Jaarrapport 2011 PMR monitoring Natuurcompensatie Voordelta (deel B)

(1)

Jaarrapport 2011 PMR monitoring

Natuurcompensatie Voordelta

Deel B

1200672-000

(2)

(3)

(4)

(5)

1200672-000-ZKS-0034, 25 juni 2012, definitief

Inhoud

1 Perceel Benthos 1

1.1 INLEIDING 1

1.2 METHODEN 2

1.2.1 Opzet van het onderzoek 2

1.2.2 Meetmethoden 2 1.2.3 Bemonsteringsplan 9 1.2.4 Veldverslagen 13 1.2.5 Analyses 19 1.3 RESULTATEN 27 1.3.1 Survey 2010 27 1.3.2 Trendanalyse bodemdieren 54 1.4 DISCUSSIE 67

1.4.1 Eén bodemdiergemeenschap, twee datasets. 67

1.4.2 Bodemdiergemeenschappen 68

1.4.3 Voedsel voor vogels 69

1.4.4 Analysemethodiek effect instelling bodembeschermingsgebied 70

1.5 REFERENTIES 74 2 Perceel Vis 77 2.1 INLEIDING 77 2.2 METHODEN 78 2.2.1 Visbemonstering 78 2.2.2 Maagbemonstering 80 2.2.3 Biologische data 80 2.2.4 Conditie 81 2.2.5 Bemonsteringsgebied 81 2.3 TOEKOMSTIGE ANALYSES 83 2.4 SURVEYS 2011 87 2.5 RESULTATEN 88 2.5.1 Abiotische gegevens 88 2.5.2 Verspreiding 89 2.5.3 Lengte-frequentieverdelingen 107 2.5.4 Conditie 127 2.5.5 Dieet 129 2.6 FOTO-ANALYSE EPIBENTHOS 133 2.6.1 Introductie 133 2.6.2 Methode 133 2.6.3 Resultaten 135 2.6.4 Conclusies 139 2.6.5 Vervolgstappen 139

2.7 RELATIE VISDICHTHEDEN EN OMGEVINGSVARIABELEN 140

2.8 RELATIE VISDICHTHEDEN MET VISSERIJ-INSPANNING 148

2.9 REFERENTIES 154

3 Perceel Vogels 155

3.1 INLEIDING 155

(6)

3.2.1 Zee-eenden: vliegtuigtellingen Voordelta 158

3.2.2 Zee-eenden: vliegtuigtellingen Waddenkust 159 3.2.3 Zee-eenden: dagpatronen en gebiedsgebruik 159

3.2.4 Zee-eenden: dieet-onderzoek 160

3.2.5 Sterns: vliegtuigtellingen Voordelta 161

3.2.6 Sterns: broedecologie 161

3.2.7 Sterns: dieet en foerageergedrag 163

3.2.8 Sterns: gebiedsgebruik en gedrag juveniele sterns 165 3.2.9 Sterns: gebiedsgebruik en bepaling foerageergedrag met behulp van

gezenderde vogels 165 3.3 RESULTATEN 166 3.3.1 Resultaten zee-eenden 166 3.3.2 Resultaten sterns 208 3.4 VOORLOPIGE CONCLUSIES 293 3.5 REFERENTIES 296 4 Perceel Abiotiek 303 4.1 INLEIDING 303 4.2 MODELOPZET 304

4.2.1 Overzicht gebruikte gegevens 304

4.2.2 Overzicht modelsimulaties 305

4.2.3 Synoptische beschrijving per jaar 315

4.2.4 Overzicht van extreme condities 320

4.3 VERGELIJKING MODELRESULTATEN MET METINGEN 321

4.4 VERGELIJKING MODELRESULTATEN MET METINGEN UIT DE ANDERE

PERCELEN 322

4.5 AANVULLENDE VERGELIJKING MODELRESULTATEN MET SST SATELLIET

METINGEN 326

4.6 MODELRESULTATEN JUNI 2005 – MEI 2010 329

4.6.1 Inleiding 329 4.6.2 Modelresultaten waterstand 331 4.6.3 Modelresultaten droogval 333 4.6.4 Modelresultaten saliniteit 338 4.6.5 Modelresultaten watertemperatuur 345 4.6.6 Modelresultaten bodemschuifspanning 349

4.7 OPGELEVERDE MODELRESULTATEN AAN DE ANDERE PERCELEN 354

4.8 CONCLUSIES 357

4.9 REFERENTIES 358

5 Perceel Gebruik 359

5.1 UITGEVOERDE WERKZAAMHEDEN PERCEEL GEBRUIK 359

5.1.1 Inleiding 359

5.1.2 Meetperiode 360

5.1.3 Veldwaarnemingen 360

5.1.4 Dataonderzoek van visserijactiviteiten: VMS 364

5.1.5 Overige informatieverzameling 366

5.1.6 Toekomst 366

5.2 VERWERKING DATA EN KWALITEITSCONTROLE 366

5.2.1 Verwerking data 366

5.2.2 Evaluatie representativiteit land- en luchtwaarneming: momentopnamen 367

(7)

