 5

Tabel 6

Voornaamste karakteristieken van de Vlaamse types rivieren (naar Jochems et al., 2002). Lijst van speerpuntgebieden in Vlaanderen. Ecologisch relevante kennis over de geselecteerde obligaat stroomminnende vissoorten en de verschillende levensstadia (de kenmerkende soorten kopvoorn, serpeling, beekprik, rivierdonderpad en de begeleidende soort bermpje) in relatie tot welbepaalde afvoercondities, stroomsnelheden en/of habitatvereisten. (UK TAG 20013, JA, DB, IV). Ecologisch relevante kennis over de geselecteerde partieel stroomminnende vissoort en de verschillende levensstadia (de begeleidende vissoort riviergrondel) in relatie tot welbepaalde afvoercondities, stroomsnelheden en/of habitatvereisten. (Beers, 2005). Overzicht van de gekoppelde datasets en de selectie van vismeetpunten die een gradiënt vertegenwoordigen in het voorkomen van reproducerende populaties van kenmerkende en begeleidende stroomminnende vissoorten en de debietsgegevens van de desbetreffende rivieren die allen behoren tot het type Grote beek (Bg) en Grote beek Kempen (BgK). Van de vissoorten die in de tabel tussen haakjes worden weergegeven bestaat geen zekerheid of het al dan niet een rerproducerende populatie betreft. Legende: kopvoorn (KV), serpeling (SP), rivierdonderpad (DP), beekprik (BP), bermpje (BE) en riviergrondel (RG); kleurcodes: blauw = vismeetpunt met 2 of meer kenmerkende en begeleidende stroomminnende vissoorten, groen = vismeetpunt met 1 kenmerkende stroomminnende vissoort en 2 begeleidende stroomminnende vissoorten, oranje = vismeetpunt met potentieel 1 kenmerkende stroomminnende vissoort en 2 begeleidende stroomminnende vissoorten, bruin = vismeetpunt met enkel de 2 begeleidende stroomminnende vissoorten, rood = vismeetpunt met slechts 1 of geen begeleidende stroomminnende vissoorten. Overzicht van de gekoppelde datasets en de selectie van vismeetpunten die een gradiënt vertegenwoordigen in het voorkomen van reproducerende

30 32

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 14 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Tabel 7 Tabel 8

Tabel 9

Tabel 10 Tabel 11 Tabel 12 Tabel 13

Tabel 14

Tabel 15 Tabel 16

Tabel 17

populaties van kenmerkende en begeleidende stroomminnende vissoorten en de gegevens omtrent de typologie van de desbetreffende rivieren die allen behoren tot het type Grote beek (Bg) en Grote beek Kempen (BgK) en de berekende EKC-scores voor de kwaliteitselementen vissen, macroinvertebraten (MMIF) en hydromorfologie (HM) en de waterkwaliteit (fysicochemie). Kleurcodes: blauw = vismeetpunt met 2 of meer kenmerkende en begeleidende stroomminnende vissoorten, groen = vismeetpunt met 1 kenmerkende stroomminnende vissoort en 2 begeleidende stroomminnende vissoorten, oranje = vismeetpunt met potentieel 1 kenmerkende stroomminnende vissoort en 2 begeleidende stroomminnende vissoorten, bruin = vismeetpunt met enkel de 2 begeleidende stroomminnende vissoorten, rood = vismeetpunt met slechts 1 of geen begeleidende stroomminnende vissoorten. Overzicht van de vijf categorieën waarin de hydrologische EflowStats indicatoren kunnen ondergebracht worden. Overzicht van de historische debietsdata per hydrologisch jaar per locatie (periode: 1972-1993). ‘Kruisjes’ (‘x’) geven aan in welk hydrologisch jaar de data sterk onvolledig waren en dus direct uit de dataset verwijderd werden. De letter ‘N’ geeft aan dat na stricte toepassing van het criterium voor imputatie van data de gegevensreeks als ‘Niet Geschikt’ werd bevonden. De vermelding ‘OK’ geeft aan in welke hydrologische jaren de ‘data volledig’ waren of enkel kleine gaten met minder dan vijf opeenvolgende dagen met ontbrekende debietswaarten werden geïmputeerd. Overzicht van de historische debietsdata per hydrologisch jaar per locatie (periode: 1994-2016). ‘Kruisjes’ (‘x’) geven aan in welk hydrologisch jaar de data sterk onvolledig waren en dus direct uit de dataset verwijderd werden. De letter ‘N’ geeft aan dat na stricte toepassing van het criterium voor imputatie van data de gegevensreeks als ‘Niet Geschikt’ werd bevonden. De vermelding ‘OK’ geeft aan in welke hydrologische jaren de ‘data volledig’ waren of enkel kleine gaten met minder dan vijf opeenvolgende dagen met ontbrekende debietswaarten werden geïmputeerd. Beschrijving van de vier geselecteerde en relevante hydrologische indices. Weergave van de output range van waarden voor de drie geselecteerde hydrologische indices en de onderverdeling in geschiktheidsklasses. EflowStats berekeningen van drie hydrologische indices (FL1, FH5 en RA7) met toekenning van een geschiktheidsindex (GI). Gemiddelde van de GI’s van de drie hydrologische indices (FL1, FH5 en RA7) per waterlichaam en gesorteerd van groot naar klein en ingekleurd volgens de vastgelegde kwaliteitsklasse. Vijf kwaliteitsklassen/categorieën van slecht tot zeer goed voor onderverdeling van de scoreberekening op basis van het gemiddelde van de GI’s, inclusief klassegrenzen. Legende voor de kleurcodes van de riviernamen zoals toegepast in tabel 13 en 17. Laagst toegekende GI voor de drie hydrologische indices (FL1, FH5 en RA7) per waterlichaam gesorteerd van groot naar klein en ingekleurd volgens kwaliteitsklasse. Vier kwaliteitsklassen/categorieën van ontoereikend/slecht tot zeer goed voor onderverdeling van de scoreberekening op basis van ‘one out, all out’ principe, inclusief klassegrenzen.

46 50

53 55 56 58

59 60

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 15 van 148

Tabel 18

Tabel 19 Tabel 20 Tabel 21 Tabel 22 Tabel 23 Tabel 24 Tabel 25 Tabel 26 Tabel 27

Tabel 28

Tabel 29

Tabel 30

Tabel 31

Tabel 32

Tabel 33

Tabel 34 Tabel 35 Tabel 36 Tabel 37

Tabel 38 Tabel 39 Tabel 40 Tabel 41

Voorbeeld van een deel van de attributentabel van de Bosbeek met per rij informatie over de stroomop- en stroomafwaartse waterhoogte (simus stag / simds stag) van een individueel lijnstukje. Berekening van het cumulatief verval (%) door vier stuwen op een rivier zoals geïllustreerd in figuur 19 Berekening van het cumulatief verval door kunstwerken in de Bosbeek Berekening van het cumulatief verval door kunstwerken in de Herk Berekening van het cumulatief verval door kunstwerken in de Laan Berekening van het cumulatief verval door kunstwerken in de Marke Berekening van het cumulatief verval door kunstwerken in de Zuunbeek Score voor behoud van natuurlijk verval voor vijf geselecteerde rivieren volgens methode 1. De score voor behoud van natuurlijk verval kan ingedeeld worden in vijf kwaliteitsklassen/categorieën van slecht tot zeer goed. De score voor hoeveel lengte van de rivier nog vrij afstromend is kan ingedeeld worden in vijf kwaliteitsklassen/categorieën van slecht tot zeer goed. Weergave in cijfers van de totale lengte per rivier die respectievelijk opgestuwd - inclusief correctiefactor van 10% op de verstuwde lengte (CF10%) - en vrij afstromend is volgens methode 2. De score of indexwaarde van het hoogteverschil als maat voor hellingsgraad kan ingedeeld worden in vijf kwaliteitsklassen/categorieën van slecht tot zeer goed. Gewogen gemiddelde of indexwaarde voor elke rivier op basis van gewogen verhouding tussen gemeten hoogteverschil per lijnstukje en geïnterpolleerde hoogteverschil per lijnstukje. Weergave van de scores volgens drie berekeningsmethodes om de impact van opstuwende constructies in beken en rivieren te kwantificeren, ingekleurd in vijf kwaliteitsklassen/categorieën van slecht tot zeer goed (rood: slecht, oranje: ontoereikend, geel: matig, groen: goed, blauw: zeer goed). Vergelijking van de drie berekeningsmethodes om de impact van opstuwende constructies in beken en rivieren te kwantificeren volgens principe, toepasbaarheid en de belangrijkste voor- en nadelen. Globale Eflow score volgens de gecombineerde hydrologische maatlat en verstuwingsdeelmaatlat 3 en gebaseerd op het ‘one out, all out’ principe. Ter vergelijking worden ook de scores voor de deelmaatlatten 1 en 2 getoond. Voorbeelden van informatie over zalmachtigen en hun afvoervereisten (Acreman 2007). Voorbeelden van informatie over zoetwatervissen, macrofyten en invertebraten en hun afvoervereisten (Acreman 2007). Voorbeeld: beschrijving van de ‘flood flow’-bouwsteen volgens Water Framework Directive UK TAG (2013). Ecologisch relevante afvoerregime-elementen voor enkele zoetwatervissoorten en enkele ecologisch interessante (beschermde) soorten (UK TAG 20013). EflowStats - ‘Omvang’ functies EflowStats - ‘Omvang’ functies (vervolg) EflowStats - ‘Omvang’ functies (vervolg) EflowStats - ‘Frequentie’ functies

72 75 76 77 78 78 79 80 80

100 109 110 112

113 115 116 117 118

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 16 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Tabel 42 Tabel 43 Tabel 44 Tabel 45 Tabel 46 Tabel 47 Tabel 48 Tabel 49

EflowStats - ‘Duur’ functies EflowStats - ‘Duur’ functies (vervolg) EflowStats - ‘Duur’ functies (vervolg) EflowStats - ‘Timing’ functies EflowStats - ‘Rate of change’ functies EflowStats - ‘Andere statistische’ functies EflowStats - ‘Magnificent 7’ functies Resultaten EflowStats - Vergelijkingsfuncties

119 120 121 122 123 123 123 124

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 17 van 148

1 INLEIDING Het afvoerregime is de primaire bepalende factor voor de structuur en het functioneren van aquatische ecosystemen van beken en rivieren. Op wereldschaal hebben hydrologische veranderingen de ecologische toestand van rivierecosystemen verslechterd. Daarom is de ontwikkeling van (regionale) ecologische afvoerregimes (Eflows) in functie van de Europese Kaderrichtlijn Water, het Decreet Integraal Waterbeleid en de Oppervlaktewatertekortbeheerdoelstellingen (VLAREM II) van groot belang.

1.1 DE EUROPESE KADERRICHTLIJN WATER Eén van de belangrijkste milieurichtlijnen voor aquatische systemen in Europa is de Europese kaderrichtlijn Water (KRW). Deze richtlijn is sinds 22 december 2000 van kracht en tekent een uniform waterbeleid uit in de hele Europese Unie. Het doel van de KRW is de watervoorraden en de waterkwaliteit in Europa veilig stellen en de gevolgen van overstromingen en perioden van droogte afzwakken. De KRW verplicht de lidstaten duurzaam met water om te springen. Hiervoor moeten ze beheerplannen opstellen per stroomgebied (Europees parlement, 2000). De KRW stelt voor alle waterlichamen de ‘goede chemische toestand + goede ecologische toestand/potentieel’ als doel voorop. Voor natuurlijke oppervlaktewateren betekent dit onder meer een goede ecologische toestand, die bepaald wordt door de biologische kwaliteitselementen fytoplankton, macrofyten, fytobenthos, macro-invertebraten en vissen, en een aantal hydromorfologische, chemische en fysisch-chemische parameters. Voor kunstmatige en sterk veranderde oppervlaktewateren kunnen de doelstellingen echter lager liggen (= goed ecologisch potentieel). Bij de eindbeoordeling van een waterlichaam bepaalt de minst goede score de eindscore (‘one out, all out’ principe). Er wordt een onderscheid gemaakt tussen grotere watersystemen, de zogenaamde Vlaamse waterlichamen, en kleinere waterlichamen, de zogenaamde lokale waterlichamen van eerste orde. In 2010-2015 werd de waterkwaliteit van 195 Vlaamse waterlichamen en 306 lokale waterlichamen van de eerste orde beoordeeld. De goede ecologische toestand en goed ecologisch potentieel werd voor geen enkel van de beoordeelde Vlaamse waterlichamen behaald. Slechts 23 % van de Vlaamse waterlichamen behaalde een matige ecologische toestand. De afstand tot de doelstelling van de kaderrichtlijn Water is dus nog erg groot. Slechts één Vlaams waterlichaam behaalde de doelstelling voor de fysisch-chemische kwaliteit. Van de algemene fysisch-chemische parameters was ‘totaal fosfor (TP)’ het vaakst problematisch. Van de biologische kwaliteitselementen behaalden fytoplankton (45 %), macroinvertebraten (28 %) en fytobenthos (23 %) relatief het vaakst de doelstelling. Het percentage dat de doelstelling behaalde voor vissen lag erg laag (9 %) (WUP, 2016). Het algemeen beeld van de ecologische toestand (of potentieel) van de lokale waterlichamen van de eerste orde leek erg op dat van de Vlaamse waterlichamen. Toch was er één lokaal waterlichaam dat het goed ecologisch potentieel behaalde. Het precentage ‘niet-beoordeelde waterlichamen’ lag hier echter meestal gevoelig hoger dan bij de Vlaamse waterlichamen. Bovendien werd fytoplankton voor geen enkel lokaal waterlichaam van de eerste orde in overweging genomen.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 18 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Samenvattend: van de 501 waterlichamen, Vlaamse en lokale eerste orde samen, bevond 80 % zich in een slechte of ontoereikende ecologische toestand en bijna 20 % scoort matig (WUP, 2016).

1.2 DECREET INTEGRAAL WATERBELEID Het decreet Integraal Waterbeleid van 18 juli 2003 (BS 14 november 2003, err.BS 5 december 2003) zet de KRW om naar de Vlaamse wetgeving. Dit decreet gaat verder dan de KRW door ook een goede kwantitatieve toestand na te streven. Voor oppervlaktewater (OW) gelden volgende doelstellingen: ● ●

2015 (2027): goede chemische toestand + goede ecologische toestand/potentieel (KRW); 2021 (2027): goede kwantitatieve toestand (verder dan KRW). De goede kwantitatieve toestand behelst zowel de waterstand, het debiet en de stroomsnelheid in het oppervlaktewaterlichaam (m.i.v. seizoenale schommelingen) die nodig zijn om de milieudoelstellingen te bereiken.

1.3 OPPERVLAKTEWATERTEKORTBEHEERDOELSTELLINGEN (VLAREM II) Onder watertekort wordt verstaan: de kwantitatieve toestand van een oppervlaktewaterlichaam die gekenmerkt wordt door een significant onevenwicht tussen het watergebruik en de natuurlijke waterbeschikbaarheid waardoor de doelstellingen van het integraal waterbeleid, vermeld in artikel 5, eerste lid, 3°, 5°, 6° en 8°, van het decreet van 18 juli 2003 in het gedrang komen. De oppervlaktewatertekortbeheerdoelstellingen hebben tot doel om de kosten en de bedreigingen voor de samenleving ten gevolge van watertekorten te beperken en te streven naar een duurzame beschikbaarheid van water voor de mens, scheepvaart, watervoorziening, industrie, landbouw, ecologie, onroerend erfgoed en recreatie. Bovendien streven de oppervlaktewatertekortbeheerdoelstellingen voor het aspect ecologie naar laagwaterafvoeren die compatibel zijn met de realisatie van de goede ecologische toestand of het goede ecologische potentieel, vermeld in artikel 5 van het decreet van 18 juli 2003, en de realisatie van de instandhoudingsdoelen voor de speciale beschermingszones, vermeld in artikel 36bis van het decreet van 21 oktober 1997 betreffende het natuurbehoud en het natuurlijk milieu en de besluiten van de Vlaamse Regering van 23 april 2014 tot aanwijzing van de speciale beschermingszones en tot definitieve vaststelling van de bijhorende instandhoudingsdoelstellingen en prioriteiten.

1.4 CRISISBEHEER BIJ DROOGTE Langdurige droogtes, zoals in 2017, 2018 en 2019 hebben uiteraard een directe impact op de waterpeilen en debieten in de Vlaamse waterlopen die op hun beurt verhoogde watertemperaturen, lage(re) zuurstofconcentraties, hogere polluenten concentraties, verzilting (zoutstress), verminderde werking van visdoorgangen, droogval,... tot gevolg kunnen hebben (Figuur 1). Dit kan leiden tot een verslechterde ecologische toestand. Ook de kans op ///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 19 van 148

acute ecologische problemen zoals vissterfte, (blauw-)algenbloei, botulisme,… neemt sterkt toe bij dergelijke omstandigheden en werd op meerdere locaties vastgesteld.

Figuur 1 Bedding van de Zwarte beek (links) en drooggevallen overstromingsgebied Eel (rechts) tijdens de zomer van 2018 (Foto links: VMM, Foto rechts: provincie Antwerpen).

Een laagwaterstrategie dringt zich op die afspraken inhoudt over minimumpeilen of -debieten, over de verdeling van het water, over de verschillende sectoren en over eisen aan de waterkwaliteit die wordt ondersteund door een duidelijke reglementering. Na de waterschaarste en droogte in 2017 en 2018 werd een evaluatierapport opgesteld door de coördinatiecommissie ‘Integraal Waterbeleid’. De rapporten bundelen de kennis en ervaringen van de betrokken CIW-werkgroepen, de droogtecommissie en het provinciale crisisoverleg onder leiding van de gouverneurs. Vanuit de ervaringen met de waterschaarste en droogte werden aanbevelingen geformuleerd over de coördinatie van het crisisbeheer, de verdere uitwerking en afstemming van de crisiscommunicatie, de verdere kennisopbouw en de uitwerking van regelgeving en instrumenten. Beide rapporten kunnen worden geraadpleegd op volgende locaties: ● ●

http://www.integraalwaterbeleid.be/nl/publicaties/afbeeldingen/evaluatierapportdroogte-2017/view; http://www.integraalwaterbeleid.be/nl/nieuws/downloads-vannieuwsberichten/tussentijds-evaluatierapport-waterschaarste-en-droogte-20181/view.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 20 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

2 EFLOW Ondanks de algemene waterkwaliteitsverbetering van de Vlaamse waterlichamen, zoals gemeten in de periode 2007-2013, en de ontwikkeling van (regionale) milieurichtlijnen voor water zoals de KRW, het Decreet Integraal Waterbeleid en de Oppervlaktewatertekortbeheerdoelstellingen (VLAREM II) worden waterbeheerders geconfronteerd met het feit dat er de afgelopen drie jaar geen vooruitgang in de kwaliteit meer op te merken is (VMM, 2017). Dit betekent dat bepaalde doelstellingen mogelijks niet gehaald zullen worden (o.a. KRW-doelstellingen). Een verstoord afvoerregime kan een mogelijke verklaring zijn waarom voor een bepaald waterlichaam de afstand tot de doelstellingen van de KRW ver verwijderd blijft. Daarom wordt er in dit rapport een beoordelingskader uitgewerkt zodat kan getoetst worden in hoeverre de huidige afvoerregimes van bepaalde waterlichamen afwijken van de gewenste ecologische afvoerregimes. Het Eflow regime zorgt ervoor dat aquatische biotopen en hun typerende soorten of soortgroepen al dan niet kunnen voorkomen in de waterloop. Daardoor bepaalt het Eflow regime mee de daaraan gekoppelde beoordeling van het waterlichaam. Eflows oefenen een belangrijke invloed uit op de morfologische kenmerken van het waterlichaam, m.a.w. de hydromorfologie, en hierdoor indirect op de biologische kwaliteitselementen. Anderzijds kan er ook een meer directe invloed zijn op deze biologische kwaliteitselementen (Figuur 2).

Figuur 2 Schematische voorstelling van (in)directe interacties tussen de biologische kwaliteitselementen, Eflows, de hydromorfologie en de fysisch-chemische waterkwaliteit die samen de ecologische toestand van een waterlichaam bepalen: Eflows oefenen een directe invloed uit op de morfologische kenmerken (hydromorfologie) van het waterlichaam (kleine groene pijl) en een indirecte invloed op de biologische kwaliteitselementen (rechtse zwarte pijl). Anderzijds kan er ook een meer directe invloed zijn op deze biologische kwaliteitselementen (grote groene pijl) (bron: VMM). ///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 21 van 148

Het karakteriseren van Eflows en het gebruik van bestaande hydrologische technieken als mitigerende maatregelen i.f.v. het ecologisch herstel van rivierecosystemen kunnen het regionaal waterbeheer ondersteunen. Een flexibele aanpak laat wetenschappers, waterbeheerders en belanghebbenden toe om beschikbare wetenschappelijke informatie te analyseren en te vertalen naar ecologisch gebaseerde en sociaal geaccepteerde doelen en standaarden voor het beheer van Eflows (Poff et al., 2010). Vanuit de Europese commissie werd aan alle Europese lidstaten gevraagd om in toenemende mate aandacht te besteden aan de toepassing van Eflows in het beheer van onze oppervlaktewaterlichamen. Dit heeft de Europese commissie er ook toe geleid om, ter ondersteuning, een ‘environmental flows (Eflows) Guidance Document’ uit te brengen om de lidstaten te helpen bij het streven naar waterlichamen met voldoende waterkwantiteit en een goede kwaliteit (WFD CIS., 2015).

2.1 DEFINITIES Er zijn verschillende definities voor de term ‘Eflow’. Eflow wordt in de literatuur o.a. gebruikt voor ‘environmental flow’, ‘ecohydrological flow’ als voor ‘ecological flow’. Volgende interpretaties worden courant gehanteerd:

●

‘Environmental flows’ worden in the Brisbane Declaration (2007) gedefinieerd als ‘The quantity, timing and quality of water flows required to sustain freshwater and estuarine ecosystems and the human livelihood and well-being that depend on these ecosystems’.

●

Onder ‘Ecological Flow Needs’ wordt verstaan ‘The flows and water levels required in a water body to sustain the ecological function of the flora and fauna and habitat processes present within that water body and its margins’ (Linnansaari et al. 2013).

●

Toegespitst op één of meerdere biologische kwaliteitselementen, worden Eflowdefenities geformuleerd voor, bijvoorbeeld vissen, met name de ‘Ecological flow requirements for fisheries’ of ‘The flow regimes and water levels required to maintain the ecological functions that sustain fisheries associated with that water body and its habitat’ (Linnansaari et al. 2013).

●

REFORM (REstoring rivers FOR effective catchment Management) vat Eflows als volgt samen: ‘de kwaliteit, kwantiteit en timing van waterafvoeren nodig voor het ondersteunen en behouden van de componenten, functies, processen en veerkracht van aquatische ecosystemen en de voordelen die ze leveren aan mensen’, dit wil zeggen, verwijst naar de hoeveelheid/toevoer van water nodig voor het behoud van aquatische ecosystemen nadat voldaan is aan de menselijke noden (https://reformrivers.eu/).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 22 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

●

Eflow is niet enkel de kwaliteit, kwantiteit, timing van waterafvoeren en waterpeilen maar handelt ook over stromingsvariatie of stroomsnelheidsvariatie. Het is nu algemeen aanvaard dat een natuurlijk variabel stromingsregime nodig is voor het duurzaam behoud van zoetwater ecosystemen (Poff et al., 1997; Bunn & Arthington, 2002).

Gezien in de beoordelingsmethodiek verbanden moeten gelegd worden, o.a. tussen de biologische kwaliteitselementen en het afvoerregime, opteren we er voor om de term Eflow in dit rapport in te vullen als ‘ecological flow’ of ‘ecologische afvoer’.

2.2 EFLOW COMPONENTEN Ecological flow (Eflow) kan zeer breed benaderd worden en er kan een onderscheid gemaakt worden tussen volgende vier componenten: ●

●

1 2

Beddingcomponent. Het afvoerregime is mede bepalend voor de samenstelling van de levensgemeenschappen van planten diersoorten binnen de bedding van de waterloop. Wijzigingen in het afvoerregime door menselijke ingrepen en externe invloeden (zoals klimaatwijziging) hebben een effect op alle trofische niveaus (Figuur 3). Kennis van processen en het begrijpen en interpreteren van trend-veranderingen in het functioneren van het ecosysteem, de biodiversiteit en ecosysteemdiensten is essentieel voor een goed beheer van onze rivieren. Het al dan niet voorkomen van bepaalde biotische groepen (fytoplankton, zoöplankton, macro-invertebraten, vissen, macrofyten, …) heeft immers gevolgen voor de beoordeling van waterlichamen i.f.v. de KRW en de biologische kwaliteitselementen en de Habitatrichtlijn1 (92/43/EEG) (Habitattype 32602, Bijlage II-vissoorten3, …). Deze KRW doelstellingen zijn afdwingbaar en het niet halen ervan kan leiden tot boetes of verminderde EUsubsidies. Grondwatercomponent. Rivieren worden deels gevoed door grondwater dat na een regenbui in de bodem infiltreert en via drainage en grondwaterstromingen naar de rivier toestroomt, en deels door oppervlakkige afstroming van regenwater. Het rivierwater wordt vervolgens afgevoerd naar stroomafwaarts gelegen gebieden (Figuur 3). Waterpeilen in oppervlaktewaterlichamen vertalen zich door in grondwaterstanden en kunnen daardoor de toestand beïnvloeden van grondwaterafhankelijke terrestrische ecosystemen (GWATE’s), waaronder enkele habitats uit de Habitatrichtlijn. Door de Dienst Grondwaterbeheer (VMM, Afdeling Operationeel

Richtlijn inzake de instandhouding van de natuurlijke habitats en de wilde flora en fauna. Ondiepe beken en rivieren met goede structuur en watervegetaties

³ Voor de dieren plantensoorten die op bijlage 2 staan van de Habitatrichtlijn, moet elke lidstaat maatregelen nemen zodat dat de populaties van deze soorten duurzaam zouden blijven. Voor elk van deze soorten (als ze niet zijn uitgestorven) heeft Vlaanderen gebieden afgebakend en zijn er doelen vooropgesteld.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 23 van 148

Waterbeheer) werd hiervoor reeds een beoordelingskader uitgewerkt i.s.m. het Agentschap voor Natuur en Bos (ANB) en het Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek (INBO).

Figuur 3 Illustratie bij de beddingen grondwatercomponent van Eflows (Foto links: Zwarte Beek – INBO; Figuur rechts: VMM).