5.2.4 Evaluatie heen- en terugweg landwaarneming 370

5.2.5 Evaluatie T0 als referentie 372

5.3 ANALYSE MEETJAAR 2011 372

5.3.1 Bodemberoerende visserij (A) 372

5.3.2 Visserij met vaste vistuigen (B) 379

5.3.3 Schelpdiervisserij (C1) 381

5.3.4 Sportvisserij (C2) 384

5.3.5 Waterrecreatie – algemeen 385

5.3.6 Waterrecreatie – gemotoriseerde waterrecreatie (D1) 388

5.3.7 Waterrecreatie – surfen (D2) 390

5.3.8 Waterrecreatie – plaatbezoek (D6) 395

5.3.9 Waterrecreatie – overig (D3, D4, D5) 397

5.3.10 Zeil- en motorjachten (E2) 398

5.3.11 Overige (beroeps)scheepvaart (E1) 399

5.3.12 Kleine luchtvaart (F1) 402

5.3.13 Militaire activiteiten (G) 404

5.3.14 Delfstoffen (H) 405

5.3.15 Calamiteiten en incidenten 405

5.3.16 Statistische analyse ruimtelijke spreiding 406

5.3.17 Statistische analyse omstandigheden 411

5.4 ANALYSE PER CLUSTER 412

5.4.1 Inleiding clusteranalyse 412 5.4.2 Cluster Bodemberoering 413 5.4.3 Cluster Verstoring 414 5.5 REFERENTIES 421 Bijlage(n) A Treklijst 2011 A-1 B Weersvoorspelling paasweekend B-1

C Weer op extra landmeetdagen C-1

D Weer op extra landmeetdagen t.b.v. plaatbezoek D-1

E Methode bij levering VMS data E-1

F Visserij-intensiteit, totaal van boomkorren, garnalenkorren en bordentrawls, per half

jaar F-1

G Visserij-intensiteit boomkorren <260 pk, per jaar G-1

H Visserij-intensiteit boomkorren >260 pk, per jaar H-1

I Visserij-intensiteit garnalenkorren, per jaar I-1

J Methode genereren kaarten relatieve verstoringsimpact J-1

(8)

L Verstoringsimpact-diagrammen t.b.v. zwarte zee-eend L-1

M Waargenomen gebruik t.b.v. grote stern en visdief M-1

N Verstoringsimpact-diagrammen t.b.v. grote stern en visdief N-1

O Staafdiagrammen maandgemiddelde parameters juni 2004 - mei 2010 O-1

P Figuren van de bodemschematisatie in de omgeving van de Maasvlakte P-1

(9)

1 Perceel Benthos

Auteurs: J.A. Craeymeersch (IMARES) en V. Escaravage (NIOO)

1.1 INLEIDING

In 2008 is een bodembescherminggebied ingesteld ter compensatie van de aanleg van de Maasvlakte 2. Het uitgangspunt bij het vaststellen van de omvang van het bodembeschermingsgebied was, dat door het beperken van bodemberoerende activiteiten in het gebied per oppervlakte-eenheid een winst in biomassa van bodemfauna (voedsel voor vissen en vogels) van ca. 10% te bereiken is.

Bodemdieren vormen een belangrijke voedselbron voor vissen en vogels. Kennis over de ontwikkeling van de bodemfauna is nodig om vragen over veranderingen van voedselbeschikbaarheid te kunnen beantwoorden. Primair doel van het perceel Benthos is daarom het volgen van de bodemdieren in het bodembeschermingsgebied. Om te kunnen nagaan of verbetering een gevolg is van de instelling van het bodembeschermingsgebied worden trends vergeleken met referentiegebieden.

De karakteristieken m.b.t. structuur en functie van de bodemdiergemeenschappen hangen in grote mate af van de abiotische omstandigheden, die jaarlijks kunnen veranderen maar mogelijk deels veranderen door de aanleg van het bodembeschermingsgebied. Voor de interpretatie van gevonden trends in de karakteristieken van de bodemdiergemeenschap is kennis van de relatie tussen de abiotische kenmerken van het gebied en bodemdieren onontbeerlijk.