●

Overstromingscomponent. Een overstroming wordt, overeenkomstig de Europese overstromingsrichtlijn (2007/60/EG), gedefinieerd als: het tijdelijk onder water staan van land dat normaliter niet onder water staat - vanuit de zee, beken en rivieren (met mogelijke uitsluiting van overstromingen door rioolstelsels). Bij langdurige neerslag of uitzonderlijke buien treedt verzadiging op van de bodem. Het neerslagwater kan minder infiltreren, waardoor de afstroming naar de rivier verhoogt. De grotere aanvoer via afstroming en grondwaterstroming doet het rivierdebiet toenemen. Wanneer de rivierafvoer te groot wordt en het rivierkanaal de hoeveelheid water niet meer tijdig kan afvoeren, treedt de rivier buiten haar oevers (Figuur 4). Overstromingen van de vallei vanuit de waterloop hebben een selecterend effect: bepaalde soorten of soortgemeenschappen kunnen wel of niet tot ontwikkeling komen bij een bepaald overstromingsregime (frequentie, diepte, duur, timing en waterkwaliteit). Een overstroming is een natuurlijk fenomeen, maar door aanpassingen aan (1) de infiltratiegebieden (minder voeding van grondwater, versnelde regenwaterafvoer,…), (2) de overgangsgebieden (minder sponswerking en versnelde ontwatering), (3) de overstromingsgevoelige gebieden (inperking door dijken, drainage van de vallei, bodemverdichting, wijzigingen landgebruik, onaangepast landbeheer,…) en (4) de waterloop (verdiepen van de vaargeul, beïnvloeden aan-/afvoer via stuwen, indijken, aftakkingen naar kanalen, rechttrekkingen,…) is het overstromingsproces sterk gewijzigd. Zowel het regime van de overstromingen, de grootte en de locatie van het overstromingsgebied als de effecten van de overstroming en van het stroomopwaarts binnendringen van het getij, zijn dan ook sterk antropogeen beïnvloed. Naarmate een overstromingsregime als meer natuurlijk beschouwd wordt, zullen er meer kansen zijn voor natuurlijke valleivegetaties, waaronder verschillende Bijlage I-habitats van de Habitatrichtlijn. De natuurlijkheidswaarde stijgt naarmate het functioneren dichter aanleunt bij de natuurlijke werking. Een toename in overstromingsoppervlakte, -frequentie en -duur

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 24 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

verhoogt de kans op verder herstel van de aquatische fauna. Ook de kwaliteit van het rivierwater speelt een belangrijke rol in de combineerbaarheid met bepaalde natuurtypen. Voor terrestrische plantengemeenschappen leiden overstromingen tegenwoordig ook vaak tot (ongewenste) verschuivingen naar meer voedselrijke systemen (Schneiders et al., 2014). Overgangszones van infiltratiegebieden naar valleigebieden hebben een belangrijke sponswerking. Ze kunnen een bijdrage leveren tot het verminderen van piekafvoeren en kunnen tevens een belangrijke waterzuiverende functie vervullen. De kwantitatieve bijdrage van deze waterconserveringsgebieden aan overstromingsrisicobeheersing door waterretentie, is nauwelijks gekend (Schneiders et al., 2014). De Overstromingsrichtlijn van 2007 vraagt de lidstaten om maatregelen te nemen tegen de negatieve gevolgen die overstromingen kunnen hebben. Ze verplicht de lidstaten om overstromingsrisicobeheer-plannen (ORBP) op te maken. In gebieden waar zich overstromingen kunnen voordoen moeten doelstellingen bepaald worden en maatregelen genomen worden om de overstromingsrisico's te beperken en de bevolking, economische activiteiten, ecosystemen en het cultureel erfgoed te beschermen. Europa vraagt om zowel in te zetten op protectieve en preventieve maatregelen als op paraatheid en om maximaal geïntegreerd te werken. De Overstromingsrichtlijn streeft een coördinatie en integratie met de Europese Kaderrichtlijn Water na. Vlaanderen zette beide richtlijnen om in het decreet Integraal Waterbeleid en koos ervoor om de overstromingsrisicobeheerplannen in de stroomgebiedbeheerplannen te integreren (www.integraalwaterbeleid.be). Een beoordeling van de impact van verhoogde overstromingsfrequenties voor de weerhouden maatregelen van de diverse ORBP’s werd reeds uitgevoerd door de Vlaamse Milieumaatschappij (VMM, 2014 a en b). ●

Waterkwaliteitscomponent. Het vermogen tot regulatie van waterkwaliteit door ecosystemen wordt verlaagd door hun slechte ecologische en hydromorfologische toestand. Weloverwogen morfologische en hydrologische ingrepen in oeverzones en waterlopen kunnen dit zogenaamde zelfzuiverende vermogen van ecosystemen sterk doen toenemen en kunnen een mogelijk efficiënte maatregel zijn om de waterkwaliteit verder te verbeteren (Vrebos et al., 2014). De rivierhydrologie is hierbij essentieel: hoge debieten kunnen nl. de verblijftijd van de vuilvrachten in de verschillende compartimenten van het hydrologische systeem sterk inkorten. Hierdoor kan de efficiëntie van bepaalde biologische processen sterk verminderen. Zo wordt nitraatverwijdering door denitrificatie o.a. sterk bepaald door de verblijftijd. Een meer direct effect van waterkwantiteit op waterkwaliteit betreft het verdunningseffect (Figuur 4). Door profielherstel, hermeandering en het toelaten van waterplanten kan de stromingsweerstand (en dus ook het waterpeil) verhoogd worden en bevindt er zich meer water in het systeem. Hierdoor wordt een lokaal verhoogde vuilvracht (bv. lozing) beter gebufferd. Verwijdering van water door middel van onttrekkingen en verhoogde evaporatie kunnen dit bufferend vermogen aantasten, waardoor de impact

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 25 van 148

van lozingen op de concentraties aan contaminanten groter worden (Vrebos et al., 2014). Daarnaast kunnen laagwaterperiodes effect hebben op temperatuur en concentratie van bepaalde stoffen. Een ecologisch afwegingskader als input bij het opstellen van een draaiboek ‘crisisbeheer droogte’ is wenselijk en momenteel in ontwerpfase (Buysse et al., in prep.).

Figuur 4 Illustratie bij de overstromings- en waterkwaliteitscomponent van Eflows. (Foto links: Overstroomde vallei van de Marke in Viane – INBO; Foto rechts: Potentieel afspoelen van mest naar de waterloop - www.landbouwleven.be).

Het Eflow regime kan dus als sturend beschouwd worden voor bepaalde parameters uit het meetnet Hydromorfologie (stroomkuilenpatroon, stromingsvariatie, sedimentbanken, meanderingsgraad, type beddingsubstraat en abundantie waterplanten) en de ecologische vereisten van bepaalde soortgroepen (bv. vissen gebonden aan stromend water of overstromingsvlaktes). Het is belangrijk om eventuele oorzakelijke verbanden tussen de beschikbare parameters voor het Eflow regime enerzijds en de parameters voor hydromorfologie en biologische kwaliteitselementen anderzijds te definiëren en kwantificeren.

2.3 HET BELANG VAN NATUURLIJKE VARIABELE AFVOERREGIMES Vanaf de 20ste eeuwwisseling tot de jaren 60 van vorige eeuw was het waterbeheer vooral gericht op maximale bescherming tegen overstromingen en het genereren van watervoorraden en van energie uit waterkracht. Tijdens de jaren ’70 dwongen de ecologische en economische gevolgen van deze projecten de wetenschappers er toe om manieren te zoeken om stuwdammen beter te beheren in functie van het behoud van sommige vissoorten. De initiële focus lag daarbij op het vastleggen van de minimale afvoer (‘minimal flow’) die nodig was voor het behoud van soorten met zowel economisch (cfr. consumptie) als maatschappelijk (cfr. hengelsport) belang, zoals biijvoorbeeld zalm en zeeforel. Tegen de jaren ‘90 kwamen onderzoekers tot de conclusie dat de biologische en sociale systemen die in leven gehouden worden door rivieren veel te complex zijn en niet in stand gehouden kunnen worden door een eenvoudig minimaal afvoerregime (Bunn & Arthington, 2002; Richter & Thomas, 2008). Sedertien wordt meer en meer ondersteund dat het herstel en behoud van

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 26 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

meer omvangrijke ecologischere afvoerregimes noodzakelijk zijn voor het behoud van het volledige spectrum aan watergebonden biota, processen en diensten. Het is nu dus algemeen aanvaard dat een natuurlijk variabel stromingsregime, eerder dan gewoon een minimale lage stroming, nodig is voor het duurzaam behoud van zoetwater ecosystemen (Poff et al., 1997; Bunn & Arthington, 2002; …). Dit besef heeft geleid tot de implementatie van Eflow management in duizenden kilometers rivier wereldwijd (Postel & Richter, 2003). De structuur en het functioneren van aquatische ecosystemen wordt voornamelijk veroorzaakt door verschillende afvoeren (lage afvoeren, piekafvoeren,...) die variëren per uur, dag, seizoen, jaar of zelfs langer (Poff et al., 1997) (Figuur 5). Extreme situaties veroorzaakt door extreme gebeurtenissen, zoals overstromingen en droogtes reguleren ecosysteemprocessen en oefenen selectieve druk uit op populaties waardoor ze het relatieve succes van verschillende soorten bepalen (Resh et al., 1988; Hart & Finelli, 1999).

Figuur 5 Voorbeeld van een afvoergrafiek met aanduiding van vijf componenten van een mogelijke Eflow (Mathews & Richter, 2007).

Ondanks de merkbare vooruitgang in ecologisch(er) waterbeheer zijn er wereldwijd nog miljoenen kilometers rivier die onbeschermd blijven. Bedreigingen zijn het overmatig toewijzen van water voor ‘offstream’ gebruik en andere veranderingen van het natuurlijk stromingsregime. Voorbeelden van bedreigingen zijn: ● ● ● ● ● ● ●

rechttrekkingen en kanalisatie landgebruik (cfr. gewijzigde run off) wateronttrekking door o.a. industrie, landbouw, … irrigatie vraag voor energieproductie (waterkracht) klimaatverandering …

Door het vastleggen van ecologische afvoerdynamieken voor de verschillende waterlooptypes in Vlaanderen wordt getracht om de negatieve ecologische effecten van voorgaande ///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 27 van 148

bedreigingen te verminderen opdat de goede toestand/potentieel in de nabije toekomst kan worden gehaald. Het moet benadrukt worden dat Eflow niet hetzelfde is als ‘natural flow’ omdat Eflows reeds hydrologisch gewijzigd zijn. The Conservation Gateway stelt: “In tegenstelling tot het natuurlijk afvoerregime laat het Eflow regime een zekere graad van hydrologische verandering toe. Eflows hebben echter wel als doel de patronen en ecologische gevolgen van het natuurlijk afvoerregime na te bootsen”. Het streven naar een zo natuurlijk mogelijk afvoerregime is relevant in volgende situaties: ● ● ● ●

sterk gereguleerde, verstuwde en gekanaliseerde waterlopen, afwaarts dammen (stuwen, reservoirs), in geval van wateronttrekking, in geval van transfers tussen verschillende waterbekkens of stroomgebieden (treedt vaak op wanneer water moet voorzien worden voor abstractie of irrigatie of bij waterkrachtcentrales).

2.4 HET ‘NATURAL FLOW REGIME’ De eerste stap bij het uitvoeren van een Eflow evaluatie, nog voor de toepassing van eender welke Eflowbeoordelingsmethode, is het karakteriseren of typeren van het natuurlijk afvoerregime van de rivier die bestudeerd wordt. Het natuurlijk afvoerregime is de norm waartegen waterbeheerders aanvaardbare niveaus van verandering kunnen afwegen. Om een natuurlijk afvoerregime te kunnen toepassen zijn belangrijke hydrologische indicatoren nodig. De hydrologische indicatoren werden beschreven gebruik makende van vijf verschillende groepen (Poff et al., 1997): ● ● ● ● ●

Omvang/grootte van afvoer: hoe groot (of klein) is een afvoergebeurtenis ? Frequentie: hoe vaak treedt een afvoergebeurtenis op ? Duur: hoe lang duurt de afvoergebeurtenis ? Timing: speelt het tijdstip van de afvoergebeurtenis een rol ? Snelheid van verandering: hoe snel verandert de afvoergebeurtenis?

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 28 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

3 DOEL EN SCOPE VAN DE BEOORDELING Vanuit de Europese commissie werd aan alle Europese lidstaten gevraagd om in toenemende mate aandacht te besteden aan de toepassing van Eflows in het beheer van onze oppervlaktewaterlichamen. In het kader daarvan wenst de Vlaamse Milieumaatschappij (VMM) een methodiek te hanteren voor de beoordeling van ecologische afvoerregimes (Eflows) van Vlaamse waterlichamen. Zoals geïllustreerd kan Eflow zeer breed benaderd worden en kan er een onderscheid gemaakt worden tussen vier componenten: de bedding-, overstromings-, grondwater- en waterkwaliteitscomponent. Omdat er voor de grondwatercomponent door de Dienst Grondwaterbeheer (VMM, AOW) reeds een beoordelingskader werd uitgewerkt i.s.m. het ANB en het INBO, en omdat er ook reeds een beoordeling van de impact van verhoogde overstromingsfrequenties voor de weerhouden maatregelen van het ORBP-project werd uitgevoerd, focussen we in dit rapport uitsluitend op de beddingcomponent van het ecologisch afvoerregime. Weloverwogen morfologische en hydrologische ingrepen in de bedding van de waterlopen zullen immers het zelfzuiverend vermogen sterk doen toenemen en zullen onrechtstreeks ook een efficiënte maatregel zijn om de waterkwaliteit verder te verbeteren (cfr. waterkwaliteitscomponent). In dit rapport wordt een mogelijk beoordelingskader voor het Eflow regime uitgewerkt op basis van bestaande hydrometrie meetgegevens (Deelmaatlat Hydrologie) en opmetingsplannen van rivieren (Deelmaatlat Verstuwing). De beoordeling kan in eerste instantie aangewend worden als een verklaring voor slechte Ecologische Kwaliteits Coëfficiënt (EKC)-scores voor hydromorfologie en de biologische kwaliteitselementen. De beoordeling is een niet op zichzelf staande rapportering of beoordeling maar is er ter ondersteuning van de rapportering i.f.v. de KRW en de HR-doelen. Het opzetten van nieuwe meetnetten of modelleringen vallen buiten de scope van deze studie. De beoordelingsmethodiek wordt in dit rapport toegepast op een beperkte dataset van onbevaarbare waterlopen van categorie 1, beheerd door de afdeling Operationeel Waterbeheer van de Vlaamse Milieumaatschappij (VMM). Er wordt een beoordeling gemaakt voor enkele sterk veranderde en natuurlijke oppervlaktewaterlichamen behorend tot de categorie ‘rivier’ en van het type Grote beek en Grote beek Kempen.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 29 van 148

4 STUDIEGEBIED De KRW verplichtte de lidstaten om achtereenvolgens de oppervlaktewateren onder te verdelen in categorieën en typen, vervolgens voor elk type per component van de levensgemeenschap een referentiekader uit te werken en een ecologisch beoordelingssysteem op te maken dat de afstand t.o.v. dat referentiekader bepaalt en kwaliteitsklassen onderscheidt. Jochems et al. (2002) hebben een indeling gemaakt waarin alle oppervlaktewaters in Vlaanderen opgedeeld worden in categorieën en typen. Het eerste luik van dat rapport handelt over de opsplitsing van de oppervlaktewateren in de categorieën rivieren (Tabel 1), meren, overgangswateren en kustwateren. Per categorie werd vervolgens een eenvoudige typologie uitgewerkt die voldoet aan de minimale eisen van de KRW. Aansluitend werd per categorie op basis van de bestaande studies in Vlaanderen een meer ecologisch onderbouwde en verfijnde typologie uitgewerkt die voldoet aan de eisen van de KRW en een meer realistische weergave is van de diversiteit aan oppervlaktewateren in Vlaanderen. Tabel 1 Voornaamste karakteristieken van de Vlaamse types rivieren (naar Jochems et al., 2002). Rivieren (Type)

Code

Hydro-ecoregio

Afstroomoppervlakte (km²)

Kleine beek

Zand/zandleem/leem

< 50 km²

Kleine beek Kempen

BkK

Kempen

< 50 km²

Grote beek

Zand/zandleem/leem

50-300 km²

Grote beek Kempen

BgK

Kempen

50-300 km²

Kleine rivier

Alle

300-600 km²

Grote rivier

Alle

600-10000 km²

Zeer grote rivier

Rzg

Alle

> 10000 km²

Een indeling van waterlopen in typen werd samengevat in Wils et al. (2002). Deze indeling werd gebruikt als basisinformatie voor het opstellen van ecologische kwaliteitsdoelstellingen. Voor elk waterlooptype werd een opsomming gegeven van enkele kenmerkende morfometrische en fysisch-chemische variabelen. Er werd een beperkte soortenlijst opgemaakt waarin typerende soorten zijn opgenomen (ruimer dan de indicatorsoorten beschreven in volgende paragraaf). De besproken organismegroepen zijn: hogere planten, vogels, vissen en macro-invertebraten. De indicatorenlijst bevat soorten (fauna en/of flora) die typisch zijn voor het type en kunnen aangewend worden als indicatoren voor de natuurlijke toestand ervan. Sterk veranderde en natuurlijke rivieren De KRW stelt als doel de ‘goede toestand’ voorop voor de waterlichamen. De eenheid waarvoor Eflow beoordeeld moet worden, is het oppervlaktewaterlichaam. De focus ligt bij de natuurlijke waterlichamen en in mindere mate bij de sterk veranderde waterlichamen. In principe moet er een Eflow beoordeling opgesteld worden voor sterk veranderde en natuurlijke oppervlaktewaterlichamen behorend tot de categorie ‘rivier’ en dus niet voor stilstaande wateren en overgangswateren. Voor kunstmatige oppervlaktewaterlichamen ///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 30 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

(kanalen) wordt het bepalen van het ecohydrologisch regime als minder relevant beschouwd. Er dringt zich echter een prioritering op aangezien geen enkel waterlichaam beantwoordt aan de criteria voor de goede of zeer goede ecologische toestand (of potentieel). De stroomgebiedbeheerplannen (SGBP) zijn een uitvoering van de KRW. Deze schrijft voor dat er bij de opmaak van de plannen rekening gehouden moet worden met de andere Europese richtlijnen, zoals de Vogel- en Habitatrichtlijn. Daarom worden in het stroomgebiedbeheerplan ook acties opgenomen gericht op de vermelde prioritaire inspanningen per knelpuntcategorie, namelijk waterhuishouding, waterkwaliteit, structuurherstel of vismigratie. Daarbij geldt dat in de mate dat deze acties concreet zijn ze kunnen worden gekoppeld aan een specifiek waterlichaam en dat daarbij de prioritering wordt gevolgd die voortvloeit uit het gekozen scenario voor de SGBP, met name eerst speerpuntgebieden, gevolgd door aandachtsgebieden en ten slotte daarbuiten. Gezien de sterke overlap tussen speciale beschermingszones (SBZ) en speerpuntgebieden zullen deze acties wellicht in belangrijke mate in speerpuntgebieden te situeren zijn. Waterlichamen werden in de 2de generatie stroomgebiedbeheerplannen (2016-2021) als speerpuntgebied aangeduid indien het behalen van de goede toestand haalbaar lijkt in 2021 – mits er nog een aantal benodigde inspanningen worden gedaan. Daarbij werd de volgende methodiek gevolgd:In een eerste stap werd o.b.v. de beschikbare gegevens bekeken waar de goede toestand in de nabije toekomst haalbaar lijkt en er win-win’s mogelijk zijn met beschermde gebieden voor drinkwater en Natura 2000. Daarna werd bekeken welke drukken aan de basis liggen voor het onvoldoende scoren van bepaalde fysisch-chemische parameters en wat hun reductiepotentieel is. Tenslotte werd, in een derde stap, deze informatie aangevuld met gebieds- en watersysteemkennis om beter te begrijpen waarom na het beperken van bepaalde drukken de goede ecologische toestand al dan niet haalbaar is voor het waterlichaam in kwestie. Tijdens de eerste twee stappen van dit proces werd er informatie over druk, toestand,… uit diverse databankengebruikt. Voor de derde stap werd er ook beroep gedaan op het expertenoordeel van mensen werkzaam op bekkenniveau, informatie over een specifiek waterlichaam vanuit een specifieke screening ervan, andere terreinkennis, lopende of nakende processen op het terrein,… Deze aanpak resulteerde in een selectie van waterlichamen waarin de goede toestand na uitvoering van het maatregelenprogramma bij dit stroomgebiedbeheerplan haalbaar werd geacht. Naast speerpuntgebieden werden ook aandachtsgebieden aangeduid. Dat zijn waterlichamen waar ofwel in een latere fase (tegen 2027) de goede toestand haalbaar geacht wordt of waar een sterke lokale dynamiek aanwezig is om acties uit te voeren die in aanzienlijke mate bijdragen aan een verbetering van de toestand. In de bekkenspecifieke delen van het SGBP worden de geselecteerde speerpuntgebieden en aandachtsgebieden beschreven. Dit heeft geleid tot een voorstel van 17 speerpuntgebieden (Tabel 2) en 56 aandachtsgebieden. Deze prioritering van waterlichamen werd gebruikt bij het uitwerken van scenario’s in de ontwerpstroomgebiedbeheerplannen en is ook mee in rekening gebracht bij de opmaak van de prioritering van acties.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 31 van 148

Voor de waterbeheerder kan het wenselijk zijn om (daar waar mogelijk) in eerste instantie het Eflow regime te beoordelen van de oppervlaktewaterlichamen (natuurlijke en sterk veranderde behorend tot de categorie ‘rivier’) die in de speerpuntgebieden werden opgenomen in het maatregelenprogramma van de stroomgebiedbeheerplannen voor Schelde en Maas 2016-2021. In een later stadium of in een vervolgtraject kan er voor geopteerd worden om het Eflow regime te bepalen van de rivieren die tot de aandachtsgebieden behoren. Er wordt daarom in eerste instantie enkel een beoordeling gemaakt voor sterk veranderde en natuurlijke oppervlaktewaterlichamen behorend tot de categorie ‘rivier’ en van het type Grote beek en Grote beek Kempen waarvan heel wat beken als speerpuntgebied zijn gecatalogeerd.

Tabel 2 Lijst van speerpuntgebieden in Vlaanderen. Naam waterlichaam

Code waterlichaam

Bekken

Kalkense Vaart

VL05_31

Beneden-Schelde

Demer I

VL05_98

Demer

Mombeek

VL05_113

Demer

Munsterbeek

VL05_114

Demer

Zwartebeek

VL11_117

Demer

Ijsse

VL11_83

Dijle-Zenne

Laan

VL11_84

Dijle-Zenne

Abeek

VL11_133

Maas

Bosbeek

VL05_135

Maas

Merkske

VL05_146

Maas

Warmbeek

VL05_147

Maas

Aa II

VL05_121

Nete

Grote Nete I

VL11_123

Nete

Kleine Nete I

VL11_126

Nete

Kleine Nete II

VL11_127

Nete

Molenbeek - Bolaak

VL05_129

Nete

Wamp

VL05_130

Nete

Beheer De onbevaarbare waterlopen in Vlaanderen worden beheerd door verschillende instanties. Wie de waterloop beheert, hangt af van de categorie van de waterloop. Onbevaarbare waterlopen van categorie 1 worden beheerd door de afdeling Operationeel Waterbeheer van de Vlaamse Milieumaatschappij (VMM). Onbevaarbare waterlopen van categorie 2 worden beheerd door de provincie. Onbevaarbare waterlopen van categorie 3 worden beheerd door de gemeente. De bevaarbare waterlopen in Vlaanderen worden beheerd door De Vlaamse Waterweg (DVW).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 32 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

5 DEELMAATLAT HYDROLOGIE Een Eflow beoordeling is de bepaling van hoeveel van de originele afvoer (én het regime ervan) er doorheen de rivier en tot op zijn overstromingsvlaktes (uiterwaarden) moet stromen voor het behoud van specifieke, waardevolle aspecten van de hydrologische regimes van de rivieren, de milieu afvoervereisten, elkeen gelinkt aan een vooraf bepaald doel in termen van de toekomstige toestand van het ecosysteem (Tharme & King, 1998; Tharme, 2003).

5.1 STAPPENPLAN BIJ DE ONDERBOUWING VAN EEN HYDROLOGISCHE BEOORDELINGSMETHODE De onderbouwing van de ‘Deelmaatlat hydrologie’ die in dit stappenplan wordt voorgesteld kan gevonden worden in het concept van de leefgebiedenbenadering. De leefgebiedenbenadering zet in op (herstel)maatregelen die, waar mogelijk, ten goede komen aan een grote groep van soorten in een bepaald waterlooptype. Het soortenbeleid verschuift daarmee van een benadering gericht op individuele soorten naar het creëren en in stand houden van leefgebied voor een grote groep soorten die vergelijkbare maatregelen verlangt (LNV, 2007). We kunnen er vanuit gaan dat de genomen maatregelen voor een welbepaalde soort ook ten goede zullen komen aan tal van andere soorten of soortengroepen. Maatregelen die, bijvoorbeeld, voor stroomminnende vissoorten worden genomen (bv. kopvoorn, serpeling, …), zullen ook ten goede komen aan andere stroomminnende biota. Dat kunnen naast andere stroomminnende vissoorten (bv. beekprik, bermpje, riviergrondel, …) ook soorten zijn uit andere biotische groepen, zoals stroomminnende macro-invertebraten (bv. Hydropsyche pellucidula, groene eendagsvlieg, …) en/of macrofyten (bv. drijvend fonteinkruid, pijlkruid, …). Na selectie van kenmerkende soorten voor een bepaald waterlooptype wordt er voor die soorten een ecologisch profiel opgemaakt. Het ecologische profiel van deze kenmerkende soorten wordt gemaakt op basis van literatuur en expertenkennis. De leefgebiedenbenadering moet toelaten om op een wetenschappelijk onderbouwde manier potentiële leefgebieden voor kenmerkende (vis)soorten af te bakenen. Bescherming van soorten vindt vooral plaats door bescherming van hun leefgebieden. In deze methodiek worden ecologisch relevante afvoerbouwstenen gedefinieerd voor één of meerdere ‘kenmerkende soorten’ naar analogie met de idee achter de opbouw van de leefgebiedenkaarten en de Building Block Methodology (zie 5.1.5).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 33 van 148

Stappenplan: Voor een bepaald waterlooptype wordt nagegaan of er in het afgebakende potentieel geschikt leefgebied een reproducerende populatie aanwezig is van één of meerdere kenmerkende soort(en) (bv. afbakening van zones geschikt voor stroomminnende vissoorten door Schneiders et al., 2009). Daarbij wordt er vanuit gegaan dat de afvoeren stromingsregimes in deze zones van de rivieren waarin de kenmerkende soorten voorkomen (i.e. de best beschikbare locaties of BBL’s) maatgevend kunnen zijn voor de minimumcondities voor afvoeren stromingsregimes voor de instandhouding van deze soorten. We beschouwen de BBL’s dus als referentiesites met bijhorende referentie-afvoeren. Als er voor deze referentiesites ook debietsdata voorhanden zijn, dan kunnen de afvoergegevens geanalyseerd worden en kunnen er potentieel ecologisch relevante afvoerstatistieken (ERAS) uit gedestilleerd worden (bv. via EflowStats: zie 5.2). Deze ERAS kunnen gebruikt worden bij het definiëren van ecologisch belangrijke afvoerbouwstenen. Het vastleggen van bouwstenen kan gebeuren naar analogie met de werkwijze zoals geïllustreerd in de Building Block Methodology (BBM). Op basis van de debietsmetingen in de leefgebieden die als potentieel geschikt werden afgebakend maar waar minder, nauwelijks of geen gezonde populatie(s) aanwezig zijn van de kenmerkende soort(en), worden dezelfde afvoerstatistieken berekend. Bedoeling is om die afvoerstatistieken (indices) te selecteren waar een duidelijke gradiënt te zien is tussen de best beschikbare locaties en de locaties die minder, nauwelijks of geen kenmerkende soorten hebben. De ERAS worden aldus gebruikt bij het definiëren van ecologisch relevante bouwstenen voor stroomminnende soorten in Grote beken en Grote beken Kempen in Vlaanderen. De verschillende onderdelen uit bovenstaand stappenplan worden in de volgende hoofdstukken verder toegelicht en uitgewerkt, met name de selectie van BBL’s als referentielocaties op basis van kenmerkende vissoorten, ERAS, BBM, ….

5.1.1 Referentiecondities vs. best beschikbare condities Zoals reeds vermeld onder paragraaf 2.4 is de eerste stap bij het uitvoeren van een Eflow evaluatie het karakteriseren of typeren van het natuurlijk afvoerregime van de rivier die bestudeerd wordt. Het natuurlijk afvoerregime is de norm waartegen waterbeheerders aanvaardbare niveaus van verandering afwegen. Er zijn een aantal basismethoden beschikbaar om Eflow-referentiecondities te beschrijven: ● ● ● ● ●

historische debietsdata, modelleren van representatieve afvoeren, recente debietsdata van onverstoorde of minst verstoorde locaties (levert waterlooptype-specifieke informatie), op basis van expertenkennis, …

Het belangrijkste probleem in het definiëren van de referentiecondities komt voort uit de afwezigheid van gebieden zonder enige antropogene invloeden. In het kader van de Europese

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 34 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

KRW kwamen de lidstaten overeen dat de keuze voor referentiecondities ook kan gebaseerd worden op de best beschikbare bestaande locaties in elke ecoregio4 (Silvestri et al., 2004). Ook voor de Vlaamse situatie, met vaak ingrijpend aangepaste waterlopen en een intensief landgebruik in de afstroomgebieden, is het zeer moeilijk om voor waterlichamen een referentiesituatie van het natuurlijk afvoerregime te bepalen. Historische hoge resolutie debietsmetingen op onbevaarbare waterlopen werden pas opgestart aan het begin van de jaren 1970. Bovendien starten de hydrologische jaarboeken pas vanaf 1972. De debietsmetingen in Vlaamse waterlopen zijn beschikbaar via www.waterinfo.be. Enkele voorbeelden van beschikbare tijdsreeksen vanaf de jaren 1970 en later: ● ● ● ● ●

Zwalm (Nederzwalm): vanaf 1972; Marke (Viane): vanaf 1976; Kleine Nete (Grobbendonk): vanaf 1982; Abeek (Bree): vanaf 1985; Grote Nete (Geel): vanaf 1973.

Voor Vlaanderen zijn er bijgevolg geen debietsdata beschikbaar die ver genoeg terug gaan in de tijd opdat ze een weerspiegeling zouden kunnen zijn van afvoerregimes kenmerkend voor ‘nauwelijks of niet verstoorde natuurlijk afstromende rivieren’ (i.e. rivieren zonder ingrijpende antropogene impacten). Als historische natuurlijke afvoerdata ontbreken dan kunnen referentie-afvoeren gemodelleerd worden. Modellering lijkt aanvullend nuttig om een zo natuurlijk mogelijk hydraulisch regime te bepalen, waaruit onder meer overstromingsfrequentie, hoogwaterstanden en piekigheid kunnen bepaald worden. Dit impliceert dat in modelleringen natuurlijke referentiesituaties zijn doorgerekend, waarin onder meer een meer natuurlijk landgebruik (afwezigheid van verharding) en afwezigheid van bedijking en waterbouwkundige infrastructuren (sluizen, stuwen, sifons) zijn ingevoerd. De meeste beschikbare modelleringen zijn de ISIS/Hydroworks modellen, uitgevoerd in opdracht van het toenmalige AMINAL afdeling Water (Stuckens & Van Hoydonck, 2005). Deze gaan echter reeds uit van een gewijzigde situatie en gaan mogelijkheden na om knelpunten, voornamelijk van wateroverlast, te voorkomen. Modelleren van het volledige Vlaamse rivierennetwerk of het kwantificeren van een referentiesituatie per waterlichaam is niet haalbaar en wordt in deze studie ook niet geambieerd. Aangezien er geen referentie-debietsdata ouder dan 1970, noch gemodelleerde afvoerdata, beschikbaar zijn rest enkel de mogelijkheid om gebruik te maken van recentere debietsdata van de actuele ‘best beschikbare locaties (BBL’s)’ en expertenkennis.

5.1.2 Best Beschikbare Locaties (BBL’s) Identificatie van de ‘best beschikbare locaties’ (BBL’s) kan gebeuren op basis van de aanwezigheid van ‘kenmerkende soorten (KS)’. Dit is eigenlijk naar analogie met de indicatorenlijst die door Wils et al. (2002) werd opgesteld en die soorten (fauna en/of flora) bevat die typisch zijn voor een waterlooptype en aldus kunnen aangewend worden als indicatoren voor de natuurlijke toestand ervan.

Een ecoregio is een streek die in fysisch-geografisch (bodemeigenschappen, reliëf) en ecologisch (natuur en milieu) opzicht min of meer gelijkaardig is (ecopedia.be).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 35 van 148

De KS moeten dan geselecteerd worden uit één of meerdere biologische kwaliteitselementen (vissen, macrofyten, macro-invertebraten). Voorwaarde voor selectie van de KS is echter dat er voldoende betrouwbare biologische en chemische data beschikbaar zijn en er langdurige monitoringscampagnes lopen. Een probleem, op Europees niveau, is vaak het gebrek aan goede monitoringsdata in gebieden met een hoge milieustatus omdat er historisch gezien vaak meer aandacht werd besteed aan monitoringsprogramma’s in kritische gebieden onder druk. Om de ecologische toestand of potentieel van onze Vlaamse waterlichamen te bepalen i.f.v. de Europese KRLW worden de verschillende biologische kwaliteitselementen gemonitord in meerjaarlijkse cycli. Het betreft de biologische kwaliteitselementen fytoplankton, macrofyten, fytobenthos, macro-invertebraten en vissen. Ook een aantal hydromorfologische, chemische en fysisch-chemische parameters worden gemeten en bepalen mee de ecologische toestand.

5.1.3 Kenmerkende soorten Eflows worden beschouwd als een ondersteunende parameter voor de biologische kwaliteitselementen. Bijgevolg is het logisch dat er bij de uitwerking van de methodiek vertrokken wordt vanuit de vereisten die de biologische kwaliteitselementen stellen aan de afvoerregimes in onze rivieren. 5.1.3.1

Ecologische reacties van biota op veranderde afvoerregimes

Poff & Zimmerman (2010) voerden een zeer uitgebreide review uit van wetenschappelijke artikels over ‘ecologische reacties op veranderde afvoerregimes’. De auteurs trachtten kwantitatieve verbanden te ontwikkelen tussen verschillende types van afvoerverandering en de ecologische reacties daarop. Veranderingen in afvoer werden gekarakteriseerd in termen van omvang, frequentie, duur, timing en snelheid van verandering. Ecologische reacties werden gekarakteriseerd volgens taxonomische identiteit (macro-invertebraten, vissen, oevervegetatie) en type van reactie (abundantie, diversiteit, demografische parameters). Een ‘kwalitatieve’ samenvatting van de gerapporteerde resultaten bevestigt sterk wat in voorafgaande, minder omvangrijke, reviews werd gesteld. Van de 165 studies die werden bekeken meldden 92 % afgenomen waarden voor ecologische metrieken als reactie op een verscheidenheid van types van afvoerverandering, terwijl slechts 13 % van de studies een toename meldden. De ‘kwantitatieve analyse’ leverde enig inzicht in de relatieve gevoeligheden van verschillende ecologische groepen ten opzichte van verandering in afvoeromvang, maar sterke statistische verbanden werden niet gedragen. ● ●

●

Voor vissen namen abundantie, diversiteit en demografische verhoudingen consistent af als reactie op zowel verhoogde als verminderde afvoeromvang. Macro-invertebraten toonden gemengde reacties op veranderingen in omvang van afvoer, waarbij abundantie en diversiteit zowel stegen als daalden in reactie op verhoogde en verminderde afvoeren. Oevervegetatie5-metrieken namen zowel toe als af in reactie op verminderde piekafvoeren.

Oevervegetatie is een taxonomische groep die niet opgenomen is in deze Eflow beoordelingsmethodiek.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 36 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

●

Macrofyten maakten geen deel uit van het review-artikel van Poff & Zimmerman (2010) wat vermoedelijk indicatief is voor de beperkte beschikbaarheid van wetenschappelijke informatie omtrent de reactie van macrofyten op veranderde afvoeren.

De analyse van Poff & Zimmerman (2010) kan het gebruik van de voorhanden zijnde globale literatuur om ‘algemene, overdraagbare, kwantitatieve verbanden tussen afvoerverandering en ecologische reacties’ te ontwikkelen niet ondersteunen. Hun analyse benadrukt echter wel de vaststelling dat afvoerverandering geassocieerd is met ecologische verandering en dat het risico van ecologische verandering toeneemt met toenemende omvang van afvoerverandering. De auteurs stellen dat nieuwe monitoringsprogramma’s en analyses nodig zijn die zich toespitsen op plaatsen langsheen goed gedefinieerde gradiënten van afvoerverandering om zo ecologische reacties te kunnen kwantificeren en sterke, algemene relaties tussen afvoerveranderingen en ecologische reacties daarop te kunnen ontwikkelen. Het verzamelen van pre- en post-afvoerveranderingsdata voor nieuwe waterontwikkelingsprogramma’s zou een significante bijdrage leveren tot de kennis van ecologische reacties op afvoerverandering. 5.1.3.2

Vissen als ecologische indicatoren of kenmerkende soorten

De review-studie van Poff & Zimmerman (2010) toont dat ‘vissen’, in vergelijking met macroinvertebraten en oevervegetatie, de enige taxonomische groep is die consistent negatief reageerde op veranderingen in afvoeromvang, ongeacht of de afvoeren stegen of daalden. Daarom wordt in deze methodiek gekozen voor vissen als kenmerkende soortengroep. Meer specifiek wordt er gekozen voor vissen behorende tot de stroomminnende groep (bv. beeprik, rivierdonderpad, kopvoorn, serpeling). Deze groep van vissoorten, die specifieke eisen stellen aan het afvoerregime van rivieren, vormen immers ook een belangrijk onderdeel van het biologische kwaliteitselement ‘vissen’. Vissen hebben enkele specifieke eigenschappen en voordelen als indicator voor de natuurlijke toestand van zoetwaterecosystemen (Simon, 1999). Vissen integrereren de chemische, fysische en biologische geschiedenis van de waterlopen waarin ze continu leven. De meeste vissoorten hebben een lange levensduur (ongeveer 2 tot 10 jaar) en zijn een reflectie van zowel de langetermijn als de huidige waterkwaliteit. De staalnamefrequentie nodig voor trendanalyses is beperkter dan bij biota die een kortere levensduur hebben (Benejam et al., 2015). Het is algemeen geweten dat blootstelling aan stressveroorzakende factoren (bv. vervuiling, lage zuurstofconcentraties, onnatuurlijke lage/hoge afvoeren) schadelijke effecten veroorzaken met betrekking tot de belangrijke eigenschappen van vissen, zoals metabolisme, groei, resistentie tegen ziektes, voortplantingspotentieel en uiteindelijk de gezondheid, conditie en overleving (Rice, 2001; Barton et al., 2002; Toft et al., 2004). Afhankelijk van de intensiteit en de duur van de blootstelling aan stress en soortspecifieke eigenschappen kunnen deze negatieve effecten doorvertaald worden van het individuele tot het populatieniveau. De kennis van elke soort hun functionele kenmerken, tolerantierange en respons ten opzichte van verschillende vormen van stress laten het gebruik van vissen toe als ecologische indicatoren.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 37 van 148

5.1.3.3

Keuze voor stroomminnende vissoorten als kenmerkende soorten

Zones voor stroomminnende vissoorten (uit Schneiders et al., 2009) In een regio met hoofdzakelijk laaglandrivieren zoals in Vlaanderen zijn riviertrajecten met stroomminnende soorten van nature minder talrijk dan trajecten met soorten van traagstromend water. Daarbij komt nog dat talrijke menselijke ingrepen (opstuwing, verbreding, verdieping,...) ervoor gezorgd hebben dat de natuurlijke dynamiek en stroomsnelheid op vele plaatsen nog verder gedaald is waardoor de kansen op vestiging en herstel van die stroomminnende soorten nog kleiner zijn geworden. Deze achteruitgang is een algemene trend in heel West-Europa (Lasne et al., 2007). Schneiders et al. (2009) hebben voor Vlaanderen potentiële habitatgeschiktheidskaarten opgemaakt voor zowel stroomminnende vissoorten als voor vissoorten van stilstaand tot traagstromend water. Terwijl in Vlaanderen van nature 54 % van de waterlopen optimaal geschikt is voor soorten van traagstromend water, is slechts 28 % (potentieel) geschikt voor stroomminnende soorten. Slechts 13 % van de waterlopen is geen geschikt habitat voor soorten van traagstromend water, ten opzichte van 35 % van de waterlopen die niet geschikt zijn voor stroomminnende soorten. Beide kaarten zijn kansenkaarten. Dat wil zeggen dat ze aangeven waar - zonder de aanwezigheid van infrastructuurwerken zoals stuwen, molens,... – geschikte trajecten te vinden zijn voor stroomminnende soorten of voor soorten van traagstromend tot stilstaand water. Wanneer de huidige infrastructuurwerken wel mee in rekening genomen worden, zullen de kansen voor de stroomminnende soorten nog lager liggen, met uitzondering van lokale stroomversnellingen ten gevolge van de infrastructuurwerken zelf (bv. lokale stroomversnelling ter hoogte van een vistrap). De indeling in viszones vormt, ook internationaal, vaak de basis voor het bepalen van de referentietoestand en voor de ecologische beoordeling van visgemeenschappen (Belpaire et al., 2000; Breine et al., 2001 &2004; Goethals et al., 2006; Simons et al., 2004; Jaarsma et al., 2007; Lasne et al., 2007; Noble & Cowx, 2002; STOWA, 2007; http://fame.boku.ac.at/; http://www.kaderrichtlijnwater.nl). De kansenkaarten laten toe om de monitoringsgegevens in de visdatabank en de visscores (V.I.S.) automatisch te koppelen aan de viszonering en bijkomend, zoals in deze oefening wordt toegepast, aan de debietsgegevens uit waterinfo.be. Stroomminnende vissoorten Stroomminnende vissoorten zijn, zoals ook de naam aangeeft, voor tenminste een deel van hun levenscyclus gebonden aan ‘stromend’ water. In Vlaanderen zijn de stroomminnende vissoorten de laatste decennia van de vorige eeuw echter sterk achteruitgegaan, waardoor hun actuele verspreiding vaak teruggedrongen is tot de midden- en bovenlopen van een beperkt aantal rivieren. Volgens Schneiders et al., (2009) is een groot deel van de rivierhabitat in het Netebekken, het Maasbekken en de grote riviervalleien optimaal voor soorten van traagstromend water en (slechts) suboptimaal voor stroomminnende soorten. De grootste potentie voor de stroomminnende groep bevindt zich in het zuidelijke deel van Vlaanderen en op de waterscheidingslijn van het Schelde- en Maasbekken. Voor een aantal stroomminnende vissoorten zijn daarenboven (pro-)actieve maatregelen gewenst om hun populaties te herstellen of te behouden. De leefgebiedenbenadering (zie 5.1) gaat over die actieve soortenbescherming.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 38 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Stroomminnende vissoorten tonen veel potentie als indicator voor de beoordeling van de (natuurlijke) afvoerdynamiek en het stromingsregime (stroomsnelheid) van een rivier. We nemen in deze oefening aan dat de afvoeren stromingsregimes in de zones van de rivieren waarin populaties van meerdere reproducerende, kenmerkende en begeleidende stroomminnende vissoorten voorkomen (i.e. de best beschikbare locaties of BBL’s) maatgevend zijn voor minimumcondities voor afvoeren stromingsregimes voor de instandhouding van deze populaties. Meer concreet, en bij uitbreiding, zullen Eflow maatregelen die bijvoorbeeld voor één of meerdere stroomminnende vissoorten worden genomen, ook ten goede komen aan andere stroomminnende biota. Dat kunnen naast andere stroomminnende vissoorten ook soorten zijn uit andere biotische groepen zoals stroomminnende macro-invertebraten en/of macrofyten. In deze oefening wordt er onderscheid gemaakt tussen enerzijds kenmerkende en anderzijds begeleidende stroomminnende soorten: ●

●

5.1.3.4

De kenmerkende stroomminnende soorten zijn kopvoorn, serpeling, beekprik en rivierdonderpad. Deze soorten komen minder verspreid voor in Vlaanderen en stellen hoge eisen aan de habitatdiversiteit/kwaliteit en het afvoeren stromingsregime van de rivier. De tweede groep is een groep van begeleidende stroomminnende soorten: bermpje en riviergrondel. Beide soorten zijn minder sterk teruggedrongen in Vlaanderen en stellen vermoedelijk iets minder strenge eisen aan habitatdiversiteit/kwaliteit en het afvoeren stromingsregime van de rivier. Ecologische profielen van stroomminnende vissoorten

De ecologische profielen van de kenmerkende en begeleidende stroomminnende vissoorten werden gemaakt op basis van literatuur en expertenkennis. Bij de opmaak van deze profielen werd informatie verzameld over relaties tussen de aan- of afwezigheid van soorten en hun levensstadia en afvoer, stroomsnelheid en/of habitatvereisten. Er wordt een onderscheid gemaakt tussen obligaat stroomminnende soorten, namelijk, alle levensstadia zijn gebonden aan stromend water (Tabel 3) en partieel stroomminnende soorten, namelijk, sommige levensstadia zijn gebonden aan stromende water (Tabel 4). Het belang van gunstige afvoercondities voor bepaalde levensstadia van vissen - een voorbeeld: Viseitjes en larven zijn zeer gevoelige levensstadia voor wat betreft ‘afvoer’: vislarven die zich uit viseitjes ontwikkelen hebben bij de geboorte nog geen mond, geen zwemblaas en geen vinnen en zijn bijgevolg heel gevoelig voor wegspoelen en beschadiging. Voor kwabaallarven is het zelfs van cruciaal belang dat de larven in de eerste weken van hun leven in ondiep water zonder stroming kunnen leven, zoals uiterwaarden, overstromingsgebieden, waterhoudende zijbeken en grachtenstelsels. De fragiele beekforellarven van hun kant hebben al relatief goede zwemcapaciteiten waardoor ze al vroeger in hun ontwikkeling dan kwabaallarven een zekere stroming kunnen verdragen (Figuur 6).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 39 van 148

Figuur 6 Vislarven tijdens twee verschillende ontwikkelingsstadia: pas ontloken 1-dag-oude kwabaallarve zonder zwemcapaciteiten (links) en beekforellarven van ongeveer een week oud (rechts) die al tegen de stroom in zwemmen in basins van het Centrum voor Visteelt van het INBO in Linkebeek (Foto’s: Johan Auwerx). Tabel 3 Ecologisch relevante kennis over de geselecteerde obligaat stroomminnende vissoorten en de verschillende levensstadia (de kenmerkende soorten kopvoorn, serpeling, beekprik, rivierdonderpad en de begeleidende soort bermpje) in relatie tot welbepaalde afvoercondities, stroomsnelheden en/of habitatvereisten. (UK TAG 20013, JA, DB, IV). Ogligaat stroomminnende vissoorten Beekprik Levensfase

Timing

Afvoer- en stromingsbehoeften / habitatvereisten

voortplanting

februari-

Paait in de periode februari-mei op grindrijke plaatsen met stromend water.

mei

Belangrijke fysieke habitatkarakteristieken zijn de gradiënt van de bedding (optimaal 0.3-0.9 %) en het type substraat (grind, kiezels), de stroomsnelheid (redelijke stroming met aanwezigheid stilstaand water), diepte (optimaal <40 cm; geen kritische factor) en afwezigheid van migratieknelpunten.

februari-

Eitjesdrift is substantieel bij hogere debieten.

mei

larvaal

jaarrond:

Larven ontluiken twee weken na ei-afzet.

larvale fase

Komen voornamelijk voor aan draaikolken en op stromingsluwe plaatsen,

duurt +/- 7jr

in binnenbochten of achter obstructies, waar de stroming lager is dan het gemiddelde van de rivier en waar organisch materiaal accumuleert. Larven verkiezen lagere stroomsnelheden dan adulten. Er bestaan verschillende kwantitatieve gegevens van de stroomsnelheden waarbij de larven voorkomen. Er wordt telkens rekening gehouden met de snelheid van

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 40 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

het water aan het substraatoppervlak en deze aan het wateroppervlak. De snelheden aan het substraatoppervlak liggen tussen 0,01 en 0,5 m s-1, wat overeenkomt met snelheden tussen 0,2 en 0,63 m s-1 aan het wateroppervlak. Beekprik komt niet voor in permanent stilstaande wateren, maar dus wel in de stromingsluwere plaatsen van matig stromende rivieren.

Later in het larvale leven is er drift vanaf de ontluikingsplaats (dit is doorgaans de paailocatie) stroomafwaarts naar habitat met grotere substraatpartikels. De drift is afhankelijk van de gradiënt en de stroming van de rivier.

Bermpje Levensfase

Timing

Afvoer- en stromingsbehoeften / habitatvereisten

voortplanting

april-juni

permanent stromend

larvaal/

permanent stromend, generalistische habitatkeuze

adult

prefereert ondiep stromend water

Serpeling Levensfase

Timing

Afvoer- en stromingsbehoeften / habitatvereisten

voortplanting

maart-april

Geen extreem hoge of lage afvoeren (UK TAG, 20013):

2de maart-

Afgezet op stenen in behoorlijk stromend water / grindbed

helft

1ste helft april

Extreem hoge afvoeren kunnen eitjes of larven wegspoelen of beschadigen

April-

Larven kunnen al na enkele dagen redelijk zwemmen

1ste helft mei

omdat ze bij ontluiking al ver ontwikkeld zijn.

Levensfase

Timing

Afvoer- en stromingsbehoeften / habitatvereisten

voortplanting

mei -juni

Geen extreem hoge of lage afvoeren (UK TAG, 20013):

mei-

Eitjes worden afgezet op grindbed waarboven een goede stroming heerst.

1 ste helft juni

Extreem hoge afvoeren kunnen eitjes of larven wegspoelen of beschadigen

larvaal

Kopvoorn

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 41 van 148

Extreem lage afvoeren kunnen ervoor zorgen dat vissen stranden in uiterwaarden of dat eitjes uitdrogen.

larvaal

mei-

Larven van kopvoorns zijn na 3 dagen reeds goede zwemmers,

1 ste helft juni

vergelijkbaar met serpeling.

Levensfase

Timing

Afvoer- en stromingsbehoeften / habitatvereisten

voortplanting/ei

maart - juni

Grote spreiding in paai

Rivierdonderpad

Goede stroming nodig omdat eitjes geen sediment verdragen, maar ook schuilmogelijkheid nodig omdat ze een nest moeten kunnen maken onder stenen, wortels,…

larvaal

maart - juni

Kunnen een redelijke stoming verdragen doordat ze achter stenen kruipen. stenen

Tabel 4 Ecologisch relevante kennis over de geselecteerde partieel stroomminnende vissoort en de verschillende levensstadia (de begeleidende vissoort riviergrondel) in relatie tot welbepaalde afvoercondities, stroomsnelheden en/of habitatvereisten. (Beers, 2005). Partieel stroomminnende vissoorten Riviergrondel Levensfase voortplanting / ei

larvaal adult

Afvoer- en stromingsbehoeften / habitatvereisten Aan paaiplaatsen worden duidelijk hogere eisen gesteld dan het ‘normale’ leefgebied. Zwakstromend, schoon, koel, zuurstofrijk en bij voorkeur helder water zijn noodzakelijk. In verstuwde wateren paaien de riviergrondels vaak in dieper water dichtbij de stuw, waar de eitjes worden afgezet op stenen die niet bedekt zijn met modder. De ontwikkeling van eitjes loopt gevaar wanneer deze bedekt worden met in het water zwevende stof. Vaak waargenomen op plekken waar het water nagenoeg stilstaat. Heeft een voorkeur voor een wat sterkere stroming, maar kan zich ook in stilstaand water goed handhaven. De stroomsnelheid die de riviergrondel kan verdragen is afhankelijk van de structuur van de bodem. Boven grof substraat, zoals grind, kan de soort hogere stroomsnelheden verdragen dan boven een gladde of zandbodem. Stahlberg & Peckmann (1987) hebben in een laboratorium de kritieke zwemsnelheid van riviergrondel bepaald. Op basis van deze resultaten adviseren de onderzoekers bij (her)inrichting van stromende wateren een 'drempelstroomsnelheid' van maximaal 40 cm/s aan te houden. Deze stroomsnelheid weerstaan riviergrondel en enkele andere kleinere vissoorten (driedoornige stekelbaars, bermpje en vetje) gedurende langere tijd.

5.1.4 Datasets Op basis van de data uit de VIS-databank (Vis Informatie Systeem: http://vis.inbo.be) werd er in deze eerste oefening een selectie gemaakt van 26 rivieren behorende tot het type Grote beek (Bg) en Grote beek Kempen (BgK). Deze beken werden geselecteerd omdat ze samen een gradiënt in het voorkomen van reproducerende populaties van kenmerkende en begeleidende stroomminnende vissoorten vertegenwoordigen gaande van aanwezigheid van vele kenmerkende en begeleidende vissoorten tot volledige afwezigheid van deze taxa (Tabel 5).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 42 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

De gegevens over de aan- of afwezigheid van populaties van de geselecteerde kenmerkende en begeleidende stroomminnende soorten werden in functie van een Eflow-beoordeling in eerste instantie gekoppeld aan debietsgegevens. Debietsgegevens kunnen online gedownload worden via www.waterinfo.be, de portaalsite voor de Vlaamse Waterbeheerders en kennisinstituten waar o.a. alle debietsmetingen worden samengebracht. Er werd nagegaan of er een debietsmeter aanwezig was in de buurt van het geselecteerde vismeetpunt in de verschillende rivieren behorende tot het type Grote Beek of Grote beek Kempen. De nabijheid van een continue debietsmeting bij een vismeetpunt is absoluut noodzakelijk omdat de te analyseren debietswaarden representatief moeten zijn voor het vismeetpunt. Naast de koppeling van de stroomminnende visdata aan de debietsdata werden ook nog bijkomende gegevens uit verschillende datasets gekoppeld. Voor de visdata werd gecontroleerd of de vismeetpunten gelegen waren in een zone van de rivier die geschikt zou moeten zijn voor stroomminnende vissoorten. Zoals onder paragraaf 5.1.3.3 werd geschetst, werd deze oefening gemaakt door Schneiders et al., (2009). De habitatgeschiktheid (HG) geeft aan hoe geschikt een segment is voor de vestiging van een stroomminnende soort. Een HG 1 is een optimaal habitat voor een soort van een bepaalde viszone, terwijl een HG 0 als volledig ongeschikt wordt aangeduid. Van de geselecteerde waterlopen en vismeetpunten werden ook gegevens over typologie, locatie, ecologische kwaliteitscoëfficienten voor de kwaliteitselementen vissen, macroinvertebraten (MMIF) en hydromorfologie (HM) en waterkwaliteit (fysicochemie) verzameld en gekoppeld (Tabel 6). Voorkomen van stroomminnende vissoorten vs. hydromorfologie en waterkwaliteit BBL’s hebben niet noodzakelijk een goede waterkwaliteit (Tabel 6). De waterkwaliteitsgegevens tonen aan dat de stroomminnende soorten in beken die in de blauwe (i.e. vismeetpunt met 2 of meer kenmerkende en begeleidende stroomminnende vissoorten) en groene (i.e. vismeetpunt met 1 kenmerkende stroomminnende vissoort en 2 begeleidende stroomminnende vissoorten) categorie werden onderverdeeld ook bij een slechte, ontoereikende of matige waterkwaliteit kunnen voorkomen. Dit is ook de range in waterkwaliteit die gemeten werd bij de beken die in de oranje, bruine en rode groep werden onderverdeeld (i.e. respektievelijk vismeetpunt met potentieel 1 kenmerkende stroomminnende vissoort en 2 begeleidende stroomminnende vissoorten, vismeetpunt met enkel de 2 begeleidende stroomminnende vissoorten, vismeetpunt met slechts 1 of geen begeleidende stroomminnende vissoorten). Dit toont aan dat de stroomminnende soorten vermoedelijk toch een zekere tolerantie hebben ten opzichte van vervuiling. In deze oefening wordt er vanuit gegaan dat waterkwaliteit niet de bepalende factor is voor het al dan niet voorkomen van stroomminnende vissoorten. Enkele illustratieve voorbeelden: in de Zwalm met een ontoereikende (slechte) waterkwaliteit leeft sinds +/- 2000 een reproducerende kopvoornpopulatie, in de Marke (Denderbekken) in Viane met een ontoereikende waterkwaliteit werd recent door INBO serpeling aangetroffen en in de Berwijn worden vijf stroomminnende vissoorten en beekforel aangetroffen ondanks een slechte (ontoereikende) waterkwaliteit. Ook hydromorfologische gegevens zijn belangrijk in het verklaren van ontoereikende EKC’s voor de diverse biologische waterkwaliteitselementen omdat ze helpen verklaren waarom er ondanks een goede waterkwaliteit soms toch geen gezonde biologische levensgemeenschap aangetroffen wordt. De hydromorfologische kenmerken van de waterlopen worden

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 43 van 148

geïnventariseerd door de VMM. Daarom werd er tevens een koppeling gemaakt met de HYDMO databank van VMM. De geselecteerde rivieren uit de blauwe (BBL’s) en groene groep hebben overwegend een matige hydromorfologie. De oranje tot en met rode rivieren hebben overwegend een matig/ontoereikende score voor hydromorfologie (i.e. oranje = vismeetpunt met potentieel 1 kenmerkende stroomminnende vissoort en 2 begeleidende stroomminnende vissoorten; bruin = vismeetpunt met enkel de 2 begeleidende stroomminnende vissoorten; rood = vismeetpunt met slechts 1 of geen begeleidende stroomminnende vissoorten). Al deze gekoppelde datasets werden aangewend ter onderbouwing van een evaluatiemethode voor Eflows in Vlaanderen. Met behulp van EflowStats werden uit een grote set van reeds bestaande hydrologische indices een aantal onderscheidende indices afgebakend die de variatie in aan- of afwezigheid van de KS en begeleidende vissoorten zo goed mogelijk konden beschrijven.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 44 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Tabel 5 Overzicht van de gekoppelde datasets en de selectie van vismeetpunten die een gradiënt vertegenwoordigen in het voorkomen van reproducerende populaties van kenmerkende en begeleidende stroomminnende vissoorten en de debietsgegevens van de desbetreffende rivieren die allen behoren tot het type Grote beek (Bg) en Grote beek Kempen (BgK). Van de vissoorten die in de tabel tussen haakjes worden weergegeven bestaat geen zekerheid of het al dan niet een rerproducerende populatie betreft. Legende: kopvoorn (KV), serpeling (SP), rivierdonderpad (DP), beekprik (BP), bermpje (BE) en riviergrondel (RG); kleurcodes: blauw = vismeetpunt met 2 of meer kenmerkende en begeleidende stroomminnende vissoorten, groen = vismeetpunt met 1 kenmerkende stroomminnende vissoort en 2 begeleidende stroomminnende vissoorten, oranje = vismeetpunt met potentieel 1 kenmerkende stroomminnende vissoort en 2 begeleidende stroomminnende vissoorten, bruin = vismeetpunt met enkel de 2 begeleidende stroomminnende vissoorten, rood = vismeetpunt met slechts 1 of geen begeleidende stroomminnende vissoorten.

www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 45 van 148

Tabel 6 Overzicht van de gekoppelde datasets en de selectie van vismeetpunten die een gradiënt vertegenwoordigen in het voorkomen van reproducerende populaties van kenmerkende en begeleidende stroomminnende vissoorten en de gegevens omtrent de typologie van de desbetreffende rivieren die allen behoren tot het type Grote beek (Bg) en Grote beek Kempen (BgK) en de berekende EKC-scores voor de kwaliteitselementen vissen, macro-invertebraten (MMIF) en hydromorfologie (HM) en de waterkwaliteit (fysicochemie). Kleurcodes: blauw = vismeetpunt met 2 of meer kenmerkende en begeleidende stroomminnende vissoorten, groen = vismeetpunt met 1 kenmerkende stroomminnende vissoort en 2 begeleidende stroomminnende vissoorten, oranje = vismeetpunt met potentieel 1 kenmerkende stroomminnende vissoort en 2 begeleidende stroomminnende vissoorten, bruin = vismeetpunt met enkel de 2 begeleidende stroomminnende vissoorten, rood = vismeetpunt met slechts 1 of geen begeleidende stroomminnende vissoorten.

Pagina 46 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

5.1.5 Ontwerpen van Eflow afvoerregimes voor rivieren m.b.v. ‘Building Block Methodology’ De bekendste aanpak voor het ontwikkelen van Eflows is vermoedelijk de ‘Building Block Methodology’ (BBM). Deze methodologie werd ontwikkeld in Zuid-Afrika (Tharme & King, 1998; King et al., 2000) en heeft als doel om ter hoogte van opstuwingen op welbepaalde momenten welbepaalde hoeveelheden water te lossen of vrij te geven zodat er stroomafwaarts van de opstuwing een ecologische afvoer in de rivier ontstaat. De basisveronderstelling hierbij is dat soorten die in de rivier leven afhankelijk zijn van welbepaalde basiselementen (building blocks) van het afvoerregime. De BBM aanpak (King et al., 2008) werd ontwikkeld als een workshop-gebaseerde methode ter beoordeling van Eflows, met name door het naast de noden voor de mens ook insluiten van de waterafvoerbehoeften voor verschillende biota of ecologische functies en door rekening te houden met de dynamica in het aquatisch systeem. De BBM is in essentie een maatgevende methode, ontworpen om een afvoerregime te kunnen samenstellen voor het in stand houden van een rivier in een vooraf bepaalde staat of toestand (Zinke, 2013). Een bouwsteen of ‘building block’ wordt beschouwd als een afvoer met een bepaalde timing, omvang en duur welke vereist is voor de instandhouding van een ecologische of geomorfologische functie. In deze methodologie worden de volgende assumpties gemaakt (King et al., 2008): ●

●

De biota geassocieerd met een rivier kunnen omgaan met natuurlijk optredende lage afvoercondities en kunnen in sommige periodes afhankelijk zijn van natuurlijk optredende hogere afvoercondities in de rivier. Deze veronderstelling weerspiegelt de mening dat de afvoeren die kenmerkend zijn voor een specifieke rivier, ongeacht hoe extreem, variabel of onvoorspelbaar ze ook mogen zijn, diegene zijn waaraan de soort(en) kenmerkend voor die rivier zijn aangepast en waarvan ze afhankelijk kunnen zijn. Aan de andere kant, afvoeren die niet kenmerkend zijn voor die rivier zullen een atypische verstoring vormen van het rivierecosysteem en kunnen zijn karakter/natuur fundamenteel veranderen. De opname van componenten, waarvan gedacht wordt dat ze de meest belangrijke onderdelen van het natuurlijk afvoerregime zijn, als deel van het gewijzigd afvoerregime, zullen het in stand houden van de natuurlijke biota en het natuurlijk functioneren van de rivier vergemakkelijken. Bepaalde types van afvoer beïnvloeden de riviergeomorfologie meer dan andere. Identificatie van zulke afvoeren en hun opname in het gewijzigd afvoerregime zal de natuurlijke rivierstructuur en diversiteit van de fysische biotopen helpen in stand houden.

De afvoeren opgenomen in het gewijzigd afvoerregime zullen samen de Eflow-vereisten (EFR of Ecological Flow Requirement) vormen voor de rivier. Vermits de minimaal toelaatbare waarde voor elke afvoercomponent moet worden opgenomen, beschrijft de Eflow vereiste, in tijd en ruimte, de minimale hoeveelheid water waarvan wordt aangenomen dat die de rivier in stand zal houden op een vooraf gedefinieerde ‘gewenste staat’.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 47 van 148

De aanbevolen afvoeren worden geïdentificeerd en hun omvang, timing en duur worden vastgelegd in een BBM workshop. Initieel, wordt de aandacht toegespitst op de kenmerkende eigenschappen van het natuurlijk afvoerregime van de rivier. De belangrijkste zijn meestal: ● ● ● ●

graad van duurzaamheid (vele jaren durend/langlopend); omvang van basisafvoeren in het droge en natte seizoen; omvang, timing en duur van overstromingen in het natte seizoen; en kleine pulsen van verhoogde afvoer of ‘freshets’ die optreden in de drogere maanden.

Vervolgens wordt bepaald welke afvoerkenmerken het belangrijkst zijn voor het behouden of bereiken van de gewenste toekomstige staat van de rivier. De beschreven onderdelen van elke afvoercomponent worden beschouwd als de bouwstenen (‘building blocks’) die de Eflow vereisten (Ecological Flow Requirement) definiëren, waarvan elkeen wordt opgenomen omdat dit nodig is voor het ecologisch en geomorfologisch functioneren (Figuur 7). De eerste bouwsteen, of lage afvoer (basisafvoer) component, definieert de vereiste duurzaamheid of niet-duurzaamheid van de rivier, alsook de timing van natte en droge seizoenen. Daaropvolgende bouwstenen voegen noodzakelijke hogere afvoeren toe. Enkele internationale voorbeelden van toepassing van de BBM zijn terug te vinden in Bijlage 10.1.

Figuur 7 Een hypothetische Eflow vereiste (EFR) gebruik makend van de BBM (Tharme & King, 1998).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 48 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

5.2 EFLOWSTATS EN ECOLOGISCH RELEVANTE AFVOERSTATISTIEKEN 5.2.1 Inleiding De geschiktheid van ‘hydrologische indices’, ook ‘ecologisch relevante afvoerstatistieken (ERAS)’ genoemd (cfr. ecologically-relevant streamflow statistics (ERSS)), voor het beschrijven van de verschillende aspecten van afvoerregimes, heeft geleid tot een toegenomen toepassing ervan in het rivieronderzoek. De uitdaging bestaat er in om uit de talrijke ERAS die berekend kunnen worden diegene te kiezen die de belangrijkste facetten van het afvoerregime vertegenwoordigen. De bedoeling is om uit die overvloed aan ERAS een beperkte set te selecteren die representatief zijn voor cruciale/relevante afvoerkarakteristieken en aldus mee de belangrijke afvoerbouwstenen definiëren (cfr. Building Blocks Methode) die noodzakelijk zijn in de levenscyclus van de geselecteerd kenmerkende stroomminnende vissoorten. Berekening van potentieel relevante hydrologische indices kan o.a. worden uitgevoerd met behulp van het softwarepakket EflowStats. EflowStats Voor de hydrologische data-analyse, specifiek het achterhalen van een ecologische gradient, werd een datagedreven analyse toegepast met behulp van EflowStats. Het EflowStats pakket werd ontwikkeld om het proces van het genereren van hydrologische indicatoren op basis van dagelijkse afvoergegevens te vergemakkelijken. EflowStats berekent dus een set van ecologische afvoerkarakteristieken en fundamentele eigenschappen van dagelijkse afvoer voor een gegeven dataset (171 afvoerstatistieken plus een aantal andere). Het werd specifiek ontworpen voor USGS (United States Geological Survey) op basis van NWIS (National Water Information System) data. Er bestaan vele statistieken die de vijf belangrijke afvoercomponenten (i.e. omvang/grootte van afvoer, frequentie, duur, timing en snelheid van verandering) vertegenwoordigen. Het aantal bestaande ERAS, beschikbaar via verscheidene softwarepakketten, is bijzonder uitgebreid. Het EflowStats pakket is ontworpen voor het berekenen van een uitgebreide set van ERAS gebruik makend van de open-source R software omgeving en biedt de mogelijkheid voor het berekenen van ERAS voor meerdere locaties tegelijkertijd. Een beschrijving van de volledige set van ecologische afvoerkarakteristieken (171 afvoerstatistieken plus een aantal andere) wordt gegeven in Bijlage 10.2. De volledige set van hydrologische indicatoren die berekend worden kunnen ondergebracht worden in vijf verschillende categorieën (Tabel 7).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 49 van 148

Tabel 7 Overzicht van de vijf categorieën waarin de hydrologische EflowStats indicatoren kunnen ondergebracht worden.

De BBL’s hebben een verdeling van waarden voor elke hydrologische indices afgeleid uit de historische afvoerdata. Deze distributies zullen variëren van locatie tot locatie, maar wanneer ze gecombineerd worden vertegenwoordigen ze de ‘best beschikbare range’ in ruimtelijke en temporele variatie voor deze locaties. Onderstaande figuur is een louter hypothetische illustratie waarbij er een perfecte gradiënt wordt getoond voor een welbepaalde Eflow-index (fRange - Yas) tussen onze 'best beschikbare locaties' op basis van aanwezigheid van stroomminnende soorten (in blauw), over locaties met minder kenmerkende soorten (in groen), over minder geschikte locaties (in oranje en paars) tot 'slechte locaties’ (in rood; stroomminnende soorten afwezig).

Figuur 8 Visuele voorstelling van een hypothetische gradient tussen BBL’s (blauw) en sites met minder (groen), nauwelijks (oranje en paars) of geen (rood) kenmerkende soorten. De sites worden met een code van vier letters en/of cijfers weergegeven. Voor de volledige naam van van de sites wordt verwezen naar Tabel 5.

Een volledig uitgeschreven conceptvoorbeeld van EflowStats wordt gegeven in Bijlage 10.3. Dit voorbeeld toont stap per stap hoe de EflowStats berekend kunnen worden via R en hoe de data eruit moeten zien om deze routine te laten werken.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 50 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

5.2.2 Controle datakwaliteit Compleetheid van de data Voorafgaand aan de data-analyse werd een kwaliteitscontrole van de beschikbare debietsdata uitgevoerd. Analyses van onvolledige data is ingewikkeld, tijdrovend en kan tot foutieve conclusies leiden. De beschikbare historische tijdsreeksen voor de verschillende beken (waterinfo.be) worden vaak gekenmerkt door het ontbreken van enkele tot vele debietsgegevens voor verschillende ‘hydrologische jaren’6. Hydrologische jaren met veel ontbrekende debietsdata werden uit de dataset verwijderd (Tabel 8, Tabel 9).

Figuur 9 Voorbeeld van een visualisatie van ‘ontbrekende debietswaarden’ voor de historische debietsdata van het meetstation in de Molenbeek in Etikhove. De rode vertikale strepen visualiseren de ontbrekende daggemiddelde debieten per hydrologisch jaar. Hydrologische jaren met veel ontbrekende debietsdata worden niet weergegeven. Doordat een hydrologisch jaar op 1 oktober begint lijkt de figuur te ‘verspringen’).

Imputatie van de data Om de kwaliteit van de data te verhogen is ‘data cleaning’ noodzakelijk. Dit betekent dat ontbrekende data werden opgespoord waarna jaren met te veel ontbrekende data uit de dataset werden verwijderd. Ontbrekende data kunnen onder bepaalde voorwaarden en op basis van een statistische bewerking ook vervangen worden. Dat vervangen van data wordt imputatie genoemd (Figuur 10). Een vrij stricte data-imputatie werd toegepast, dit wil zeggen dat enkel ‘kleine gaten’ in de dataset werden geïmputeerd. Enkel gaten in de dataset van 6

Het hydrologische jaar start op 1 oktober en is het punt waarop de hydrologische cyclus in balans is. Na 1 oktober zorgt neer slag voor het aanvullen van de waterreserves in de grond, tot 1 April -middelpunt van het hydrologische jaar- wanneer door verdamping het gestockeerde water begint te verminderen.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 51 van 148

maximum vijf opeenvolgende dagen zonder gemiddelde debietswaarde werden geïmputeerd via het R package ‘imputeTS’ en meer concreet met de functie ‘na.interpolation’ (Bijlage 10.3.3).

Figuur 10 Voorbeeld van ‘geïmputeerde debietswaarden’ voor de debietsreeks van het meetstation in de Molenbeek in Etikhove. De rode cirkeltjes geven aan waar data werden gegenereerd via imputatie.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 52 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Tabel 8 Overzicht van de historische debietsdata per hydrologisch jaar per locatie (periode: 1972-1993). ‘Kruisjes’ (‘x’) geven aan in welk hydrologisch jaar de data sterk onvolledig waren en dus direct uit de dataset verwijderd werden. De letter ‘N’ geeft aan dat na stricte toepassing van het criterium voor imputatie van data de gegevensreeks als ‘Niet Geschikt’ werd bevonden. De vermelding ‘OK’ geeft aan in welke hydrologische jaren de ‘data volledig’ waren of enkel kleine gaten met minder dan vijf opeenvolgende dagen met ontbrekende debietswaarten werden geïmputeerd.

Tabel 9 Overzicht van de historische debietsdata per hydrologisch jaar per locatie (periode: 1994-2016). ‘Kruisjes’ (‘x’) geven aan in welk hydrologisch jaar de data sterk onvolledig waren en dus direct uit de dataset verwijderd werden. De letter ‘N’ geeft aan dat na stricte toepassing van het criterium voor imputatie van data de gegevensreeks als ‘Niet Geschikt’ werd bevonden. De vermelding ‘OK’ geeft aan in welke hydrologische jaren de ‘data volledig’ waren of enkel kleine gaten met minder dan vijf opeenvolgende dagen met ontbrekende debietswaarten werden geïmputeerd.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 53 van 148

5.2.3 Resultaten EflowStats Het EflowStats Package Per site werden de Eflow berekeningen toegepast zoals deze gedefinieerd zijn in het EflowStats pakket dat te vinden is op github. De functies vereisen een zeer specifiek formaat: voor meer informatie wordt verwezen naar de bijlage 10.3.4 ‘Toepassen EflowStats op basis van het EflowStats Package’. Berekeningen en analyse Na berekening van de 171+ hydrologische indices (Bijlage 10.3.4, Bijlage 10.2: Tabel 38 t.e.m. 49) werden de indices geselecteerd die een zekere gradiënt in functie van de aan-/afwezigheid van kenmerkende vissoorten tonen. Voor de meeste indices vonden we geen of nauwelijks een gradiënt zoals hypothetisch geïllustreerd werd in Figuur 8. Slechts enkele indices lijken geschikt en relevant om te integreren in een beoordelingsmethodiek (Figuur 11).

Figuur 11 Plots van de resultaten van vier afvoerstatistieken of hydrologische indices (FL1, FH5, DL2 en RA7) die een minieme gradiënt tonen tussen de Best Beschikbare Locaties (blauwe groep) en de minder goede en slechtste locaties waar kenmerkende stroomminnende vissoorten beperkt(er) (groene / oranje / paarse groep) of niet aanwezig zijn (rode groep).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 54 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Vier afvoerstatistieken of hydrologische indices werden weerhouden (Tabel 10). Deze kunnen, zoals elke ERAS, ondergebracht worden in één van de vijf verschillende categorieën die een natuurlijk afvoerregime kenmerken (met name: omvang van afvoer, frequentie, duur, timing of snelheid van verandering) en zijn een onderbouwing voor de bouwsteenmethode. Tabel 10 Beschrijving van de vier geselecteerde en relevante hydrologische indices. Functie

Definitie

FL1

‘Low flood pulse count and variability in pulse count’ (FL# - Frequency, low flow event � lage afvoer bouwsteen) FL1 berekent het gemiddeld aantal afvoergebeurtenissen met afvoeren beneden een drempelwaarde die gelijk is aan de 25-percentiel waarde voor de volledige afvoerreeks. FL1 is het gemiddelde aantal gebeurtenissen.

FH5

‘Flood frequency’ (FH# - Frequency, high flow event � hoge afvoer bouwsteen) Berekent het gemiddeld aantal afvoergebeurtenissen met afvoeren boven een drempelwaarde die gelijk is aan de mediaan-afvoerwaarde voor de volledige afvoerreeks. FH5 is het gemiddelde aantal gebeurtenissen.

DL2

RA7

Jaarlijks minimum van ‘3-day moving gemiddelde afvoer’ (DL# - Duration, low flow event � lage afvoer bouwsteen) Berekent het minimum van ‘3-day moving gemiddelde afvoer’ voor elk jaar DL2 is het gemiddelde van deze waarden. Verandering van afvoeren (RA# - ‘Rate of change, average event). Berekent de log10 van de afvoeren van de volledige afvoerreeks. Berekent de verandering in log van afvoer voor dagen waarin de verandering negatief is voor de volledige afvoerreeks. RA7 is de mediaan van deze log-waarden.

Eén of meer van deze vier hydrologische afvoerstatistieken of indices kunnen dus de basis vormen voor het uitwerken van een hydrologische maatlat. Bij drie van de vier indices (FL1, FH5 en RA7) wordt een ‘aantal’ gebeurtenissen berekend terwijl de DL2-index een minimale debietswaarde berekent. Zowel de FL1- als de DL2-index zijn in principe geschikt voor de onderbouwing van een lage afvoerbouwsteen (cfr. ‘omvang/grootte van afvoer’) maar omwille van de moeilijkheid van het gebruik van absolute waarden in een beoordelingsmethodiek werd de DL2-index finaal niet weerhouden. De RA7 werd gebruikt als onderbouwing van de ‘snelheid van verandering’-bouwsteen. Een verkennende ‘principal componenten analyse’ (PCA) werd uitgevoerd met de vier weerhouden variabelen, met name de FL1-, FH5-, DL2- en RA7-indices. De analyse toonde min of meer een onderscheid tussen de uiterste groepen (blauw vs. rood) op de eerste as voor wat betreft de variabelen DL2 en RA7 (die het tegenovergestelde capteren) en op de tweede as voor de variabelen FL1 en FH5 die min of meer hetzelfde capteren (correleren).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 55 van 148

Figuur 12 PCA-analyse met als variabelen FL1, FH5, DL2 en RA7.

5.3 SCOREBEREKENING HYDROLOGISCHE MAATLAT 5.3.1 Geschiktheidsindices Een eerste stap bestaat er in om per hydrologische afvoerindex de berekende waarden onder te verdelen in geschiktheidsklasses. Aan de verschillende klasses wordt een geschiktheidsindex (GI) toegekend (Tabel 11, Tabel 12). We kunnen stellen dat de 'best beschikbare locaties' op basis van aanwezigheid van stroomminnende soorten reeds een afwijking hebben van de onverstoorde natuurlijke referentiesituaties. Daarom wordt aan deze klasse geen GI=1 toegekend maar een GI= 0,75. De rivieren waarvan de waarden voor een afvoerindex het verst verwijderd zijn van de waarden van de BBL’s scoren het slechtst en krijgen een GI=0,25. Rivieren met tussenliggende waarden krijgen een GI=0,50. De grenswaarden tussen deze drie categoriën werden op visuele basis, dus min of meer arbitrair, uit de figuren afgeleid (Figuur 13, Figuur 14). Tabel 11 Weergave van de output range van waarden voor de drie geselecteerde hydrologische indices en de onderverdeling in geschiktheidsklasses. Hydrologische index

Waarde

FL1

minder dan 15 pulsen

0,75

15 of meer pulsen en minder dan 20

0,5

20 of meer pulsen

0,25

minder dan 20 hoge afvoergebeurtenissen

0,75

20 of meer hoge afvoergebeurtenissen en minder dan 25

0,5

25 of meer hoge afvoergebeurtenissen

0,25

≤ 0,1

0,75

> 0,1 en ≤ 0,2

0,5

> 0,2

0,25

FH5

RA7

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 56 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

FL1 – Low floodpulse

Figuur 13 De berekende waarden voor de hydrologische afvoerindex FL1, onderverdeeld in geschiktheidsklasses met een bepaalde geschiktheidsindex (GI).

FH5- Flood frequency

Figuur 14 De berekende waarde voor de hydrologische afvoerindex FH5, onderverdeeld in geschiktheidsklasses met een bepaalde geschiktheidsindex (GI).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 57 van 148

RA7 – Verandering van afvoer

Figuur 15 De berekende waarde voor de hydrologische afvoerindex RA7, onderverdeeld in geschiktheidsklasses met een bepaalde geschiktheidsindex (GI). Tabel 12 EflowStats berekeningen van drie hydrologische indices (FL1, FH5 en RA7) met toekenning van een geschiktheidsindex (GI). Rivier Abee Berw Bosb KlN1 KlN2 Laan Deme GrGe Herk KlGe Mark Pope Zwal Mang Zwar Kott GrKe Mels Mand Voer Maar Zuun Ijse Vunt Hand GrNe

FL1 10,74 12,36 10,88 14,6 10,86 16,48 15,35 14,22 13,74 19 22,48 11,96 11,55 13,05 14,15 15,17 11,53 14,05 23,5 20 13,48 11,42 20,33 21 14,16 10,4

GI 0,75 0,75 0,75 0,75 0,75 0,5 0,5 0,75 0,75 0,5 0,25 0,75 0,75 0,75 0,75 0,5 0,75 0,75 0,25 0,25 0,75 0,75 0,25 0,25 0,75 0,75

FH5 18 18,27 18,19 17,2 14,14 23,12 21,38 20,47 20,35 28,25 19,81 17,29 18,25 20,05 20,73 22,67 13,77 19 28,5 34,44 15,7 17,03 29 25 20 13,6

GI 0,75 0,75 0,75 0,75 0,75 0,5 0,5 0,5 0,5 0,25 0,75 0,75 0,75 0,5 0,5 0,5 0,75 0,75 0,25 0,25 0,75 0,75 0,25 0,25 0,5 0,75

RA7 0,05 0,1 0,05 0,07 0,07 0,05 0,1 0,05 0,07 0,03 0,2 0,12 0,09 0,06 0,06 0,1 0,17 0,05 0,29 0,16 0,12 0,13 0,05 0,14 0,14 0,07

GI 0,75 0,75 0,75 0,75 0,75 0,75 0,75 0,75 0,75 0,75 0,5 0,5 0,75 0,75 0,75 0,75 0,5 0,75 0,25 0,5 0,5 0,5 0,75 0,5 0,5 0,75

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 58 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Voor elke beek werden de drie hydrologische indices berekend en aan elk resultaat werd een geschiktheidsindex (GI) toegekend. Voor de eindbeoordeling van het waterlichaam konden deze GI’s gebruikt worden om een score te berekenen, dit kon op basis van het gemiddelde of op basis van het ‘one out, all out’ principe waarbij de minst goede score de eindscore bepaalt.

5.3.2 Scoreberekening op basis van het ‘gemiddelde van de GI’s’ Het gemiddelde van de drie GI’s geeft als uitkomst een waarde tussen 0,75 en 0,25 waarbij 0,75 een goede score is en 0,25 een slechte score (Tabel 13, Tabel 14, Tabel 15). Een zeer goede score voor de hydrologische maatlat werd niet weerhouden omwille van de aanname dat de 'best beschikbare locaties' reeds een afwijking hebben van de onverstoorde natuurlijke referentiesituaties welke in theorie gelijk wordt gesteld aan score 1. Tabel 13 Gemiddelde van de GI’s van de drie hydrologische indices (FL1, FH5 en RA7) per waterlichaam en gesorteerd van groot naar klein en ingekleurd volgens de vastgelegde kwaliteitsklasse.

Abee Berw Bosb KlN1 KlN2 Zwal Mels GrNe GrGe Herk Pope Mang Zwar GrKe Maar Zuun Laan Deme Kott Hand KlGe Mark Ijse Voer Vunt Mand

Gemiddelde score 0,75 0,75 0,75 0,75 0,75 0,75 0,75 0,75 0,67 0,67 0,67 0,67 0,67 0,67 0,67 0,67 0,58 0,58 0,58 0,58 0,50 0,50 0,42 0,33 0,33 0,25

Tabel 14 Vijf kwaliteitsklassen/categorieën van slecht tot zeer goed voor onderverdeling van de scoreberekening op basis van het gemiddelde van de GI’s, inclusief klassegrenzen. Hydrologische maatlat (gemiddelde) (Zeer goed) Er is geen enkele rivier die een Geschiktheidsindex (GI) krijgt van 1 Goed Gemiddelde score GI = 0,75 Matig Gemiddelde score GI : > 0,50 - < 0,75 Ontoereikend Gemiddelde score GI : >25 - ≤ 0,50 Slecht Gemiddelde score GI : ≤ 0,25

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 59 van 148

Tabel 15 Legende voor de kleurcodes van de riviernamen zoals toegepast in tabel 13 en 17. Kleurcode van de riviernamen referereert naar de gradient in aanwezigheid van stroomminnende vissoorten Populaties van 4 of meer kenmerkende soorten Populaties van 3 soorten Populaties van 3 (?) soorten Enkel populaties van bermpje en riviergrondel Enkel poplatie van bermpje of riviergrondel of geen stroomminnende soorten

Scoreberekening op basis van het gemiddelde van de geschiktheidsindices: De Abeek, Berwijn, Bosbeek, Kleine Nete I en II, Zwalm, Melsterbeek en Grote Nete scoren volgens deze hydrologische maatlatberekening het best met een gemiddelde score van 0,75 wat een goede hydrologische toestand moet weerspiegelen. De Ijse daarentegen scoort ontoereikend en dus opvallend laag ondanks de aanwezigheid van rivierdonderpad als kenmerkende soort en riviergrondel en bermpje als begeleidende soorten. In tabel 7 werden voor de Ijse ook serpeling en kopvoorn ‘tussen haakjes vermeld’ als kenmerkende soorten waarmee werd aangegeven dat er geen zekerheid bestaat of het al dan niet een reproducerende populaties betreft. Het Agentschap voor Natuur en Bos zette de voorbije jaren kopvoorn (sinds 2004) en serpeling (sinds 2006) uit in de IJse in het kader van de soortherstelplannen. Uit recente evaluatiestudies van het INBO van deze uitzettingen blijkt echter dat geen van de drie soorten een gezonde populatie vormt in de IJse. De ontoereikende score voor de Ijse wijst op een verstoord hydrologisch afvoerregime en vormt mogelijks de verklaring waarom stroomminnende vissoorten het moeilijk hebben in de Ijse om zich voort te planten. Lithofiele (rheofiele) vissoorten, zoals kopvoorn en serpeling (vissoorten die voor hun voortplanting afhankelijk zijn van stenig substraat), hebben echter nood aan stenig materiaal onder de vorm van paairiffles voor hun reproductie. Deze vissen zetten hun eitjes af bij het paaien tussen de stenen, waar deze worden voorzien van voldoende zuurstof door de relatief hoge stroomsnelheid. De kwaliteit van deze habitats is helaas sterk afgenomen in de Ijse en andere Europese rivieren door toedoen van de mens. Soms zijn de riffles zelfs helemaal verdwenen. Door het rechttrekken en verstuwen van de waterloop is de stroomsnelheid en – variatie namelijk sterk afgenomen. De riffles lopen een hoog risico op dichtslibben en begroeien met algen, twee factoren die nefast zijn voor het ontwikkelen van de eitjes (Van Wichelen et al., 2018).

5.3.3 Scoreberekening op basis van ‘one out all out’ principe Naar analogie met de KRW, waarbij het slechtst beoordeelde kwaliteitselement doorslaggevend is wanneer een beoordeling op waterlichaamniveau wordt gemaakt, kan ook hier het ‘one out, all out’ principe worden toegepast. In tabel 16 wordt de laagste GI per waterlichaam getoond, gesorteerd van groot naar klein. Ze werden arbitrair, in vier kwaliteitsklassen of categorieën onderverdeeld. De vier kwaliteitsklassen, namelijk zeer goed, goed, matig, ontoereikend/slecht alsook de respectievelijke kleurcodes en klassegrenzen worden samengevat in tabel 17. De laagste score van de drie GI’s geeft als uitkomst een waarde gelijk aan 0,75, 0,50 of 0,25 waarbij 0,75 een goede score, 0,50 een matige en 0,25 een ontoereikende/slechte score (i.e. de twee slechtste klassen worden samengenomen) weerspiegelt. Een zeer goede score voor de hydrologische maatlat werd niet weerhouden omwille van de aanname dat de 'best beschikbare locaties' reeds een afwijking hebben van de onverstoorde natuurlijke referentiesituaties welke in theorie gelijk wordt gesteld aan de score 1.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 60 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Tabel 16 Laagst toegekende GI voor de drie hydrologische indices (FL1, FH5 en RA7) per waterlichaam gesorteerd van groot naar klein en ingekleurd volgens kwaliteitsklasse.

Abee Berw Bosb KlN1 KlN2 Zwal Mels GrNe Laan Deme GrGe Herk Pope Mang Zwar Kott GrKe Maar Zuun Hand KlGe Mark Mand Voer Ijse Vunt

One out, all out 0,75 0,75 0,75 0,75 0,75 0,75 0,75 0,75 0,50 0,50 0,50 0,50 0,50 0,50 0,50 0,50 0,50 0,50 0,50 0,50 0,25 0,25 0,25 0,25 0,25 0,25

Tabel 17 Vier kwaliteitsklassen/categorieën van ontoereikend/slecht tot zeer goed voor onderverdeling van de scoreberekening op basis van ‘one out, all out’ principe, inclusief klassegrenzen. Hydrologische maatlat (one out, all out) Zeer goed Er is geen enkele rivier die een Geschiktheidsindex (GI) krijgt van 1 Goed Laagste score GI = 0,75 Matig Laagste score GI = 0,50 Ontoereikend Slecht Laagste score GI = 0,25

Scoreberekening op basis van de laagst toegekende geschiktheidsindex: Dezelfde beken krijgen een goede score (i.e. 0,75) als bij de scoreberekening op basis van het gemiddelde van de geschiktheidsindices, met name de Abeek, Berwijn, Bosbeek, Kleine Nete I en II, Zwalm, Melsterbeek en de Grote Nete. Ook de Ijse heeft volgens deze methode een opvallend lage score (i.e. 0,25 = ontoereikend/slecht) wat wijst op een verstoord hydrologisch afvoerregime (Tabel 16).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 61 van 148

5.3.4 Vergelijking van beide scoreberekeningen Wanneer de scoreberekeningen volgens de twee methodes vergeleken worden dan merken we dat er voor de vijf voorbeeldrivieren een zelfde eindbeoordeling wordt bekomen. De Bosbeek en de Mark krijgen, respectievelijk, een goede en een ontoereikende score terwijl de drie overige rivieren de Herk, de Laan en de Zuunbeek een matige beoordeling krijgen. De beoordeling van de beken Abeek (Abee) t.e.m. Handzamevaart (Hand) is identiek (Tabel 13, Tabel 17). Aangezien de voorgestelde hydrologische maatlatberekening gebeurden op basis van geschiktheidsindices die werden toegekend aan slechts drie hydrologische indices en op basis van de voorgestelde/toegepaste range van de kwaliteitsklassen/categorieën is er zeer weinig verschil mogelijk in de eindbeoordeling. Enkel bij de berekening van de maatlat volgens de gemiddelde scoreberekening en met de toegepaste kwaliteitsklassen/categorieën kunnen er ook rivieren als slecht beoordeeld worden. Dit is bijvoorbeeld het geval voor de Mandel die als enige rivier als slecht werd beoordeeld. Volgens de ‘one out, all out’ beoordeling scoorde de Mandel ‘ontoereikend/slecht’, net als de Kleine Gete, de Mark, de Voer, de Ijsse en de Vunt. Indien het wenselijk is om een onderscheid te maken tussen de kwaliteitsklassen ontoereikend en slecht, kan er geopteerd worden om de gemiddelde scoreberekening te hanteren. Voor het overige is er weinig verschil tusssen beide berekeningsmethodes zoals ze hier werden ontworpen en ingevuld.

5.4 EVALUATIE VAN DE HYDROLOGISCHE MAATLAT Ondanks de berekening van meer dan 171 hydrologische indices bleken slechts enkele indices enigszins geschikt en relevant om te integreren in de beoordelingsmethodiek omdat ze één van de vijf eigenschappen of afvoercomponenten vertegenwoordigen die kenmerkend zijn voor een natuurlijk afvoerregime. Finaal werden de indices FL1, FH5 en RA7 gebruikt in deze maatlat. Omdat de kwaliteit van sommige debietsmetingen niet altijd even betrouwbaar is vertaalt zich dat ook naar de uitkomst van de berekeningen van de hydrologische indices via EflowStats en potentieel dus ook naar de betrouwbaarheid van de uitkomst van de hydrologische maatlat. Pijnpunten van en potentiële knelpunten bij toepassing van de hydrologische beoordelingsmethode: ●

●

Voor de hydrologische data-analyse, specifiek het achterhalen van een ecologische gradiënt, werd een datagedreven analyse toegepast met behulp van EflowStats. Voor de meeste indices kon geen of nauwelijks een gradiënt onderscheiden worden. Dit kan mogelijks verklaard worden door de kwaliteit van sommige datasets. De voorgestelde hydrologische methode kan in de toekomst betrouwbaarder toegepast worden als ook de kwalteit van de data verbeterd wordt. De kwaliteit en juistheid van de debietsdata, meer bepaald de manier van meten, kan verbeterd worden. De debieten worden berekend op basis van het gemeten waterpeil. Dit gebeurt ofwel op basis van een snelheidsmeting en een peilmeting in een gekalibreerde sectie (bv. meetgoot of betonplaat), maar in de meeste gevallen door een peilmeting op een locatie waarvan het zogenaamde Q/h verband kan ingeschat worden (bv. onder een brug waarvan de doorstroomsectie gekend is en ervan uitgaand dat bij stijgende debieten het peil stijgt of door de dikte van een waterlaag die over een stuw stort, …). Zo kan er bij opstuwing door waterplanten in de zomer

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 62 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

●

een peilstijging gemeten worden wat kan resulteren in een overschatting van de debieten. Het EflowStats softwarepakket laat geen ontbrekende waarden toe in de debietsdata. De beschikbare historische debietsdata op waterinfo.be bevatten echter vaak ontbrekende waarden waardoor heel wat van de beschikbare hydrologische jaren niet in aanmerking komen voor analyse. Daar waar een beperkt aantal waarden ontbreken moet er ook geïmputeerd worden. EflowStats kan ook geen hydrologische indices berekenen als er negatieve debietswaarden in de dataset vervat zitten. Negatieve debietswaarden zijn in veel gevallen foute berekeningen. Doch er kunnen effectief negatieve debieten gemeten worden in Vlaanderen ter hoogte van specifieke locaties. Dit kan door terugstuwing ter hoogte van monding in een waterloop waar een plotse peilstijging is opgetreden of het omkeren van de stroomrichting van zodra er een pompgemaal geactiveerd wordt. Deze methode vergt de koppeling van talrijke databanken (debietsdata, VIS, typologie, locatie, ecologische kwaliteitscoëfficienten voor de kwaliteitselementen vissen, macroinvertebraten en hydromorfologie en waterkwaliteit, …). Deze databanken zijn inhoudelijk niet op elkaar afgestemd en ontbreken vaak een eenduidige, consequente naamgeving voor de verschillende te koppelen items. In deze beperkte oefening met waterlopen behorende tot de waterlooptypes Grote beek Kempen en Grote beek bleek de datakoppeling bijzonder arbeidsintensief. Databanken met consequentere en eenduidigere naamgevingen zijn wenselijk en komen vermoedelijk ook andere doeleinden en/of toepassingen binnen het bredere kader van waterbeheer ten goede. De nabijheid van een continue debietsmeting bij een vismeetpunt is absoluut noodzakelijk omdat de te analyseren debietswaarden representatief moeten zijn voor het vismeetpunt. Voor wat betreft de visdata is een controle in GIS nodig om te verifiëren of de vismeetpunten gelegen zijn in een zone van de rivier die geschikt moet zijn voor stroomminnende vissoorten.

Naast kwaliteitsvollere debietsdata hypothekeert ook het ontbreken van goede referentiesituaties in Vlaanderen de berekening van de hydrologische deelmaatlat zoals voorgesteld in dit rapport. Als historische natuurlijke afvoerdata ontbreken dan kunnen, zoals eerder in dit rapport vermeld, referentie-afvoeren gemodelleerd worden. Modellering lijkt aanvullend nuttig om een zo natuurlijk mogelijk hydraulisch regime te bepalen, waaruit onder meer overstromingsfrequentie, hoogwaterstanden en piekigheid kunnen bepaald worden. Dit impliceert dat in modelleringen natuurlijke referentiesituaties zijn doorgerekend, waarin onder meer een natuurlijk landgebruik (afwezigheid van verharding) en afwezigheid van bedijking en waterbouwkundige infrastructuren (sluizen, stuwen, sifons) zijn ingevoerd.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 63 van 148

6 DEELMAATLAT VERSTUWING 6.1 DE IMPACT VAN STUWEN OP RIVIEREN Wijzigingen van hydraulische elementen, zoals de verstuwing van rivieren, kunnen de omvang en kwaliteit van leefgebieden en de structuur van aquatische levensgemeenschappen veranderen (Brunke, Hoffman & Pusch, 2001; Almeida et al., 2009). Het opstuwen van rivieren wordt beschouwd als een van de belangrijkste bedreigingen voor aquatische biodiversiteit (Bunn & Arthington, 2002). Zo beschrijven Ward & Stanford (1983) in het ‘serial discontinuity concept’ het effect van fysische barrières, zoals stuwen en dammen op biotische en abiotische componenten van lotische of stromende systemen in een hypothetisch kader. Mueller et al. (2011) vergeleken de abiotische habitateigenschappen stroomop- en stroomafwaarts van stuwen alsook hun effect op de gemeenschapsstructuur van periphyton, waterplanten, macroinvertebraten en vissen in vijf verschillende rivieren. Ze stelden dat die delen van de rivier die in de nabijheid van stuwen gelegen zijn sterk getroffen worden en daarom mee opgenomen moeten worden in de ecologische beoordelingen voor de KRW. Informatie over de kwantitatieve en kwalitatieve effecten van stuwen op biologische gemeenschappen is cruciaal voor succesvol beheer en herstel van rivierecosystemen. In een regio met hoofdzakelijk laaglandrivieren zoals in Vlaanderen zijn riviertrajecten met stroomminnende soorten van nature minder talrijk dan trajecten met soorten van traagstromend water. Daarbij komt nog dat talrijke menselijke ingrepen (opstuwing, verbreding, verdieping,...) er voor gezorgd hebben dat de natuurlijke dynamiek en stroomsnelheid op vele plaatsen nog verder gedaald is waardoor de kansen op vestiging en herstel van die stroomminnende soorten nog kleiner zijn geworden. Deze achteruitgang is een algemene trend in heel West-Europa (Lasne et al., 2007). De meeste rivieren en beken in Vlaanderen zijn geïmpacteerd door grotere of kleinere opstuwende kunstwerken die een functie hebben voor o.a. scheepvaart, land- en tuinbouw en waterkracht (bv. watermolens) en zelfs grondwaterafhankelijke terrestrische ecosystemen. Deze stuwen kunnen op veel manieren een impact hebben omdat ze: ●

● ●

het evenwicht van onze alluviale rivieren verstoren. Met alluvium wordt het materiaal bedoeld dat door een rivier vervoerd en afgezet wordt. In tegenstelling tot een rivier met vaste bedding, heeft een alluviale rivier een veranderlijke bodem en veranderlijke oevers. Het materiaal dat de grenzen vormt van de rivier kan geërodeerd of afgezet worden, waardoor een alluviale rivier continu in evolutie is. Deze continue evolutie wordt het dynamisch evenwicht van de rivier genoemd. Dit gaat verder totdat een stabiele toestand optreedt, waarbij er geen significante erosie of afzetting meer optreedt (Libbrecht & Pieters, 2009); de natuurlijke dynamiek en systeemwerking in de waterloop verbreken; een opeenvolging van lentische of stilstaande en lotische of stromende trajecten creëren (Ward & Stanford, 1983) waardoor er nog weinig rivierecosystemen zijn die hun vrijstromend of ‘free-flowing’ karakter hebben kunnen behouden over hun volledige lengte;

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 64 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

●

● ● ●

voor een afname van de stromingsvariatie en de daarmee gepaard gaande variatie in dieptes en ondieptes (‘pool/riffle’ of stroomkuilenpatroon) en bodemsubstraat zorgen. Het habitat of leefgebied van veel typisch stroomminnende soorten wordt hierdoor aangetast; voor verlies van biodiversiteit zorgen; een barrière voor vismigratie vormen; voor accumulatie van nutriënten en polluenten zorgen (Figuur 15);

Figuur 16 Visuele voorstelling van de gevolgen van verstuwing op rivierhabitats stroomop- (paars) en stroomafwaarts (groen) van stuwen (Bron: The South East Rivers Trust).

●

voor een afname in afvoer en stroming zorgen en als gevolg daarvan ook voor een afname in stroomvermogen7 (‘stream power’) en een afname van het daaraan gerelateerd sedimenttransport (‘sediment-carrying capacity’). Afhankelijk van de omvang van de opstuwing kunnen grote hoeveelheden sediment gevangen worden, waarbij slechts een bepaalde hoeveelheid van de voormalige sedimentlading beschikbaar is voor de riviertrajecten stroomafwaarts van de opstuwing. De zandvangefficiëntie van grote reservoirs ter hoogte van dammen is meestal groter dan 99% terwijl kleinere opstuwingen algemeen lagere waarden hebben (Williams & Wolman, 1984). De effecten van individuele stuwen kan relatief klein zijn in vergelijking met de zeer grote dammen op de grote rivieren, maar de gecombineerde effecten van opeenvolgende stuwen kunnen aanzienlijk zijn, waarbij ze zelfs die van dammen overschrijden (Thoms & Walker, 1993; Brandt, 2000); voor een plotse schommeling van afvoeren kunnen zorgen (Petts, 1984a).

Het stroomvermogen is de mate waarop potentiële energie omgezet wordt tot kinetische energie en arbeid (zie verder, paragraaf 6.3.3).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 65 van 148

Petts (1987) groepeerde de effecten van opstuwing in drie ordes: ●

Eerste-orde veranderingen zijn veranderingen die optreden in sedimentlading, waterafvoer, waterkwaliteit, plankton,..., (waarbij voor allen de inbreng beschreven wordt in het stroomafwaartse riviertraject van de dam en reservoir). ● Tweede-orde veranderingen zijn veranderingen in de vorm van de rivierbedding, substraatsamenstelling, waterplantenpopulatie,.... ● Derde-orde veranderingen zijn veranderingen in vis- en invertebratenpopulaties. Biotische reacties zijn gewoonlijk sneller dan abiotische en zullen daarom de fysische herstelprocessen nauw volgen (Petts, 1987). Door de nieuwe veranderde waterafvoeren sedimentlading- omstandigheden zal de rivierbedding zich aanpassen en een andere vorm aannemen. Deze aanpassingen kunnen als het fysische deel van Pett’s tweede-orde veranderingen beschouwd worden. Dit zal veranderingen in breedte, diepte en bodemniveau van de bedding en, als secundair effect, verandering in hellingsgraad met zich meebrengen. Gepaard gaande met hellingsgraad-, afvoer-, en sedimenttransport- veranderingen zijn veranderingen in beddingsmateriaal, zowel wat korrelgrootte en de daaruit voortvloeiende beddingsvorm betreft, planvorm configuratie, stroomkuilenpatroon, maar ook reacties van zijwaterlopen op veranderingen in de hoofdrivierbedding. Het spreekt voor zich dat niet enkel waterafvoer en sedimentconcentratie veranderingen in de rivierbedding bepalen. Talrijke andere parameters, zoals bijvoorbeeld de korrelgrootte van de getransporteerde partikels, beïnvloeden het systeem. Ondanks de wereldwijde erkenning dat stuwen een belangrijke impact hebben op de stroming, het verhang en het stroomvermogen van rivieren zijn er maar weinig studies die het cumulatieve effect van stuwen op rivier(ecosystemen) hebben geanalyseerd. Het is dan ook belangrijk om de impact van stuwen op deze eigenschappen te kwantificeren teneinde het al dan niet behalen van ecologische kwaliteitsdoelstellingen te helpen verklaren.

6.2 TOETSINGSKADER / TOEPASSINGSGEBIED Het ambitieniveau is om in deze studie een potentiële verstuwingsmaatlat te ontwikkelen en deze te testen op een beperkt aantal waterlopen en waterlooptypes. Op basis van een aantal factoren of eigenschappen, die een positieve of negatieve invloed kunnen hebben op het Eflow-regime, werd er een selectie gemaakt van een aantal representatieve beken/rivieren behorende tot de waterlooptypes Grote beek en Grote beek Kempen, naar analogie met het toetsingskader van de hydrologische maatlat. De geselecteerde beken/rivieren tonen o.a. een range in mate van verstuwing of werden gekozen omwille van andere historische ingrepen die een invloed gehad (kunnen) hebben op het verval van de beek of rivier. De VMM leverde shape files (GIS bestanden) aan van volgende vijf beken: ●

Marke- (Denderbekken) en Zuunbeek De Zuunbeek en de Marke zijn representatief voor sterk verstuwde rivieren. Recent werden, plaatselijk, rivierherstelmaatregelen uitgevoerd waardoor het lengteprofiel werd gewijzigd (dit biedt eventueel de mogelijkheid een vergelijking te maken van de toestand voor de uitvoering van de herstelmaatregelen als van erna. Zo kan er nagaan worden of er verschuivingen in scores zijn en in welke mate er opnieuw rheofiel habitat beschikbaar werd gemaakt).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 66 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

●

Bosbeek (Maasbekken) Deze beek heeft nog een natuurlijke bovenloop (potentie voor o.a. beekprik) met veel vrij afstromende trajecten, maar ook verschillende watermolens en een kunstmatig gegraven benedenloop met zwakker verhang (Figuur 16). Herk Kenmerkend voor deze rivier is dat grote delen van de waterloop naar de valleirand werden verlegd in functie van watermolens. Laan Dit is nog een vrij natuurlijke waterloop met slechts twee watermolens.

Figuur 17 Bovenloop van de Bosbeek na langdurige droogte in 2018 (Foto VMM).

6.3 TERMINOLOGIE Voor de beoordeling van de verstuwingsgraad en/of stroomvermogen van de geslecteerde rivieren worden er in hoofdstuk 6.4 drie potentiële methodes voorgesteld. Daarin worden een aantal parameters of afgeleiden ervan gebruikt zoals verhang, helling, hellingsgraad, verval en stroomvermogen. Deze termen worden hier eerst toegelicht.

6.3.1 Verhang of helling Het verhang is het relatieve hoogteverschil van een waterloop uitgedrukt in %. In laag gelegen gebieden wordt het verhang vaak uitgedrukt in m/km of ‰. Vaak wordt ook de meer algemene term helling (‘slope’) gebruikt (Schneiders et al., 2009).

6.3.2 Verval Het verval geeft het absolute hoogteverschil weer tussen twee punten van een waterloop. Verval wordt vaak gebruikt om een hoogteverschil van een infrastructuur zoals een sluis, een stuw of een watermolen aan te geven (Schneiders et al., 2009).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 67 van 148

6.3.3 Stroomvermogen in functie van rivierstructuurherstel en ecologische afvoerregime’s Het stroomvermogen is de mate waarop potentiële energie omgezet wordt tot kinetische energie en arbeid. De arbeid is de transportcapaciteit van de stroom (Stuckens & Van Hoydonck, 2005). Stroomvermogen (‘stream power’) kan gedefinieerd worden als: Ω = ρgQS ● ● ● ● ●

Ω = stroomvermogen; ρ = densiteit van water (1000 kg/m³); g = valversnelling (9,81 m/s²); Q = debiet (m³/s); S = hellingsgraad (of slope of verhang).

Stroomvermogen heeft een directe relatie met sedimenttransport (Bagnold, 1960). Deze relatie geldt enkel boven een bepaalde drempelwaarde voor stroomvermogen, ook gekend als kritisch stroomvermogen (‘critical stream power’). Het kritische stroomvermogen stijgt als het sediment grover wordt. Bij een heel laag stroomvermogen is de sedimentflux minimaal tot onbestaande, maar boven de drempelwaarde voor sedimenttransport is er een duidelijk positieve relatie waarbij een hoger stroomvermogen een hogere sedimentflux teweeg brengt (Gartner, 2016). Op de meeste dagen is er weinig tot geen sedimenttransport. In onze regio wordt sediment gedurende slechts enkele dagen van het jaar getransporteerd wanneer de afvoer hoog genoeg is. Factoren die weerstand bieden aan sedimenttransport zijn o.a.: ● ● ● ●

het gewicht van de sedimentpartikels; waterplanten die de energie van het afstromend water dissiperen; wortels die het sediment vasthouden; bindingsgraad van het rivierbeddingsmateriaal (stenen en klei vs. zand en grind).

Grotere sedimentpartikels bezinken daarbij sneller dan kleinere (i.e. ‘settling velocity’) (Gartner, 2016). De transportkracht van water is afhankelijk van de snelheid ervan. De snelheid waarmee het water stroomt kan op verschillende plaatsen in een rivier zeer uiteenlopen. Daar waar deze snelheid plotseling vermindert, bijvoorbeeld doordat de rivier zich verbreedt, zal het water zijn materiaal niet meer in beweging kunnen houden. Daar vindt accumulatie/afzetting plaats. De grofste delen worden vanzelfsprekend het eerst afgezet. Deze wijze van afzetting heet aggradatie. Indien een rivier minder materiaal vervoert dan hij uit hoofde van zijn snelheid kan dragen, zal hij nieuw materiaal uit het dal meeslepen (degradatie) (Hermans, 1960). De directe relatie tussen stroomvermogen en sedimenttransport wordt toegepast in tal van studies. Het werd daarbij aangetoond dat stroomvermogen invloed heeft op: ● ● ● ● ●

de vorm van de rivierbedding (Chang, 1979; Kondolf et al., 2003; Wohl, 2004); ‘pool & riffle’ eigenschappen (Wohl et al., 1993); ‘channel migration’ (i.e. de rivier die zich spontaan gaat verleggen) (Nanson and Hickin, 1986; Mcewen, 1994); bedding aggradatie & degradatie (Bull, 1979); overstromingsdynamiek (Nanson and Croke, 1992);

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 68 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

●

korrelgrootte v.d. rivierbedding (Snyder et al., 2013).

Het is waarschijnlijk dat veel bochtige rivieren morfologisch stabiel zijn in tegenstelling tot rechtgetrokken waterlichamen. Daarenboven worden ze als esthetischer beschouwd en worden ze gekenmerkt door gevariërde hydrologische processen en substraten die voorzien in diverse habitats voor fauna en flora, zoals stroomkuilenpatronen en zandbanken. De voordelen van de morfologische eigenschappen van een bochtige rivierbedding omvatten o.a. een verscheidenheid aan condities bij lage afvoer om te foerageren, om zich voort te planten en om zich te verschuilen, variërend van diepe traagstromende poelen tot snelstromend water boven riffles. Bij hogere afvoeren zijn schuilplaatsen beschikbaar als bescherming tegen overmatige stroomsnelheden. Poelen, riffles en zandbanken zijn samengesteld uit verschillend beddingsmateriaal die leefgebieden creëren voor een verscheidenheid aan benthische organismen. Deze organismen bieden op hun beurt essentiële voedselvoorziening voor andere vissen en dieren (Brookes (1987). Langs een natuurlijke rivier kunnen bomen groeien op en langs de oever als toevoeging bij de waterplanten in de rivier. Vegetatie voorziet in schuilplaatsen en voedsel voor vissen en schermt het water af tegen buitensporige temperaturen (Brookes (1987). Brookes (1988, 1996) beschreef reeds eerder het belang van stroomvermogen. In het kader van riviermanagementdoeleinden werden er pogingen gedaan om drempelwaarden voor stroomvermogen te bepalen waarboven rechtgetrokken rivieren op een spontane, natuurlijke manier kunnen herstellen in afwezigheid van onderhoudsmaatregelen. Brookes (1987) heeft zelfs drempelwaardes voor stroomvermogen bepaald voor het initiëren van bepaalde geomorfologische processen, afhankelijk van debiet en hellingsgraad (Figuur 17).

Figuur 18 Stabiliteit van de bedding van Deense rivieren in relatie tot specifiek stroomvermogen (Brookes, 1987).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 69 van 148

Bovenstaande figuur toont een basisleidraad die ontwikkeld werd voor Denemarken, een geografisch zeer gelijkende regio aan Vlaanderen, met hoofdzakelijk laaglandrivieren met gelijkaardig landgebruik. Het grootste deel van het Deense oppervlak is ofwel bestemd voor intensieve landbouw of ontwikkeld voor industriële of residentiële doeleinden. In het artikel stelt Brookes (1987) dat 98 % van de Deense waterlichamen artificieel werden rechtgetrokken en dus geklassificeerd konden worden als 'channelized'. Slechts 2 % hadden nog natuurlijke morfologische eigenschappen. Een situatie zeer gelijkend aan de toestand van onze Vlaamse waterlopen. Boven een stroomvermogen van 35 W/m² hadden de rechtgetrokken rivieren uit deze studie de neiging om op natuurlijke wijze hun oorspronkelijke sinuositeit te herstellen. Brookes haalt diezelfde drempelwaarde van 35 W/m² aan als discriminator tussen stabiele en ontstabiele rivieren in navolging van het rechttrekken van rivieren in Engeland en Wales waarbij met 'stabiliteit' bedoeld wordt dat de rivier 'onvoldoende stroomvermogen' heeft om bijvoorbeeld oevers te eroderen. Onderstaande figuur stelt de verschillende categorieën voor van aanpassingen die geïdentificeerd werden in Deense rivieren (W1-W5, D1-D2). Er zijn verschillende types aanpassingen of 'channel changes’ die kunnen voorkomen langsheen rechtgetrokken rivieren (Brookes, 1987), met name: ● ● ● ● ●

degradatie van de rivierbedding (W1); ontwikkeling van een verstevigde laag bovenop het rivierbed (W2); ontwikkeling van een kronkelende ‘thalweg8’ (W3); herstel van meandering (W4); ontwikkeling van een meanderend traject door sedimentafzetting of depositie (W5).

Ten slottezijn er nog de effecten die optreden stroomafwaarts rechtgetrokken riviertrajecten (D1&D2).

Figuur 19 Mogelijke types van aanpassingen aan de rivierbedding in rechtgetrokken rivieren (Brookes, 1987):degradatie van de rivierbedding (W1); ontwikkeling van een verstevigde laag bovenop het rivierbed (W2); ontwikkeling van een kronkelende ‘thalweg ’ (W3); herstel van 8

Thalweg of talweg is de lijn die de laagste punten in de vallei van een helling met elkaar verbindt. Een talweg geeft zo ook het natuurlijke profiel weer van een waterloop.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 70 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

meandering (W4); ontwikkeling van een meanderend traject door sedimentafzetting of depositie (W5); de effecten die optreden stroomafwaarts rechtgetrokken riviertrajecten (D1&D2).)

De natuurlijke dwarsdoorsnedes van kronkelende en bochtige rivieren die allen beneden de 35 W/m² lijn vallen suggereren dat onder natuurlijke condities de Deense beken zwak zijn wat stroomvermogen betreft en dat hun beddingen niet actief veranderen van positie. Talrijke laaglandrivieren in de UK hebben ‘bankfull’ stroomvermogens in dit relatief lage bereik (Keller & Brookes, 1984). Er bestaan ook beddingen zonder erosieve aanpassingen die beneden de 35 W/m² drempelwaarde vallen, niettegenstaande de hellingsgraad verhoogd was door rechttrekking. Nochtans, deze beddingen moeten morfologisch niet stabiel zijn aangezien depositie kenmerkend kan zijn (type W5). Rechtgetrokken beken en rivieren die artificieel gestabiliseerd werden door rivierbed-fixerende-structuren worden niet tot deze categorie gerekend. Dwarsdoorsnedes die erosieve aanpassingen ondergaan (type W1) en/of de ontwikkeling van ‘gewapende’ lagen (type W2) vallen boven de 35 W/m² drempelwaarde, niettegenstaande de meeste punten dicht bij de lijn gelegen zijn. Tenslotte, riviertrajecten die hun sinuositeit teruggewonnen hebben nadat de rivier werd rechtgetrokken hebben de hoogste stroomvermogens van de volledige dataset, waarbij afzonderlijke rivieren krachten van 100 W/m² overschrijden (type W4).

6.4 OPMETINGSPLANNEN EN OPPERVLAKTEWATERMODELLEN VAN VLAAMSE BEKEN EN RIVIEREN VAN 1STE CATEGORIE 6.4.1 Databeschikbaarheid Voor waterlopen van 1ste Categorie beschikt de Vlaamse Milieumaatschappij over opmetingsplannen waarbij om de ca. 50 m een dwarsprofiel werd opgemeten waarmee nauwkeurige lengteprofielen kunnen gemaakt worden. De oppervlaktewatermodellen van de VMM die daaruit voortvloeien zijn in eerste instantie gebouwd om hoogwatersituaties te simuleren maar kunnen ook verhanglijnen van het wateroppervlak bij (een aangenomen) basisdebiet produceren. Op basis van de opmetingsplannen kunnen opgemeten beken en rivieren onderverdeeld worden in verschillende lijnstukjes. Aan elk lijnstukje kan in een attributentabel output uit het oppervlaktewatermodel gekoppeld worden met informatie over de lengte (m) ervan en de gesimuleerde waterhoogte (mTAW) bij het respectievelijk stroomop- (Tabel 18) en stroomafwaartse (Tabel 18) begin- en eindpunt van elk lijnstukje. Op basis van deze gegevens kon voor elk van deze segmentjes een waarde voor de helling of verhang berekend worden. Exporteren van deze plannen naar Excel-bestanden met per beddingpunt x-, y- en zcoördinaten werd gedaan door de Dienst Hoogwaterbeheer van de Afdeling Operationeel Waterbeheer van de VMM. Deze export naar Excel is behoorlijk arbeidsintensief en daarom wordt er in dit rapport in eerste instantie gewerkt met een beperkte voorbeelddataset van een aantal beken.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 71 van 148

Tabel 18 Voorbeeld van een deel van de attributentabel van de Bosbeek met per rij informatie over de stroomop- en stroomafwaartse waterhoogte (simus stag / simds stag) van een individueel lijnstukje.

6.4.1.1

Lengteprofielen op basis van het digitaal hoogtemodel (DHMV)

De hierboven toegelichte methodiek is enkel bruikbaar op opgemeten en gemodelleerde waterlopen. Voor veel kleinere waterlopen is de methode dus niet bruikbaar. Daarnaast is het simuleren van het waterpeil en het exporteren van de data vrij arbeidsintensief. Een mogelijke alternatieve manier om de verhanglijn van de waterloop te bepalen is door gebruik te maken van het DHMV. DHMV is de verzamelnaam voor alle gebiedsdekkende hoogtegegevens van Vlaanderen waarover Informatie Vlaanderen beschikt (Petermans & Van Camp, 2019). Daarbij hebben specifiek de LIDAR data potentie (LIght Detection And Ranging of Laser Imaging Detection And Ranging). LIDAR is een technologie die de afstand tot een object of oppervlak bepaalt door middel van het gebruik van laserpulsen. Op basis van reflectie kunnen ook wateroppervlakken gedetecteerd worden. Deze methode laat toe om ook voor niet-gemodelleerde waterlopen gegevens over de helling te verzamelen en heeft dus een veel groter bereik. Al is de techniek mogelijk minder toepasbaar voor smalle waterlopen of waterlopen in bebost gebied. De toepasbaarheid van deze methode wordt daarom best nog verder onderzocht.

6.5 BEREKENEN VAN DE VERSTUWINGSGRAAD VAN VLAAMSE BEKEN EN RIVIEREN Sluizen, stuwen, sifons, bodemvallen en vernauwingen zijn constructies die een opstuwend effect hebben waardoor ze een belangrijke impact hebben op beken en rivieren. Louter de aanwezigheid van een stuw leert ons weinig over de impact ervan op de beek of rivier. Daarenboven kunnen stuwen niet afzonderlijk gezien worden maar moeten ze beschouwd worden als een onderdeel van de volledige reeks van opstuwende constructies binnen eenzelfde beek of rivier. In dit rapport worden er drie potentiële methodes uitgewerkt en voorgesteld om de impact van opstuwende constructies in beken en rivieren te kwantificeren.

6.5.1 Methode 1: Bepalen van het cumulatief verval door kunstwerken 6.5.1.1

Inleiding

De eerste en eenvoudigste benadering om de verstuwingsgraad van rivieren te kwantificeren bestaat er in om te berekenen hoeveel van het verval van de rivier binnen het beschouwde traject op een kunstmatige manier wordt afgebouwd door stuwen.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 72 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Veel Vlaamse rivieren zijn in meer of mindere mate opgestuwd. Bedoeling is om te berekenen hoeveel van het natuurlijk verval van een rivier wordt ‘weggenomen’ door stuwen (Figuur 19).

Figuur 20 Hypothetisch longitudinaal profiel van een verstuwde rivier met aanduiding van het verval dat gecreëerd wordt door de verschillende stuwen.

6.5.1.2

Methodiek voor het berekenen van het cumulatief verval

Benodigde invoerdata en toepasbaarheid: ●

●

Een inventaris van alle opstuwende constructies met per constructie de vervalhoogte bij normale afvoer (bv. via databank vismigratie, de kunstwerk-beheer toepassing (KUBE) of opmetingsplannen van de VMM). De hoogte van het begin- en eindpunt van het beschouwde traject (bv. via opmetingsplannen van de VMM).

Omdat deze gegevens voor veel waterlopen reeds beschikbaar zijn of eenvoudig verzameld kunnen worden, is deze methode vrij vlot toepasbaar om voor een groot aantal waterlichamen een score te berekenen. Totaal verval van de rivier Het totale verval of hoogteverschil van de rivier tussen zijn bron en monding, Δh rivier , kan bepaald worden door het verschil te maken van de waterpeilhoogte van het meest stroomopwaartse punt (van het lijnstukje) ter hoogte van de bron met de waterpeilhoogte van het meest stroomafwaartse punt (van het lijnstukje) ter hoogte van de monding. In bovenstaand voorbeeld zijn de bron en de monding, respectievelijk, op 10 en 0 mTAW hoogte gelegen en bedraagt het totaal verval van de rivier bijgevolg 10 meter.Het totaal verval tussen bron en monding van de rivier kan weergegeven worden als: Verval Rivier = ∆h rivier = h bron - h monding Verval ter hoogte van kunstwerken De talrijke stuwen (en duikers, bodemvallen, …) in onze waterlopen zorgen vaak voor een onnatuurlijke opstuwing waardoor een (groot) verval gecreëerd wordt ter hoogte van deze kunstwerken. Kunstwerken die een vismigratieknelpunt vormen en hun absolute vervalhoogtes die ze veroorzaken werden zowel geïnventariseerd in de vismigratiedatabank ///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 73 van 148

(www.vismigratie.be) als in de kunstwerk-beheer toepassing van de VMM (KUBE). Geen van beide is momenteel echter volledig. Het is aangewezen en bovendien nauwkeuriger om de nodige informatie uit de opmetingsplannen van de VMM te halen. In deze opmetingsplannen is, zoals eerder vermeld, elke rivier onderverdeeld in verschillende lijnstukjes. Het respectievelijk stroomop- en stroomafwaartse begin- en eindpunt van elk lijnstukje (stage) heeft een gesimuleerde waarde voor waterhoogte (m). Op basis van deze gegevens kan de vervalhoogte in mTAW berekend worden, met name door het verschil in (gemodelleerde) waterhoogte tussen het dichtstbijzijnde stroomopwaartse (h opwaarts kunstwerk 1) en stroomafwaartse punt (h afwaarts kunstwerk 1) van een geïnventariseerd kunstwerk. ●

het verval of hoogteverschil (∆h) t.h.v. een kunstwerk kan weergegeven worden als: Verval kunstwerk = ∆h kunstwerk = h opwaarts kunstwerk - h afwaarts kunstwerk

●

het cumulatief verval of cumulatief hoogteverschil door alle kunstwerken samen in een rivier kan eenvoudig berekend worden als: ∆h kunstwerken = ∆h kunstwerk 1 + ∆h kunstwerk 2 + ∆h kunstwerk 3 + … + ∆h kunstwerk n

Cumulatief verval veroorzaakt door kunstwerken Het cumulatief vervalpercentage veroorzaakt door kunstwerken kan berekend worden als (Tabel 19): (∆h kunstwerken / ∆h rivier) Behoud van natuurlijk verval van de rivier In functie van een score-beoordeling kan bovenstaande ook geformuleerd worden als hoeveel van het natuurlijk verval van de rivier behouden is gebleven: 1 - (∆h kunstwerken / ∆h rivier)

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 74 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Tabel 19 Berekening van het cumulatief verval (%) door vier stuwen op een rivier zoals geïllustreerd in figuur 19 Hoogte bron of h bron (mTAW)

10,00

Hoogte monding of h monding (mTAW)

0,00

∆h rivier = h bron - h monding (mTAW)

10,00

∆h1

0,5

∆h2

0,5

∆h3

0,5

∆h4

0,5

Δh kunstwerken of (mTAW)

∆h1 + ∆h2 + ∆h3 + ∆h4

2,00

(Δh kunstwerken / Δh rivier)

0,2

1 - (Δh kunstwerken / Δh rivier)

0,8

Het resultaat van de berekeningen (Δh kunstwerken / Δh rivier) en 1 - (Δh kunstwerken / Δh rivier) zijn een maat voor respectievelijk het verstuwd karakter en behoud van natuurlijk verval van de rivier. 6.5.1.3

Cumulatief verval van de geselecteerde rivieren

Op basis van de opmetingsplannen van VMM, en de daarbijhorende attributentabellen met informatie over de gesimuleerde waterhoogte (m) bij een aangenomen basisdebiet, werden er in GIS profielen gegenereerd van de vijf geselecteerde beken (Tabel 20-24).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 75 van 148

Case study 1: Bosbeek Tabel 20 Berekening van het cumulatief verval door kunstwerken in de Bosbeek Hoogte bron of h bron (mTAW)

59,637

Hoogte monding of h monding (mTAW)

24,000

∆h rivier = h bron - h monding (mTAW)

35,637 Kunstwerk

∆h1

1,367

Slagmolen

10004-160

∆h2

0,637

bodemplaat Schans Kasteel

10004-151

∆h3

0,140

bodemplaat Bergeinde

10004-150

∆h4

1,812

Dorpermolen

10004-140

∆h5

0,656

Volmolen

10004-120

∆h6

1,322

Leverenmolen

10004-110

∆h7

0,000

Verdeelwerk Bosbeek-Witbeek

10004-100

∆h8

0,518

Gerbruggenmolen

10004-090

∆h9

0,082

sifon

10004-080

∆h10

0,732

Kleeskesmolen

10004-070

∆h11

0,012

bodemval

10004-060

∆h12

1,018

Neermolen

10004-050

∆h13

0,141

stuw

10004-045

∆h14

1,055

Wurfeldermolen

10004-040

∆h15

1,090

Bosmolen

10004-030

∆h16

1,481

Aldeneikermolen

10004-020

∆h17

3,000

monding met stenen drempels

10004-010

Δh kunstwerken of ∆h1 + ∆h2 + … + ∆h17 (mTAW)

15,06

(Δh kunstwerken / Δh rivier)

0,42

1 - (Δh kunstwerken / Δh rivier)

0,58

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 76 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Case study 2: Herk Tabel 21 Berekening van het cumulatief verval door kunstwerken in de Herk Hoogte bron of h bron (mTAW)

51,589

Hoogte monding of h monding (mTAW)

23,355

∆h rivier = h bron - h monding (mTAW)

28,234 Kunstwerk

∆h1

0,416

Bodemplaat

7152-180

∆h2

0,630

Watermolen

7152-170

∆h3

1,251

Watermolen

7152-160

∆h4

1,723

Watermolen

7152-150

∆h5

1,535

Watermolen

7152-140

∆h6

0,294

Duiker

7152-130

∆h7

1,407

Watermolen

7152-120

∆h8

0,132

Bodemplaat

7152-116

∆h9

0,004

Bodemplaat

7152-114

∆h10

0,003

Bodemplaat

7152-112

∆h11

0,250

Overwelving

7152-110

∆h12

1,085

Watermolen

7152-100

∆h13

0,012

Bodemplaat

7152-095

∆h14

1,325

Watermolen

7152-090

∆h15

0,836

Bodemplaat

7152-080

∆h16

0,243

Bodemplaat

7152-070

∆h17

0,733

Watermolen

7152-060

∆h18

0,988

Watermolen

7152-050

∆h19

1,943

Watermolen

7152-040

∆h20

0,050

Bodemplaat

7152-030

∆h21

0,371

Watermolen

7152-020

Δh kunstwerken of ∆h1 + ∆h2 + ... + ∆h21 (mTAW)

15,23

(Δh kunstwerken / Δh rivier)

0,54

1 - (Δh kunstwerken / Δh rivier)

0,46

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 77 van 148

Case study 3: Laan Tabel 22 Berekening van het cumulatief verval door kunstwerken in de Laan Hoogte bron of h bron (mTAW)

41,632

Hoogte monding of h monding (mTAW)

28,400

∆h rivier = h bron - h monding (mTAW)

13,232

∆h1

0,153

∆h2

0,028

∆h3

1,425

Watermolen van Terlanen

6691-020

∆h4

0,041

Duiker Lanebroek

6691-010

Δh kunstwerken of ∆h1 + ∆h2 + ... + ∆h4 (mTAW)

1,65

(Δh kunstwerken / Δh rivier)

0,12

1 - (Δh kunstwerken / Δh rivier)

0,88

Kunstwerk

Watermolen van Tombeek

6691-040 6691-030

Case study 4: Marke Tabel 23 Berekening van het cumulatief verval door kunstwerken in de Marke Hoogte bron of h bron (mTAW)

37,630

Hoogte monding of h monding (mTAW)

16,758

∆h rivier = h bron - h monding (mTAW)

20,872 Kunstwerk

∆h1

1,777

Watermolen

5952-100

∆h2

3,166

Watermolen

5952-090

∆h3

1,938

Watermolen

5952-080

∆h4

2,017

Watermolen

5952-070

∆h5

2,025

Watermolen

5952-060

∆h6

2,031

Watermolen

5952-050

∆h7

1,241

Watermolen

5952-040

∆h8

0,996

Stuw

5952-030

∆h9

2,624

Watermolen

5952-020

∆h10

1,728

Stuw

5952-010

Δh kunstwerken of ∆h1 + ∆h2 + ... + ∆h10 (mTAW)

19,54

(Δh kunstwerken / Δh rivier)

0,94

1 - (Δh kunstwerken / Δh rivier)

0,06

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 78 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Case study 5: Zuunbeek Tabel 24 Berekening van het cumulatief verval door kunstwerken in de Zuunbeek Hoogte bron of h bron (mTAW)

38,177

Hoogte monding of h monding (mTAW)

18,602

∆h rivier = h bron - h monding (mTAW)

19,575 Kunstwerk

∆h1

Duiker

6554-250

∆h2

0,000

Onnatuurlijke hindernis

6554-240

∆h3

0,300

Onnatuurlijke hindernis

6554-230

∆h4

0,277

Onnatuurlijke hindernis

6554-220

∆h5

0,000

Onnatuurlijke hindernis

6554-210

∆h6

0,100

Duiker

6554-200

∆h7

0,000

Onnatuurlijke hindernis

6554-190

∆h8

0,124

Onnatuurlijke hindernis

6554-180

∆h9

0,157

Onnatuurlijke hindernis

6554-170

∆h10

0,339

Stuw

6554-160

∆h11

0,553

Stuw

6554-150

∆h12

0,680

Stuw

6554-140

∆h13

0,024

Schuif

6554-130

∆h14

0,229

Stuw

6554-120

∆h15

0,319

Stuw

6554-110

∆h16

0,264

Stuw

6554-100

∆h17

0,328

Stuw

6554-90

∆h18

0,011

Schuif

6554-80

∆h19

0,094

Stuw

6554-70

∆h20

0,108

Stuw

6554-60

∆h21

0,118

Overwelving

6554-50

∆h22

0,268

Stuw

6554-40

∆h23

0,009

Overwelving

6554-35

∆h24

0,214

Stuw

6554-30

∆h25

0,143

Sifon

6554-20

∆h26

0,000

Overwelving

6554-10

Δh kunstwerken of ∆h1 + ∆h2 + ... + ∆h26 (mTAW)

4,66

(Δh kunstwerken / Δh rivier)

0,24

1 - (Δh kunstwerken / Δh rivier)

0,76

6.5.1.4

Score ‘cumulatief verval’

Samenvatting van voorbeeldrivieren

resultaten

volgens

verstuwingsmethode

voor

vijf

Bij de scoreberekening ter ondersteuning van EKC-scores kiezen we er voor om de formule 1 (Δh kunstwerken / Δh rivier) te hanteren. De uitkomst van deze formule is een waarde tussen 0 en 1. Een rivier waarbij de uitkomst 1 benadert weerspiegelt een rivier die van bron tot monding nauwelijks verstuwd is door kunstwerken terwijl een bijna volledig verstuwde rivier een score zal hebben die 0 benadert.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 79 van 148

Nadeel van deze berekeningsmethode is dat deze geen informatie geeft over de hoeveelheid habitat die beïnvloed wordt door kunstwerken, m.a.w. hoeveel ‘lengte van de rivier’ onderhevig is aan de opstuwing en dus bijgevolg niet meer vrij afstromend is. Dat de Laan nog een vrij natuurlijke waterloop is met slechts twee watermolens met een aanzienlijk verval (Watermolens van Tombeek en Terlanen) komt tot uiting in de scoreberekening van methode 1. Met een score van 0,88 scoort de Laan zeer goed volgens deze deelmaatlat. Het tegenovergestelde kan gezegd worden van de Marke die met een score van amper 0,06 slecht scoort (Tabel 25, Tabel 26). Dit wordt verklaard door het feit dat de Marke nagenoeg volledig verstuwd is door 10 watermolens en stuwen met een aanzienlijk verval. Tabel 25 Score voor behoud van natuurlijk verval voor vijf geselecteerde rivieren volgens methode 1.

Methode 1

Behoud natuurlijk verval

Bosbeek

Herk

Laan

Marke

Zuunbeek

0,58

0,46

0,88

0,06

0,76

Tabel 26 De score voor behoud van natuurlijk verval kan ingedeeld worden in vijf kwaliteitsklassen/categorieën van slecht tot zeer goed. 0,80 - 1

Zeer goed

0,60 - 0,80

Goed

0,40 – 0,60

Matig

0,20 – 0,40

Ontoereikend

0,00 – 0,20

Slecht

6.5.2 Methode 2: Bepalen van hoeveel lengte van de rivier vrij afstromend is 6.5.2.1

Inleiding

Zoals reeds vermeld worden sterk verstuwde rivieren gekenmerkt door een opeenvolging van lentische of stilstaande en lotische of stromende trajecten van de rivier. Daardoor zijn er in Vlaanderen nog nauwelijks rivierecosystemen die hun vrij afstromend of ‘free-flowing’ karakter hebben kunnen behouden over hun volledige lengte. Trajecten onmiddellijk opwaarts van de stuw hebben hun vrij afstromend karakter verloren en hebben (onder bepaalde omstandigheden) kenmerken van stilstaande systemen. Trajecten opwaarts van het verstuwde deel ondervinden nog weerstand van het opgestuwde water en kunnen bijgevolg ook niet als vrij afstromend worden beschouwd. Stroomafwaarts van kunstwerken bevinden zich meestal nog vrij afstromende of ‘free flowing’ trajecten (Figuur 20).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 80 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Figuur 21 Schematisch longitudinaal profiel van een verstuwde rivier met aanduiding van riviertrajecten waar het afstromend water afgeremd wordt ten gevolge van opstuwende kunstwerken (bv. stuwen, …) en riviertrajecten die nog vrij afstromend zijn.

6.5.2.2

Methodiek voor het kwantificeren en in kaart brengen van vrij afstromende riviertrajecten

Via deze methode willen we kwantificeren hoeveel lengte van de rivier nog een vrij afstromend of free-flowing karakter heeft en hoeveel lengte van de rivier beïnvloed wordt door opstuwing. Benodigde invoerdata en toepasbaarheid: ● ●

Opmetingsplannen van de waterlopen (zie paragraaf 6.4.1). Een inventaris van alle opstuwende constructies met per constructie de vervalhoogte bij normale afvoer (bv. via databank vismigratie, KUBE of opmetingsplannen van de VMM).

Om deze methode te kunnen realiseren zijn een aantal voorbereidende tussenstappen nodig: ●

●

In eerste instantie is het noodzakelijk om de aangeleverde data verder aan te rijken en bruikbaar te maken voor de analyses. Zo bleken er hiaten in de data te zitten bij elk van de geselecteerde rivieren. Elke rivier is een polyline die bestaat uit verschillende afzonderlijke segmenten. Echter, in elk van de datasets ontbraken segmenten, een hiaat vormend in de data. Deze hiaten moeten worden opgevuld met rechtlijnige segmenten die het eindpunt van het voorgaand segment en het beginpunt van het daaropvolgende verbinden. De attributen voor elk van de nieuwe segmenten worden ingevuld aan de hand van de attributen van het voorafgaand en het daaropvolgend segment. Zo wordt één aansluitende polyline voor elk van de rivieren gecreëerd. De lengte van elk segment wordt vervolgens berekend. Op basis van de geüpdatete polyline wordt het lengteprofiel van de betreffende rivier geproduceerd. Hiervoor worden de hoogtewaarden, met name de ‘simus_stag’waarde van elk segment (Y-as), tegenover hun locatie in de lengte van de rivier gezet

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 81 van 148

●

(X-as). De knelpunten worden gelokaliseerd op basis van de vismigratiedatabank (www.vismigratie.be). Hun hoogte wordt voor elk knelpunt individueel berekend door manueel de hoogtewaarde voor het knelpunt te gaan bepalen, en daarvan de hoogtewaarde na het knelpunt van af te trekken. Van de hoogtewaarden net na knelpunten, met name net na stuwen, wordt aangenomen dat ze mogelijks onverstuwd zijn en aldus representatief zijn voor de hoogte van de natuurlijke loop. Deze punten werden daarom gebruikt als input om het natuurlijke verloop te reconstrueren. Dit gebeurde door middel van een cubic spline interpolatie. De reconstructie van de natuurlijke loop wordt gebruikt om de impact van de knelpunten op het verloop te bepalen. De vervalhoogte van het knelpunt wordt opwaarts doorgetrokken tot de hoogte snijdt met de veronderstelde natuurlijke loop. Op deze manier kan bepaald worden over welke afstand de rivier rechtstreeks onderhevig is aan opstuwing door de betreffende kunstwerken. In de lengteprofielen worden deze opgestuwde stukken als rood geplot (i.e. reikwijdte van de stuw), terwijl de vrij afstromende stukken in groen geplot worden. Tenslotte worden de lengtes van alle opgestuwde, rode, stukken gesommeerd en wordt de totale verstuwde lengte bekomen. Wanneer deze waarde wordt afgetrokken van de totale lengte van de rivier krijgen we de totale lengte van de vrij afstromende trajecten. De werkelijk opstuwing is doorgaans niet beperkt tot de rode stukken (Figuur 20). Als we deze rekenmethode enkel beperken tot de gesommeerde rode stukken dan betekent dit een zekere onderschatting van de werkelijke opstuwing. Daarom corrigeren we in deze methode door 10% van de totale verstuwde lengte bij dit totaal op te tellen. De oranjezones worden dus in rekening gebracht door middel van wat we in dit rapport de 10%-correctiefactor noemen (CF).

Bosbeek

Figuur 22 Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Bosbeek bij een aangenomen basisdebiet (groen: vrij afstromend riviertraject, rood: opgestuwd riviertraject).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 82 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Herk

Figuur 23 Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Herk bij een aangenomen basisdebiet (groen: vrij afstromend riviertraject, rood: opgestuwd riviertraject).

Laan

Figuur 24 Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Laan bij een aangenomen basisdebiet (groen: vrij afstromend riviertraject, rood: opgestuwd riviertraject).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 83 van 148

Marke

Figuur 25 Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Marke bij een aangenomen basisdebiet (groen: vrij afstromend riviertraject, rood: opgestuwd riviertraject).

Zuunbeek

Figuur 26 Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Zuunbeek bij een aangenomen basisdebiet (groen: vrij afstromend riviertraject, rood: opgestuwd riviertraject).

Behoud van vrij afstromend of ‘free-flowing’ karakter In functie van een score-beoordeling kan als volgt berekend worden hoeveel rivierhabitat nog vrij afstromend is: Totale lengte van de vrij afstromende trajecten met CF10% (km) / Totale lengte van de rivier (km) Het resultaat van de berekening (Totale lengte van de vrij afstromende trajecten met CF10% (km) / Totale lengte van de rivier (km)) is een maat voor het behoud van het vrij afstromend karakter van de rivier.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 84 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

6.5.2.3

Score ‘percentage vrij afstromend’

Samenvatting van voorbeeldrivieren

resultaten

volgens

verstuwingsmethode

voor

vijf

De KRW definieert de goede ecologische toestand zodanig dat geringe afwijkingen van de biologische kwaliteitscomponenten door antropogene invloeden toelaatbaar zijn. Het begrip 'gering' is daarbij niet exact gedefinieerd. Toepassing van deze definitie op het leefgebied van de potentieel natuurlijke waterflora en -fauna, kan zo worden uitgelegd dat het leefgebied in een water of stroomgebied slechts in geringe mate veranderd mag zijn. De interpretatie van het begrip 'geringe verandering' in de KRW werd in besprekingen met visbiologen voor Nordrhein-Westfalen (NRW), voor Rheinland-Pfalz (MUNLV 2005, LUWG 2008) en Thüringen (TLUG 2009, Anderer et al., 2014) een maximaal toegelaten waarde voor leefgebiedsverandering van 25% afgeleid. Op basis daarvan zou minstens 75% van de lengte van elke zone van een beek of rivier vrij afstromend moeten zijn. Dit 75%-criterium is gebaseerd op de kennis van experts en wordt algemeen geaccepteerd binnen het vakgebied. In Nederland werd dit criterium ook toegepast bij het Geuldal (Anderer et al., 2015). De hoeveelheid leefgebied dat niet beïnvloed is door opstuwing en dus nog een vrij afstromend karakter heeft wordt via methode 2 uitgedrukt in een score tussen 0 en 1. In deze oefening wordt er wat afgeweken van het 75%-criterium zoals in de voorgaande paragraaf werd geschetst en verdelen we de scores in vijf kwaliteitsklassen of categorieën van zeer goed (> 80%), goed (> 60%), matig, ontoereikend tot slecht met als respectievelijke kleurcodes blauw, groen, geel, oranje en rood, dit naar analogie en ter vergelijking met methode 1 (Tabel 27). Tabel 27 De score voor hoeveel lengte van de rivier nog vrij afstromend is kan ingedeeld worden in vijf kwaliteitsklassen/categorieën van slecht tot zeer goed. 0,80 - 1

Zeer goed

0,60 - 0,80

Goed

0,40 – 0,60

Matig

0,20 – 0,40

Ontoereikend

0,00 – 0,20

Slecht

Volgens deze methode (i.e. met CF10%) krijgt de Laan met 0,87 een zeer goede en de Zuunbeek met 0,71 een goede score. De Bosbeek en de Herk scoren matig. De Mark krijgt een slechte score. De Marke heeft amper nog vrij afstromende riviersegmenten en scoort slecht. Wanneer we de correctiefactor van 10% op de Marke toepassen dan resulteert dit een een nulscore wat wil zeggen dat het beschouwde rivierhabitat van de Marke volledig onderhevig is aan de effecten van de verschillende opstuwende kunstwerken (Tabel 28).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 85 van 148

Tabel 28 Weergave in cijfers van de totale lengte per rivier die respectievelijk opgestuwd - inclusief correctiefactor van 10% op de verstuwde lengte (CF10%) - en vrij afstromend is volgens methode 2.

Rivier

Tot. Lengte (km)

Verstuw d

(km)

(%)

Extra verstuwin g met CF10% (km)

Verstuwd met CF10 %

(km)

(%)

Vrij afstromend (km)

Vrij afstromend met CF10%

Vrij afstromend (%)

(km)

Vrij afstromend met CF10% (%)

Bosbeek

13,4

12,5

0,61

0,57

Herk

11,0

9,8

0,48

0,43

Laan

10,5

10,4

0,88

0,87

Mark e

100

0,5

0,0

0,02

0,00

Zuunbeek

12,2

11,7

0,74

0,71

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 86 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

6.5.3 Methode 3: Bepalen van de afwijking tussen de vastgestelde en verwachtte hellingsgraad 6.5.3.1

Inleiding

De sturende kracht achter de riviervormende processen op een bepaald punt is het stroomvermogen. Uit de formule van stroomvermogen, Ω = ρgQS, kan afgeleid worden dat het stroomvermogen bepaald wordt door de hellingsgraad (of slope of verhang), het debiet en de dichtheid van het water. Het stroomvermogen kan daarom zowel toe- als afnemen met de stroomafwaartse richting. Dit veranderend stroomvermogen stuurt de erosie- en sedimentatieprocessen. Om, bijvoorbeeld, zand te kunnen transporteren zal een hoger stroomvermogen nodig zijn dan voor leem en kleideeltjes. Sterke en plotse wijzigingen in het stroomvermogen langsheen het lengteprofiel zijn echter onnatuurlijk en kunnen op het terrein gedetecteerd worden door de uitgesproken aanwezigheid van erosie- en sedimentatieprocessen,bijvoorbeeld, ter hoogte van stuwen. Bij een stuw wordt alle potentiële energie nagenoeg ter plaatse omgezet tot kinetische energie. Er is plaatselijk een zeer hoog stroomvermogen. Stroomop- en afwaarts is het stroomvermogen sterk gereduceerd en valt de transportcapaciteit nagenoeg weg. In het geval van een meanderend traject komt deze energie geleidelijker vrij. Meer stroomafwaarts zal de gemiddelde hellingsgraad geleidelijk afnemen waardoor in eerste instantie ook het stroomvermogen afneemt. Door de aanvulling vanuit zijlopen neemt echter het debiet en daarmee ook de potentiële energie opnieuw toe zodat ook het stroomvermogen telkens stijgt (Stuckens & Van Hoydonck, 2005). Stuwen veroorzaken veranderingen in breedte, diepte, en bodemniveau van de bedding en, als secundair effect, veranderingen in hellingsgraad. Stuwen hebben dus een impact op de hellingsgraad en bijgevolg ook op het stroomvermogen van onze rivieren. Daarom is het belangrijk om te kwantificeren hoe groot de impact is van stuwen op de hellingsgraad. 6.5.3.2

Methodiek voor het berekenen van het verlies aan hellingsgraad

Benodigde invoerdata en toepasbaarheid ●

Waterlopen waarvan de verhanglijn gereconstrueerd kan worden op basis van computermodellering of DHM-metingen (zie paragraaf 6.4.1).

In geval van computermodellering is methode 3 enkel toepasbaar op een deel van de waterlopen. Wanneer van de DHM-methode gebruik gemaakt kan worden is methode 3 in principe toepasbaar op alle waterlopen, al is dit onzeker voor zeer smalle waterlopen of in sterk bebost gebied. Om de veranderingen in hellingsgraad te bepalen moet berekend worden of de hellingsgraad van het gemodelleerde profiel (onder de vorm van lijnstukjes of segmenten) is afgenomen ten opzichte van de verwachte hellingsgraad van de rivier. We willen specifiek de ‘ongunstige afname in hellingsgraad’ beoordelen omdat dit leidt tot een afname in stroomvermogen. Aangezien er geen referentiedata voor hellingsgraad per rivier beschikbaar zijn (zie 6.3.2 Hellingsgraad van individuele beken) bepalen we de referentiewaarde voor hellingsgraad op basis van een geïnterpoleerd lengteprofiel per rivier. Daarbij wordt er vanuit gegaan dat het geïnterpoleerde lengteprofiel, en dus de geïnterpoleerde hoogtes, de natuurlijke hellingsgraad het dichtst benaderen.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 87 van 148

De interpolatie van de profielen is een GIS-oefening en gebeurt op basis van de gemodelleerde waterhoogtemetingen in de rivier net afwaarts van de kunstwerken omdat daar (meestal) het water van de rivier nog onder vrij verval, en dus onder een natuurlijke hellingsgraad, afstroomt zonder de effecten van opstuwing. De fysische habitatcondities (abiotische habitat eigenschappen) stroomafwaarts van stuwen worden gekenmerkt door een grotere diversiteit in stroomsnelheden, breedtes, dieptes, en bodemniveau van de bedding mede ten gevolge van een natuurlijkere hellingsgraad (‘slope’). Dat de fysische kenmerken afwaarts stuwen veel gunstiger zijn voor periphyton, waterplanten, macro-invertebraten en vissen werd aangetoond door Mueller et al. (2011). De geïnterpoleerde lengteprofielen voor de vijf beken worden, samen met de gemodelleerde lengteprofielen, weergegeven in onderstaande figuren 26 t.e.m. 30. Bosbeek

Figuur 27 Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Bosbeek bij een aangenomen basisdebiet (roodgroen profiel) en het geïnterpoleerd profiel van de hellingsgraad (zwart profiel).

Herk

Figuur 28 Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Herk bij een aangenomen basisdebiet (roodgroen profiel) en het geïnterpoleerd profiel (zwart profiel).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 88 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Laan

Figuur 29 Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Laan bij een aangenomen basisdebiet (roodgroen profiel) en het geïnterpoleerd profiel (zwart profiel).

Marke

Figuur 30 Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Marke bij een aangenomen basisdebiet (roodgroen profiel) en het geïnterpoleerd profiel (zwart profiel).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 89 van 148

Zuunbeek

Figuur 31 Gemodelleerd longitudinaal profiel van het wateroppervlak van de Zuunbeek bij een aangenomen basisdebiet (roodgroen profiel) en het geïnterpoleerd profiel (zwart profiel).

In de VMM opmetingsplannen is, zoals eerder vermeld, elke rivier onderverdeeld in verschillende lijnstukjes. Het respectievelijk stroomop- en stroomafwaartse begin- en eindpunt van elk lijnstukje of segment (stage) heeft een gesimuleerde waarde voor waterhoogte (m). Op basis van deze gegevens kan het hoogteverschil per segment of lijnstukje berekend worden als het verschil van de waterpeilhoogte van het stroomopwaartse punt van het segment of lijnstukje met de waterpeilhoogte van het stroomafwaartse punt van het segment of lijnstukje. Op dezelfde manier wordt het hoogteverschil berekend voor het overeenkomstig lijnstukje of segment van het geïnterpoleerde profiel. Om de ‘verminderde hellingsgraad’ van een lijnstukje in een opgestuwd deel van de rivier aan te tonen wordt deze getoetst aan de hellingsgraad van het overeenkomstige lijnstukje van het geïnterpoleerde profiel. Een verminderde hellingsgraad betekent dat er een kleiner verschil in hoogte is tussen begin- en eindpunt van het gemodelleerde lijnstukje ten opzichte van het geïnterpoleerde lijnstukje. Dit kunnen we toetsen aan de hand van onderstaande formule:

Wat hetzelfde is als: (

)

Score = minimum(Δh model / Δh interp, 1) Waarbij ● ●

Δh model = hoogteverschil per segment of lijnstukje van het gemodelleerde profiel, Δh interp = hoogteverschil per segment of lijnstukje van het geïnterpoleerde profiel.

Deze formule voor scoreberekening ‘methode 3’ werd gebruikt in het hoogteverschil R-script (Bijlage 10.4). ///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 90 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Omdat we, in functie van herstel van ecologische afvoerregimes met afdoende stroomvermogen, enkel geïnteresseerd zijn in het scoren van riviertrajecten met een ‘verminderde hellingsgraad’ is de uitkomst van bovenstaande verhouding, een indexwaarde tussen 0 en 1. Hoe dichter de waarde van die verhouding bij 1 ligt hoe meer de gemodelleerde helling overeenkomt met de verwachte of geïnterpoleerde helling. Als de indexwaarde nul is betekent dit dat het gemodelleerde lijnstuk een hellingsgraad gelijk aan nul heeft. Daar waar een lagere helling aangetroffen wordt dan verwacht, kan gesteld worden dat de waterloop zich in een matigere of slechtere toestand bevindt. Deze methode 3 geeft informatie over het verlies van hellingsgraad en bijgevolg over het stroomvermogen van of de mate van energieverdeling over de waterloop. Dergelijke informatie is van belang bij de onderbouwing, planning en uitvoering van beekherstelprojecten. Voor de waterbeheerder is het interessant om te weten welke delen van de rivier (waterlooptrajecten) nog het vermogen hebben om zich (semi-) spontaan te herstellen, langs welke trajecten een oeverzone aangewezen is i.f.v. vrije ontwikkeling van de waterloop en waar het meeste winst kan geboekt worden. 6.5.3.3

Scores per individueel lijnstuk op basis van ‘hoogteverschil als maat voor hellingsgraad’

Overzicht van de verschillende outputs van het ‘hoogteverschil-script’ toegepast op de Bosbeek Onderstaande figuur toont de boxplot van de verhouding van het hoogteverschil per lijnsegment (voor segmenten die geen kunstwerken zijn) van het gemodelleerde profiel en het geïnterpoleerde profiel. De verhouding is nul als het gemodelleerde segment geen hoogteverschil heeft en is 1 als het gemodelleerde hoogteverschil of de gemodelleerde helling gelijk is aan (of groter is dan) het geïnterpoleerde hoogteverschil of de geïnterpolleerde helling.

Figuur 32 Boxplot van de verhouding van het hoogteverschil per lijnsegment van het gemodelleerde profiel en het geïnterpoleerde profiel van de Bosbeek. De verhouding is nul als het

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 91 van 148

gemodelleerde segment geen hoogteverschil heeft en is 1 als het gemodelleerde hoogteverschil of de gemodelleerde helling gelijk is aan (of groter is dan) het geïnterpoleerde hoogteverschil of de geïnterpolleerde helling.

Om te eindigen worden de indexwaarden geplot over de hele range van de rivier (Figuur 3235).. De score toont het resultaat van de verhouding tussen de gemodelleerde en geïnterpoleerde hellingsgraad. Deze verhouding is gelijk aan nul als het gemodelleerde segment geen helling heeft en de hellingsgraad bijgevolg ook nul is (= geen verschil in hoogteligging tussen het stroomopwaarts beginpunt en het stroomafwaarts eindpunt van een lijnstuk) en is 1 als de gemodelleerde helling gelijk is aan (of groter is dan) de geïnterpolleerde helling.

Figuur 33 Longitudinaal profiel van de Bosbeek gedetailleerd ingekleurd volgens een scorebereking die de verhouding van het gemodelleerde en geïnterpoleerde hoogteverschil per lijnsegment weergeeft. De verhouding is nul (rood ingekleurd) als het gemodelleerde lijnsegment geen hoogteverschil heeft en is één (blauw ingekleurd) als het gemodelleerde hoogteverschil of de gemodelleerde helling gelijk is aan (of groter is dan) het geïnterpoleerde hoogteverschil of de geïnterpolleerde helling. Het geïnterpoleerd longitudinaal profiel wordt als groene lijn getoond.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 92 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Figuur 34 Longitudinale profielen per km-segment van de Bosbeek gedetailleerd ingekleurd volgens een scorebereking die de verhouding van het gemodelleerde en geïnterpoleerde hoogterverschil per lijnsegment weergeeft. Het geïnterpoleerd longitudinaal profiel wordt in stippellijn getoond. De verhouding is nul als het gemodelleerde lijnsegment geen hoogteverschil heeft en is 1 als het gemodelleerde hoogteverschil of de gemodelleerde helling gelijk is aan (of groter is dan) het geïnterpoleerde hoogteverschil of de geïnterpolleerde helling.

6.5.3.4

Scores plotten in QGIS

De berekende indexwaarden werden bewaard in een shapefile, zodat deze geplot konden worden in een geografisch informatiesysteem (GIS) (Figuur 34). Hiervoor werd het open source pakket QGIS gebruikt. De technische handleiding voor het plotten van de scores van methode 3 in QGIS wordt gegeven in bijlage 10.4.6.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 93 van 148

Figuur 35 Bovenaanzicht van de Bosbeek, gedetailleerd ingekleurd volgens een scorebereking in verschillende klassen die de verhouding van het gemodelleerde en geïnterpoleerde hoogterverschil per lijnsegment weergeeft (Boven: OpenStreetMap-zicht, Onder: Google Satellite-zicht)

In QGIS kan gemakkelijk ingezoomd worden op een riviertraject naar wens. In onderstaand voorbeeld wordt in detail getoond hoe het met het verlies aan hellingsgraad, en dus stroomvermogen, gesteld is in de Bosbeek net stroomopwaarts van de Bosmolen in het centrum van Maaseik. De meeste lijnstukjes zijn rood, oranje of geel ingekleurd en weerspiegelen dus respectievelijk een slechte, ontoereikende en matige score.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 94 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Figuur 36 Bovenaanzicht van het opgestuwd segment van de Bosbeek stroomopwaarts van de Bosmolen (rechstboven op de kaart/foto waar de rode lijn onderbroken is) in Maaseik en ingekleurd volgens een scorebereking die de verhouding van het gemodelleerde en geïnterpoleerde hoogterverschil per lijnsegment weergeeft (Boven: OpenStreetMap-zicht, Onder: Google Satellite-zicht).

6.5.3.5

Globale score per waterloop op basis van ‘hoogteverschil als maat voor hellingsgraad’

Samenvatting van voorbeeldrivieren

resultaten

volgens

verstuwingsmethode

voor

vijf

Het verlies van hellingsgraad heeft invloed op het leefgebied van de potentieel natuurlijke waterflora en –fauna. Aangezien methode 2 en 3 grotendeels dezelfde antropogene verstoring door verstuwing vastleggen, is het hanteren van de 75 %-regel, zoals gemotiveerd onder methode 2, gerechtvaardigd. Er mag m.a.w. maximaal 25% verlies van hellingsgraad berekend worden om nog als goed beoordeeld te kunnen worden.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 95 van 148

De indexwaarden berekend volgens de formule vermeld onder paragraaf 6.5.3.2. geeft normaliter een waarde tussen 0 en 1 als uitkomst waarbij 1 een natuurlijke toestand vertegenwoordigt (cfr. een rivier die over zijn volledige lengte of in zeer grote mate onder natuurlijk verval stroomt) en 0 een slechte toestand (cfr. een rivier die volledig of grotendeels verstuwd is). Ter hoogte van kunstwerken, meestal een stuw, kan het resultaat van de verhouding groter dan 1 zijn omwille van het grote gemeten onnatuurlijke verval. Er werd gekozen om op basis van het hoogteverschil te werken, maar met de beperking dat alle waarden die een steiler verloop aantonen dan verwacht volgens het interpolatiemodel, de indexwaarde 1 te geven. De indexwaarden worden afgerond tot twee decimalen. Net als bij methode 1 en 2 kunnen we de scores in vijf kwaliteitsklassen of categorieën onderverdelen van zeer goed, goed, matig, ontoereikend tot slecht met als respectievelijke kleurcodes blauw, groen, geel, oranje en rood (Tabel 29). Tabel 29 De score of indexwaarde van het hoogteverschil als maat voor hellingsgraad kan ingedeeld worden in vijf kwaliteitsklassen/categorieën van slecht tot zeer goed. 0,80 - 1

Zeer goed

0,60 - 0,80

Goed

0,40 – 0,60

Matig

0,20 – 0,40

Ontoereikend

0,00 – 0,20

Slecht

Volgens methode 3 scoort geen enkele van de vijf rivieren zeer goed. De Laan krijgt een goede beoordeling wat wil zeggen dat deze rivier nog voor een groot deel onder vrij verval stroomt, en dus onder een verval dat de natuurlijke hellingsgraad voor een groot deel van de rivier evenaart of benadert. Ook de Zuunbeek krijgt nipt een goede beoordeling. De Bosbeek scoort matig en de Herk zit op de grens tussen ontoereikend en matig. De Marke is een rivier die nog nauwelijks trajecten heeft die onder vrij verval stromen en dat vertaalt zich in een slechte score voor deze deelmaatlat. Tabel 30 Gewogen gemiddelde of indexwaarde voor elke rivier op basis van gewogen verhouding tussen gemeten hoogteverschil per lijnstukje en geïnterpolleerde hoogteverschil per lijnstukje.

Methode 3

Gewogen verhouding Hoogte of indexwaarde

Bosbeek

Herk

Laan

Marke

Zuunbeek

0,50

0,40

0,72

0,17

0,64

Een belangrijk voordeel van methode 3 is de mogelijkheid tot visualiseren van trajectscores op kaart. Op die manier kan de waterbeheerder nagaan waar zich nog vrij stromende trajecten bevinden en waar gerichte herstelmaatregelen aangewezen. Door verdere naverwerking van de gegevens kunnen bijkomende analyses gedaan worden. Zo laat deze benadering toe de Huet-zonering voor Vlaanderen, waarin het aandeel stromend habitat waarschijnlijk overschat wordt, te verfijnen. Wanneer via computermodellering aan ieder traject ook gesimuleerde debieten worden gekoppeld, kan voor ieder traject in principe ook het stroomvermogen berekend worden. Zo kan in beeld gebracht worden welke trajecten nog het vermogen hebben om spontaan te (her)meanderen en voor welke trajecten een herstel van het natuurlijke lengteprofiel aangewezen is in functie van ecologisch beekherstel. ///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 96 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

6.5.4 (Methode 4): Score-beoordeling op basis van het berekende stroomvermogen In methode 3 werd voor vijf beken berekend hoeveel de hellingsgraad van het gemodelleerde profiel is afgenomen ten opzichte van de verwachte hellingsgraad van de beken. Als er ook betrouwbare debietsdata beschikbaar zijn dan kan ook de afname in stroomvermogen berekend worden (Ω = ρgQS). Het stroomvermogen kan dan getoetst worden aan de drempelwaarde voor stroomvermogen bepaald voor het initiëren van bepaalde geomorfologische processen (i.e. drempelwaarde voor stroomvermogen waarboven rechtgetrokken rivieren op een spontane natuurlijke manier kunnen herstellen in afwezigheid van onderhoudsmaatregelen) (Brookes, 1987). Brookes stelt dat voor Deense laaglandrivieren (een geografisch zeer gelijkende regio aan Vlaanderen, met hoofdzakelijk laaglandrivieren met gelijkaardig landgebruik, met een stroomvermogen van 35 W/m² of meer) rechtgetrokken rivieren de neiging hebben om op natuurlijke wijze hun oorspronkelijke sinuositeit te herstellen. Brookes haalt diezelfde drempelwaarde van 35 W/m² aan als discriminator tussen stabiele en ontstabiele rivieren in navolging van het rechttrekken van rivieren in Engeland en Wales waarbij met 'stabiliteit' bedoeld wordt dat de rivier 'onvoldoende stroomvermogen' heeft om, bijvoorbeeld, oevers te eroderen. Methode 4 zou dan een potentiële maatlat kunnen zijn waarbij getoetst wordt aan de drempelwaarde van 35 W/m². De betrouwbaarheid van deze maatlat is echter afhankelijk van de kwaliteit en juistheid van de debietsdata. Bij de bespreking van de hydrologische maatlat werd dit echter als pijnpunt aangehaald (paragraaf 5.4) en daarom wordt er in dit rapport nog geen scoremaatlat uitgewerkt en scoreberekening gedaan voor de vijf voorbeeldrivieren.

6.6 VERGELIJKING VAN DE 3 METHODES VOOR BEREKENING VAN DE VERSTUWINGSMAATLAT Vergelijking van de 3 methodes waarmee een score voor verstuwingsgraad werd toegekend, leert dat voor de vijf beschouwde waterlopen de scores onderling niet veel van elkaar afwijken. Enkel voor de Laan is er sprake van een klassesprong in methode 3 t.o.v. methode 1 en 2. De Herk ligt voor methode 3 op de klassegrens tussen ontoereikend en matig (Tabel 31). De resultaten liggen bovendien in lijn met wat verwacht werd op basis van expertkennis. De beoordeling op basis van methode 3 is voor vier van de vijf beschouwde rivieren het strengst/laagst. Tabel 31 Weergave van de scores volgens drie berekeningsmethodes om de impact van opstuwende constructies in beken en rivieren te kwantificeren, ingekleurd in vijf kwaliteitsklassen/categorieën van slecht tot zeer goed (rood: slecht, oranje: ontoereikend, geel: matig, groen: goed, blauw: zeer goed). Verstuwingsmaatlat Methode 1 Deelmaatlat 1 Methode Deelmaatlat 2 Methode 3 Deelmaatlat 3

Bosbeek

Herk

Laan

Marke

Zuunbeek

100-verstuwingsindex

0,58

0,46

0,88

0,06

0,76

Vrij afstromend met CF

0,57

0,43

0,87

0,00

0,71

0,50

0,40

0,72

0,17

0,64

/ Gewogen verhouding Hoogte

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 97 van 148

Er kan gesteld worden dat de drie methodes allen toepasbaar zijn voor het berekenen van een verstuwingsmaatlat. Een belangrijk verschilpunt vormt echter de beschikbaarheid van invoerdata om een score te kunnen berekenen, en dus het aantal waterlopen waarvoor gerapporteerd kan worden (Tabel 32). Tabel 32 Vergelijking van de drie berekeningsmethodes om de impact van opstuwende constructies in beken en rivieren te kwantificeren volgens principe, toepasbaarheid en de belangrijkste voor- en nadelen. Methode 1

Methode 2

Methode 3

Principe

Berekening van de verhouding van het cumulatief stuwverval op het totaal verval van de waterloop.

Inschatting invloed van stuwen op basis van lengteprofiel waterlijn.

Bepaling invloed van stuwen op basis van lengteprofiel waterlijn.

Toepasbaarhei d

Voor alle waterlopen waarvan de opstuwende elementen geïnventariseerd werden.

Voor waterlopen waarvan het lengteprofiel ingemeten is en stuwen geïnventariseerd werden.

Voor waterlopen waarvan het waterpeil ingemeten of gemodelleerd kan worden.

Belangrijkste voordelen

Eenvoudig, vlot toepasbaar

Geeft een inschatting van de beschikbaarheid aan vrij stromend en rheofiel habitat.

Meest geavanceerde methode. Scores per traject kunnen bevattelijk grafisch voorgesteld worden. De methode laat bijkomende analyses toe. Bepaling van de verhanglijn op basis van DHMV is waarschijnlijk voor een groot aantal waterlichamen mogelijk.

Belangrijkste nadelen

Enkel een score, geeft geen beeld van lengte-aandeel waterloop dat beïnvloed wordt en waar verstuwde trajecten zich bevinden.

Het gaat om een inschatting en geen gemeten waarden. Met de momenteel beschikbare data kan niet voor alle waterlopen een score gerapporteerd worden.

Bepaling van de verhanglijn op basis van computermodellering is niet voor alle waterlichamen mogelijk.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 98 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

7 EFLOW-SCORE OP BASIS VAN ‘DEELMAATLAT HYDROLOGIE’ EN ‘DEELMAATLAT VERSTUWING’ Omwille van de geïllustreerde verschillen in toepasbaarheid en de verschillende voor- en nadelen tussen de drie methodes (Tabel 33) is het voor de waterbeheerder in praktijk vermoedelijk noch haalbaar, noch nuttig om verstuwingsscores te berekenen volgens drie of eventueel zelfs vier (cfr. score op basis van stroomvermogen) verschillende methodes. Het lijkt zinvoller om, mede gebaseerd op doelstelling, toepasselijken haalbaarheid te kiezen voor slechts één methode. Methode 3, waarbij de afwijking tussen de vastgestelde en verwachte hellingsgraad wordt bepaald, wordt als meest aangewezen methode beschouwd. De mogelijkheden om deze methode op grote schaal toe te passen, bijvoorbeeld door gebruik te maken van LIDAR gegevens, dienen verder onderzocht te worden. Voor wat de hydrologische maatlat betreft met toepassing van het ‘one out, all out’ principe scoort de Bosbeek goed, de Herk, Laan en Zuunbeek matig en de Marke ontoereikend. In dit rapport werd ook een scoreberekening voor de vijf voorbeeldrivieren op basis van het gemiddelde van de geschiktsheidsindices gegeven. De scoreberekeningen volgens de twee methodes resulteren in dezelfde eindbeoordelingen. Enkel bij de berekening van de maatlat volgens de gemiddelde scoreberekening en met de toegepaste kwaliteitsklassen/categorieën kunnen er ook rivieren als slecht beoordeeld worden. Indien het wenselijk is om een onderscheid te maken tussen de kwaliteitsklassen ontoereikend en slecht kan er voor geopteerd worden om de gemiddelde scoreberekening te hanteren. Door de scores van (bij voorkeur) deelmaatlat 3 en de hydrologische maatlat te combineren en het ‘one out, all out’ principe toe te passen kunnen we een globale Eflow score per waterlichaam genereren. Volgens deze gecombineerde beoordeling hebben de Bosbeek, de Herk, de Laan en de Zuunbeek een matig en de Marke een slecht Eflow regime. Om de betrouwbaarheid van de hydrologische beoordelingsmethode en bij uitbreiding de globale Eflow score te verhogen, zijn echter bijkomende inspanningen en investeringen nodig, met name o.a. op het vlak van verzamelen van betrouwbare debietsdata en het modelleren van referentie-afvoeren.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 99 van 148

Tabel

Globale Eflow score volgens de gecombineerde hydrologische maatlat en verstuwingsdeelmaatlat 3 en gebaseerd op het ‘one out, all out’ principe. Ter vergelijking worden ook de scores voor de deelmaatlatten 1 en 2 getoond.

Verstuwingsmaatlat Methode 1 Deelmaatlat 1

Bosbeek

Herk

Laan

Marke

Zuunbeek

100-verstuwingsindex (%)

0,58

0,46

0,88

0,06

0,76

Vrij afstromend met CF (%)

0,57

0,43

0,87

0,00

0,71

Gewogen verhouding Hoogte

0,50

0,40

0,72

0,17

0,64

Hydrologische score

one out, all out

0,75

0,50

0,25

0,50

Totaalscore maatlatten

Eflow - one out, all out

Matig

Slecht

Matig

Methode Deelmaatlat 2

Methode 3 Deelmaatlat 3

Hydrologische maatlat

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 100 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

8 BESLUIT In deze studie werden voor sterk veranderde en natuurlijke oppervlaktewaterlichamen behorend tot de categorie ‘rivier’ en van het type Grote beek (Bg) en Grote beek Kempen (BgK) maatlatten ontwikkeld in functie van een beoordeling van ecologische afvoerregimes. Daarbij werd gebruik gemaakt van de koppeling van talrijke databanken met de op dat moment best beschikbare data. De Eflow beoordeling werd gebaseerd op een hydrologische- en een verstuwingsmaatlat. Voor de verstuwingsmaatlat werden drie mogelijke methodes voor scoreberekening onderzocht. Methode 3, waarbij de afwijking tussen de vastgestelde en verwachte hellingsgraad wordt bepaald, wordt als meest aangewezen methode beschouwd. De mogelijkheden om deze methode op grote schaal toe te passen, bijvoorbeeld door gebruik te maken van LIDAR gegevens, dienen verder onderzocht te worden. Bij gebrek aan invoergegevens op bepaalde waterlopen om methode 3 toe te passen, kunnen methodes 2 en 1 als alternatieve methodes gezien worden om toch een score te berekenen. De voorgestelde hydrologische methode kan in de toekomst betrouwbaarder toegepast worden als ook de kwaliteit van de debietsdata verbeterd wordt en als er betrouwbare natuurlijke afvoerregimes kunnen bepaald of gemodelleerd worden waaraan getoest kan worden. Als aan deze voorwaarden wordt voldaan dan kunnen de voorgestelde beoordelingsmethodieken in principe ook toegepast worden op andere types stromende waterlichamen.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 101 van 148

9 REFERENTIES Almeida, E.F., Oliveira, R.B., Mungai, R., Nessimian, J.L. & Baptista, D.F. (2009) Effects of small dams on the benthic community of streams in an Atlantic forest area of Southeastern Brazil. International Review of Hydrobiology, 2: 179–193. Anderer, P., Baurerfeind, C.H.R. &. Görlach, J. (2014): Durchgängigkeitskonzept Unstrut, in WasserWirtschaft 7/8, 2014. Anderer, P., Dumont, U. & Massmann, E. (2015). Gebruik van watermolens in relatie tot de aquatische ecologie. Toetsingskader voor het stroomgebied van de Geul. In opdracht van: Provincie Limburg en Waterschap Roer en Overmaas. Door: Ingenieurbüro Floecksmühle GmbH 3, December 2015. In samenwerking met: Büro für Landschaftsplanung, Reitz, A. & Lenz, S. Archfield, S.A., Kennen, J.G., Carlisle, D.M. & Wolock, D.M. (2013). An Objective and Parsimonious Approach for Classifying Natural Flow Regimes at a Continental Scale. River Res. Applic. doi: 10.1002/rra.2710 http:// onlinelibrary.wiley.com/doi/10.1002/rra.2710/abstract. Bagnold, R.A. (1960). Sediment discharge and stream power. A preliminary announcement: US Geological Survey, Circular 421. Barton, B.A., Morgan, J.D. & Vijayan, M.M. (2002). Physiological condition-related indicators of environmental stress in fish. In: Adams SM (ed) Biological indicators of aquatic ecosystem stress. American Fisheries Society, Bethesda, 656 pp. Beers, M.C. (2005). Kennisdocument riviergrondel, Gobio gobio (Linnaeus, 1758). Kennisdocument 10. OVB / Sportvisserij Nederland, Bilthoven. Belpaire, C., Smolders, R., Vanden Auweele, I ., Ercken, D., Breine, J., Van Thuyne, G. & Ollevier, F. (2000). An Index of Biotic Integrity characterizing fish populations and the ecological quality of Flandrian water bodies. Hydrobiologia, 434: 17-33. Benejam, L., Ordeix, M., Casals, F., Caiola, N., de Sostoa, A., Solà, C. & Munné, A. (2015). Fish as Ecological Indicators in Mediterranean Streams: The Catalan Experience. In: Munné et al. (eds.), Experiences from Surface Water Quality Monitoring: The EU Water Framework Directive Implementation in the Catalan River Basin District (Part I), Hdb Env Chem, DOI 10.1007/698_2015_345. Brandt, S.A. (2000). Classification of Geomorphological Effects Downstream of Dams. Catena, 40: 375-401. Breine, J., Goethals, P.L.M., Simoens, I., Ercken, D., Van Liefferinge, C., Verhaegen, G., Belpaire, C., De Pauw, N., Meire, P. & Ollevier, F. (2001). De visindex als instrument voor het meten van de biotische integriteit van de vlaamse binnenwateren : eindverslag: 09.1999 - 08.2001. Rapporten van het instituut voor bosbouw en wildbeheer - sectie visserij, 2003(96). Instituut voor Bosbouw en Wildbeheer, Groenendaal, Belgium, 173 pp. Breine, J., Simoens, I., Goethals, P., Quataert, P., Ercken, D., Van Liefferinghe, C. & Belpaire, C. (2004). A fish-based index of biotic integrity for upstream brooks in Flanders (Belgium). Hydrobiologia, 522: 133-148. ///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 102 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Brisbane Declaration (2007). The Brisbane Declaration. Environmental Flows are Essential for Freshwater Ecosystem Health and Human Well-Being. Declaration of the 10th International Riversymposium and International Environmental Flows Conference, Brisbane, Australia, 3–6 September 2007. Brookes, A. (1987). The distribution and management of channelized streams in Denmark. Regulated Rivers: Research & Management, 1: 3 – 16. Brookes, A. (1988). Channelized Rivers: Perspectives for Environmental Management, 326 pp. Brookes, A. & Shields, F.D. (1996). River channel restoration: guiding principles for sustainable projects, 433 pp. Brunke, M., Hoffman, A. & Pusch, M. (2001). Use of mesohabitat-specific relationsships between flow velocity and river discharge to assess invertebrate minimum flow requirements. Regulated Rivers: Research & Management, 17: 667–676. Bull, W.B. (1979). Threshold of Critical Power in Streams: Geological Society of America Bulletin, 90: 453-464. Bunn, S.E. & Arthington, A.H. (2002). Basic principles and ecological consequences of altered flow regimes for aquatic biodiversity. Environmental Management, 30: 492–507. Chang, H.H. (1979). Minimum stream power and river channel patterns: Journal of Hydrology, 41: 303-327. Europees Parlement (2000). Kaderrichtlijn Water. Richtlijn 2000/60/EG van het Europese Parlement en de Raad tot vaststelling van een kader voor communautaire maatregelen betreffende het waterbeleid. Brussel. Gartner, J. (2016). Stream Power: Origins, Geomorphic Applications, and GIS Procedures. Water Publications. 1. http://scholarworks.umass.edu/water_publications/1. Goethals, P.L.M., Breine, J., Simoens, I. & Belpaire, C. (2006). Ontwikkelen van een index voor het biologisch kwaliteitselement vis voor de kaderrichtlijn water - uittesten van de europese ontwerphandleiding 'refcond' voor het kwaliteitselement vis in vlaanderen : eindverslag. Rapporten van het instituut voor bosbouw en wildbeheer - sectie visserij, 2006(150). Instituut voor Bosbouw en Wildbeheer, Groenendaal, Belgium. 79 pp. Hart, D.D. & Finelli, C.M. (1999). Physical-Biological Coupling in Streams: The Pervasive Effects of Flow on Benthic Organisms. Annual Review of Ecology and Systematics, 30: 363-395. Henriksen, J.A., Heasley, J., Kennen, J.G., & Nieswand, S. (2006). Users’ manual for the Hydroecological Integrity Assessment Process software (including the New Jersey Assessment Tools): U.S. Geological Survey Open-File Report 2006-1093. 72 p. http://www.fort.usgs.gov/products/ publications/21598/21598.pdf. Hermans, W.F. (1960). Erosie. Uitgeverij Heijnis, Zaandijk 1960. Jochems, H., Schneiders, A., Denys, L. & Van den Bergh, E. (2002). Typologie van de oppervlaktewateren in Vlaanderen. Eindverslag van het project VMM. KRLW-typologie. Keller, E.A. & Brookes, A. (1984). Consideration of meandering in channelization projects: selected observations and judgements. In Elliott, C., editor, River meandering, Proceedings of Conference Rivers '83, American Society of Civil Engineers, 384-98. ///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 103 van 148

King, J.M., Tharme, R.E., de Villiers, M.S. (eds). (2000). Environmental flow assessments for rivers: manual for the Building Block Methodology. Water Research Commission Technology Transfer Report No. TT131/00. Pretoria, South Africa. Kondolf, G.M., Montgomery, D.R., Piegay, H. & Schmitt, L. (2003). Geomorphic classification of rivers and streams. In Kondolf, G. M. & Piegay, H. eds., Tools in fluvial geomorphology: United Kingdom, John Wiley & Sons. Lasne, E., Bergerot, B., Lek, S. & Laffaille, P. (2007). Fish zonation and indicator species for the evaluation of the ecological status of rivers: Example of the Loire Basin (France). River Research and Applications. 23. 877 - 890. 10.1002/rra.1030. Libbrecht, M. & Pieters Y. (2009). Experimenteel onderzoek naar oever- en bodemerosie in een hermeanderende rivier. Masterproef ingediend tot het behalen van de academische graad van Master in de ingenieurswetenschappen: bouwkunde. Faculteit Ingenieurswetenschappen, Vakgroep Civiele Techniek, Universiteit Gent. 213 pp. Linnansaari, T., Monk, W.A., Baird, D.J. & Curry, R.A. (2013). Review of approaches and methods to assess Environmental Flows across Canada and internationally. DFO Can. Sci. Advis. Sec. Res. Doc. 2012/039. viii + 74 p. LNV (2007). De leefgebiedenbenadering. Een nieuwe beleidsstrategie voor soorten. Rapport. Ministerie van Landbouw, Natuur en Voedselkwaliteit. LUWG (2008). Durchgängigkeit und Wasserkraftnutzung in Rheinland-Pfalz, Bewertung der rheinland-pfälzischen Wanderfischgewässer hinsichtlich Durchgängigkeit und Eignung zur Wasserkraftnutzung - Phase 2, LUWG-rapport 2/2008; uitgever Landesamt für Umwelt, Wasserwirtschaft und Gewerbeaufsicht (LUWG), Mainz Mathews, R. & Richter, B. (2007). Application of the Indicators of Hydrologic Alteration software in environmental flow-setting. Journal of the American Water Resources Association, 43: 1–14. Mcewen, L. J. (1994). Channel Planform Adjustment and Stream Power Variations on the Middle River Coe, Western Grampian Highlands, Scotland: Catena, 21: 357-374. Milieurapport Vlaanderen (MIRA) http://www.milieurapport.be/nl/feitencijfers/milieuthemas/kwaliteitoppervlaktewater/ecologische-kwaliteit-van-oppervlaktewater/ecologische-toestand/.

2014.

Mueller, M., Pander, J. & Geist, J. (2011). The effects of weirs on structural stream habitat and biological communities. Journal of Applied Ecology: 48: 1450–1461. MUNLV (2005). „Handbuch Querbauwerke’, uitgever Ministerium für Umwelt und Naturschutz, Landwirtschaft und Verbraucherschutz des Landes Nordrhein-Westfalen, Düsseldorf, bewerking Ingenieurbüro Floecksmühle en Institut für angewandte Ökologie, 213 pagina's. Nanson, G.C. & Croke, J.C. (1992). A GENETIC CLASSIFICATION OF FLOODPLAINS: Geomorphology, 4: 459-486. Nanson, G.C. & Hickin, E.J. (1986). A Statistical-Analysis of Bank Erosion and Channel Migration in Western Canada: Geological Society of America Bulletin, 97: 497-504.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 104 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Noble, R. & Cowx, I. (2002). Development, Evaluation and Implementation of a Standardised Fish-based Assessment Method for the Ecological Status of European Rivers – a contribution to the Water Framework Directive (FAME): Development of a river-type classification system (D1) and Compilation and harmonisation of fish species classification (D2). Final Report. A project under the 5th Framework Programma Energy, Environment and Sustainable Management. Key Action 1: Sustainable management and Quality of Water. EVK1-CT-2001-OOO94. University of Hull. UK. http://fame.boku.ac.at/downloads/D1_2_typology_and%20species_classification.pdf Petermans, T. & Van Camp, N. (2019). Hydromorf - Oeverbreedtes en profielen Vlaanderen. Informatie Vlaanderen, Eindrapport, Versie 1.1. Petts, G.E. (1984). Impounded rivers: Perspectives for ecological management. John Wiley, Chichester, 326 pp. Petts, G.E. (1987). Time-scales for ecological change in regulated rivers. In: Craig J.F., Kemper J.B. (eds) Regulated streams. Springer, Boston, MA. Poff, N.L., Allan, J.D., Bain, M.B., Karr, J.R., Prestegaard, K.L., Richter, B.D., Sparks, R.E. & Stromberg, J.C. (1997). The natural flow regime: a paradigm for river conservation and restoration. BioScience, 47: 769–784. Poff, N.L. & Zimmerman, J.K.H. (2010). Ecological responses to altered flow regimes: a literature review to inform the science and management of environmental flows. Freshwater Biology, 55: 194–205. Poff, N.L., Richter, B.D., Arthington, A.H., Bunn, S.E., Naiman, R.J., Kendy, E., Acreman, M., Apse, C., Bledsoe, B.P., Freeman, M.C., Henriksen, J., Jacobson, R.B., Kennen, J.G., Merritt, D.M., O'Keeffe, J.H., Olden, J.D., Rogers, K., Tharme, R.E. & Warner, A. (2010). ‘The ecological limits of hydrologic alteration (ELOHA): a new framework for developing regional environmental flow standards.’ Freshwater Biology, 55: 147-170. Postel, S. & Richter B.D. (2003). Rivers for life: managing water for people and nature. Island Press, Washington, D.C., USA. Resh, V.H., Brown, A.V., Covich, A., Gurtz, M., Li, H., Minshall, W.G., Reice, R.S., Sheldon, A.L., Wallace, J.B. & Wissmar, R.C. (1988). The Role of Disturbance in Stream Ecology. Journal of the North American Benthological Society. 7. 433. 10.2307/1467300. Rice, C.D. (2001). Fish immunotoxicology. In: Schlenk D, BensonW(eds) Target organ toxicity in marine and freshwater teleosts. CRC, Oxford, UK, 382 pp. Richter, B. & Thomas, G.A. (2008). Dam good operations, 60: 14-17. Schneiders, A., Van Daele, T. & Wils, C. (2009). Huetzonering van het rivierennetwerk in Vlaanderen. Rapporten van het Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek 2009 (24). Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek, Brussel. Schneiders, A., Spanhove, T., Breine, J., Zomlot, Z., Verbeiren, B., Batelaan, O., Decleyre, D. (2014). Hoofdstuk 22 Ecosysteemdienst regulering overstromingsrisico. (INBO.R.2014.2001135). In Stevens, M. et al. (eds.), Natuurrapport - Toestand en trend van ecosystemen en ecosysteemdiensten in Vlaanderen. Technisch rapport. Mededelingen van het Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek, INBO.M.2014.1988582, Brussel.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 105 van 148

Snyder, N. P., Nesheim, A. O., Wilkins, B. C. & Edmonds, D. A. (2013). Predicting grain size in gravelbedded rivers using digital elevation models: Application to three Maine watersheds: Geological Society of America Bulletin, 125: 148-163. Silvestri, C. , Lopez y Royo, C. & Casazza G. (2004). The Use of Benthic Elements in the European Water Framework Directive for Coastal Waters. IOC Workshop Report No. 195, pp 40-43. In: Magni, P., J. Hyland, G. Manzella, H. Rumohr, P. Viaroli, A. Zenetos (Eds.). Proceedings of the Workshop ‘Indicators of Stress in the Marine Benthos’, TorregrandeOristano (Italy), 8–9 October 2004. Paris, UNESCO/IOC, IMC, 2005. iv + 46 pp. (IOC Workshop Reports, 195) (IMC Special Publication ISBN 88-85983-01-4). Simon, T.P. (1999). Assessing the sustainability and biological integrity of water resources using fish communities. CRC, Boca Raton, 672 pp. Simons, F., Goethals, P.L.M., Breine, J., Simoens, I. & Belpaire, C. (2004). Ontwikkelen van een index voor het biologisch kwaliteitselement vis voor de kaderrichtlijn water - uittesten van de Europese ontwerphandleiding 'refcond' voor het kwaliteitselement vis in vlaanderen : deel 2 : overgangswateren. Rapporten van het instituut voor bosbouw en wildbeheer - sectie visserij, 2004(110). Instituut voor Bosbouw en Wildbeheer, Groenendaal, Belgium. 46 pp. Stahlberg, S. & Peckmann, P. (1987) The critical swimming speed of small Teleost fish species in a flume. Arch. Hydrobiology, 110: 179-193. STOWA (2007). Referenties en maatlatten voor natuurlijke watertypen voor de kaderrichtlijn Water. Rapport 32. http://www.kaderrichtlijnwater.nl/publicaties/item_5780/?ActItmIdt=18574 Stuckens, J. & Van Hoydonck, G. (2005). Uitwerken van een monitoringstrategie en ontwikkelen van een index voor stromende wateren voor het kwaliteitselement hydromorfologie in uitvoering van de Kaderrichtlijn Water WAT/L/2003 S 0019 X. AMINAL afdeling Water, Eindrapport, Referentie 7404721/R/JS/Mech. Tharme, R.E. & King, J.M. (1998). Development of the Building Block Methodology for instream flow assessments and supporting research on the effects of different magnitude flows on riverine ecosystems. Water Research Commission Report No 576/1/98. Pretoria, South Africa. Tharme, R.E. (2003). A global perspective on environmental flow assessment: emerging trends in the development and application of environmental flow methodologies for rivers. River Research and Applications, 19: 397–442. Thoms, M.C. & Walker, K.F. (1993). Channel changes associated with two adjacent weirs on a regulated lowland alluvial river. Regulated Rivers: Research and Management, 8: 271–284. TLUG (2009). (Thüringer Landesanstalt für Umwelt und Geologie, uitgever): „Fachliche Anforderungen zur Herstellung der Durchgängigkeit in Thüringer Fließgewässern’ Toft, G., Baatrup, E. & Guillette, L.J. (2004). Altered social behavior and sexual characteristics in mosquito fish (Gambusia holbrooki) living downstream of a paper mill. Aquat Toxicol, 70: 213– 222. UKTAG (2013) - UK Technical Advisory Group on the Water Framework Directive - River flow for good ecological potential. Final recommendations. Version 1.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 106 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Van Wichelen, J., Vandamme, L., Pauwels, I., Auwerx, J., Buysse, D., Baeyens, R., De Maerteleire, N., Gelaude, E., Pieters, S., Robberechts, K. & Coeck, J. (2018). Wetenschappelijke onderbouwing en ondersteuning van het visserijbeleid en het visstandbeheer. Onderzoeksprogramma visserij 2017 - eindverslag. Rapporten van het Instituut voor Natuuren Bosonderzoek 2018 (76). Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek, Brussel. VMM (2014a), Onderbouwing van het Overstromingsrisicobeheerplan van de onbevaarbare waterlopen. ORBP-analyse Antwerpen. VMM (2014b), Onderbouwing van het Overstromingsrisicobeheerplan van de onbevaarbare waterlopen. ORBP-analyse Vlaams-Brabant. Vrebos, D., Staes, J., Jacobs, S., Van Looy, K. & Meire, P. (2014). Hoofdstuk 25 – Ecosysteemdienst regulatie van waterkwaliteit. (INBO.R. 2014.2001010). In Stevens, M. et al. (eds.), Natuurrapport - Toestand en trend van ecosystemen en ecosysteemdiensten in Vlaanderen. Technisch rapport. Mededelingen van het Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek, INBO.M. 2014.1988582, Brussel. Ward, V.J. & Stanford, J. (1983). The Serial Discontinuity Concept Of Lotic Ecosystems. Dynamics of Lotic Ecosystems. 10. WFD CIS. (2015). Guidance document No 31. Ecological flows in the implementation of the Water Framework Directive. Technical Report - 2015 – 086, 108 pp. Williams, G.P. & Wolman, M.G. (1984). Downstream effects of dams on alluvial rivers. United States geological survey professional paper 1286, pp: 83. Wils, C., Verheyen, R. & Meire, P. (2002). Systematiek van natuurtypen voor Vlaanderen: 2. Waterlopen. Studie in opdracht van het Ministerie van de Vlaamse Gemeenschap Administratie Milieu-, Natuur-, Land- en Waterbeheer Afdeling Natuur. Onderzoeksopdracht MINA/102/98/02. Universiteit Antwerpen Departement Biologie, 49p. Wohl, E.E., Vincent, K.R. & Merritts, D.J. (1993). Pool and Riffle Characteristics in Relation to Channel Gradient: Geomorphology, 6: 99-110. Wohl, E. (2004). Limits of downstream hydraulic geometry: Geology, 32: 897-900. WUP (2016). Wateruitvoeringsprogramma 2016. Beheerplannen Vlaamse delen. Coördinatiecommissie Integraal Waterbeleid. http://www.integraalwaterbeleid.be/nl/stroomgebiedbeheerplannen/wateruitvoeringsprogra mma-wup/wateruitvoeringsprogramma-wup Zinke, P. (2013). Application of the Building Block Methodology to the Dalälven Project. Report of the workshop held in Uppsala, Sweden, June 2013.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 107 van 148

10 BIJLAGEN 10.1 INTERNATIONALE TOEPASSINGEN VAN DE BUILDING BLOCK METHODOLOGY Schotland & Noord-Ierland Een afvoerregime voor intandhouding van een rivierecosysteem kan volgens Acreman (2007) gemaakt worden door een combinatie van afvoerbouwstenen toe te passen. De bouwstenen die werden onderscheiden worden opgesomd in Tabel 36 en voorgesteld in Figuur 34. Voornaamste ecologisch relevante afvoerregime-elementen voor rivieren in het VK worden opgesomd in tabel 8 en 9.

Figuur 37 Building Block Methodology – conceptuele aanpak (Acreman, 2007).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 108 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Tabel 34 Voorbeelden van informatie over zalmachtigen en hun afvoervereisten (Acreman 2007).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 109 van 148

Tabel 35 Voorbeelden van informatie over zoetwatervissen, macrofyten en invertebraten en hun afvoervereisten (Acreman 2007).

Verenigd Koninkrijk In het Verenigd Koninkrijk (VK) werd het rapport ‘River flow for good ecological potential’ gepubliceerd (Water Framework Directive UK TAG, 2013). De aanbevelingen die gedaan worden voor het bekomen of in stand houden van een goed ecologisch potentieel zijn gebaseerd op verschillende bouwstenen. Er werden in hoofdzaak vijf belangrijke bouwstenen onderscheiden (Figuur 38): ● ● ● ● ●

Jaarlijkse minimum afvoer (‘annual minimum flow’) Afvoer met overstroming tot gevolg (‘flood flow’) Verhoogde afvoeren in de late zomer (‘late summer flow elevations’) Verhoogde afvoeren in de herfst en de winter (‘autumn and winter elevations’) Verhoogde afvoeren in de lente (‘spring flow elevations’)

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 110 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Figuur 38 Schematische voorstelling van een gemitigeerd afvoerregime gebaseerd op vijf aanbevolen bouwstenen of ‘building blocks’ (UK TAG, 2013).

Aanbevelingen voor elke bouwsteen In het dit rapport wordt in tabellen elke afvoer-bouwsteen afzonderlijk beschreven. Al deze bouwstenen samen geven de aanbevelingen weer om te komen tot een afvoerregime voor een goed ecologisch potentieel in rivieren die onderhevig zijn aan waterafleiding, wateropslag en waterafname. Een voorbeeld van zo een bouwsteen die in tabelvorm wordt beschreven wordt gegeven in onderstaande tabel 36.

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 111 van 148

Tabel 36 Voorbeeld: beschrijving van de ‘flood flow’-bouwsteen volgens Water Framework Directive UK TAG (2013).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 112 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Onderstaande tabel geeft de belangrijkste ecologisch relevante afvoerregime-elementen weer voor meer algemene zoetwatervissen en voor ecologisch interessante (beschermde) soorten in rivieren van het VK. Tabel 37 Ecologisch relevante afvoerregime-elementen voor enkele zoetwatervissoorten en enkele ecologisch interessante (beschermde) soorten (UK TAG 20013).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 113 van 148

Noorwegen De BBM aanpak werd succesvol toegepast voor ‘minimum flow releases’ in Noorse rivieren die gereguleerd worden door waterkrachtcentrales en waar de bouwstenen hoofdzakelijk gerelateerd werden aan de typische levensstadia van zalmachtige vissen (Alfredsen et al. 2012, Forseth et al. 2012) zoals geïllustreerd wordt in Figuur 39.

Figuur 39 Bouwstenen of ‘building blocks’ voor ‘minimum flow releases’ in Noorse zalmrivieren (Bakken et al., 2012).

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 114 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

10.2 DEFINITIES VOOR DE 171 HYDROLOGISCHE INDICES UIT EFLOWSTATS (HENRIKSEN ET AL., 2006; ARCHFIELD ET AL., 2013; USGS) Tabel 38 EflowStats - ‘Omvang’ functies

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 115 van 148

Tabel 39 EflowStats - ‘Omvang’ functies (vervolg)

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 116 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Tabel 40 EflowStats - ‘Omvang’ functies (vervolg)

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 117 van 148

Tabel 41 EflowStats - ‘Frequentie’ functies

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 118 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Tabel 42 EflowStats - ‘Duur’ functies

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 119 van 148

Tabel 43 EflowStats - ‘Duur’ functies (vervolg)

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 120 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Tabel 44 EflowStats - ‘Duur’ functies (vervolg)

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 121 van 148

Tabel 45 EflowStats - ‘Timing’ functies

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// Pagina 122 van 148

doi.org/10.21436/inbor.19208751

www.vlaanderen.be/inbo

Tabel 46 EflowStats - ‘Rate of change’ functies

Tabel 47 EflowStats - ‘Andere statistische’ functies

Tabel 48 EflowStats - ‘Magnificent 7’ functies

///////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////////// www.vlaanderen.be/inbo

doi.org/10.21436/inbor.19208751

Pagina 123 van 148

Tabel 49 Resultaten EflowStats - Vergelijkingsfuncties

10.3 EFLOWSTATS CONCEPTVOORBEELD 10.3.1 Inleiding Instellen R Deze bijlage bevat een voorbeeld hoe de EflowStats berekend kunnen worden via R en hoe de data eruit moet zien om deze routine te kunnen laten werken. Gebruik naast een recente R versie, Rstudio als editor. Beide zijn gratis software. Daarnaast zijn tal van ‘libraries’ nodig in R die eerst eenmalig geïnstalleeerd moeten worden. Het eenvoudigste is direct de hele tidyverse suite te installeren, deze bevat al heel wat van onderstaande libraries. Als je het aantal libraries wil beperken kan je onderstaande code gebruiken. Soms gebeurt het dat je enkel warnings zal krijgen ‘cannot remove prior installation of package xxx’. In dat geval moet je naar de folder gaan van bibliotheken (via de code: .libPaths() kan je die vinden) en de respectievelijke mappen verwijderen. Vervolgens kan je voor die pakketten de installatie herhalen. De EflowStats library zelf kan je niet op dezelfde manier installeren als de andere libraries omdat deze niet in het CRAN repository staat. Deze moet je rechtstreeks van github installeren (maar ook hier heeft R een commando voor, zie onderstaande code) #Toon .libPaths()