Het tijdschema voor het perceel Benthos uit het Plan van Aanpak PMR monitoring natuurcompensatie Voordelta (Holzhauer, 2009) is als volgt (Tabel 1.1):

Tabel 1.1 Plan van Aanpak PMR monitoring natuurcompensatie Voordelta (Holzhauer, 2009)

Activiteit 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 Integratie PVA x Q-rapportage x x x x x x x x x x x x x Jaarrapportage x x x x x Integratiemoment x x x x x x x x x Interim rap. x x x Eindrapport x x x Bodemdieren Survey Voorbereiding x x x x x Survey x x x x x x x x x x Analyse bodemmonsters x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x Sediment x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x Development x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x Rapportage PVA Q-rapportage x x x x x x x x x x x x x x x Jaarrapportage x x x x x x x Interim rapportage x x x Eindrapportage x x x

Plan van aanpak Integrale rapportage Q-rapportage x Globale voortang binnen de percelen Jaarrapportage x Cumulatieve resultaten van de afgelopen jaren Integratie moment Integratie en afstemming

Interimrapportage Integrale rapportage Eindrapportage Integrale rapportage

2013

(10)

1.2 METHODEN

1.2.1 Opzet van het onderzoek

Voor het beantwoorden van de evaluatievragen worden verschillende grootheden van de bodemfauna bepaald met behulp van een box-corer en een bodemschaaf en worden abiotische variabelen op de meetlocatie gemeten of bepaald uit modellen.

1.2.1.1 Bodemdieren

De bodemdiersoorten aanwezig in de bovenste laag van het sediment die achterblijven op een zeef met een maaswijdte van 1 mm worden bemonsterd met een box-corer. In het lab worden de soorten gedetermineerd en de aantallen en biomassa bepaald. Dit levert data over soortensamenstelling, diversiteit, verspreiding, dichtheid enz.

Bemonstering met de bodemschaaf richt zich op de epifauna en op specifieke informatie over schelpdieren als voedsel voor zee-eenden zoals dichtheid, biomassa, verspreiding en grootteklasse. De bodemschaaf levert ook data over verspreiding en aantallen zandspiering, een voedselbron voor sterns. Deze data worden aan perceel Vis aangeleverd voor verdere analyses in het kader van aanwezigheid en hoeveelheid voedsel voor deze vogels en kunnen samen met data van perceel Vis voor perceel Vogels gebruikt worden.

1.2.1.2 Abiotische variabelen

Op iedere monsterlocatie worden tijdens de bemonstering met de box-corer ook enkele fysische kenmerken van de meetlocatie gemeten. Met een CTD worden diepte, watertemperatuur en saliniteit bepaald. Het doorzicht wordt bepaald met een Secchi-schijf. Van het sediment aanwezig in de box-corer wordt, op basis van een standaardlijst, een beschrijving vastgelegd in het monsterformulier om later opgenomen te worden in de centrale database van de Monitor Taakgroep van het NIOO. Daarnaast wordt ook een sedimentmonster uit de box-corer genomen voor een analyse van de korrelgrootte d.m.v. een laser diffractie methode die later op het lab uitgevoerd wordt.

1.2.2 Meetmethoden

Alle meetlocaties worden bemonsterd met een box-corer en met een bodemschaaf. Bemonsteringen gebeuren met de Luctor, het onderzoeksschip van KNAW-NIOO, volgens het schema in Figuur 1.1.

(11)

x

Projected

Sampling point

boxcorer

Dre

dge

ha

ul

x

Projected

Sampling point

boxcorer

Dre

dge

ha

ul

Figuur 1.1 Bemonstering per meetlocatie met box-corer en bodemschaaf vanaf het onderzoeksschip “Luctor”

1.2.2.1 Box-corer Veldwerk

Met behulp van een box-corer (Figuur 1.2) worden monsters met een oppervlak van ca. 0,078 m2 en een diepte van 20 cm van de bodem genomen. De inhoud wordt op het dek over een zeef met een maaswijdte van 1 mm gespoeld, en gefixeerd in pH-geneutraliseerde formaldehyde. De bemonstering wordt uitgevoerd volgens de standaard methoden in gebruik bij de Monitor Taakgroep van het NIOO (kwaliteitsmanagement NEN-ISO 9001:2008).

Figuur 1.2 Box-corer in staat van paraatheid voor de bemonstering

Determinatie en bepaling van dichtheid

De determinatie van de soorten in de monsters vindt plaats in het laboratorium. Hier worden alle monsters gespoeld op een zeef met een maaswijdte van 0,5 mm en gekleurd met bengaals roze. Met uitzondering van de Oligochaeta, Actiniaria en Nemertea worden alle dieren, wanneer mogelijk, tot op de soort gedetermineerd en wordt hun aantal bepaald. Het

(12)

uitzoeken van de monsters gebeurt volgens dezelfde standaardprocedures als gebruikt voor de nulmeting.

Biomassabepaling

Directe meting van het asvrijdrooggewicht en alternatieven: Bodemdieren biomassa wordt

standaard uitgedrukt als asvrijdrooggewicht (Engels, AFDW) en uiteindelijk omgerekend tot mg AFDW per m2. Voor deze bepaling worden dieren in porseleinen kroezen gedaan, minimaal 2 dagen gedroogd bij 80°C en nadien gedurende 2 uur verast bij 560-580°C. Het asvrijdrooggewicht is het verschil (afname) tussen de gewichten gemeten voor en na het verassen.

Voor de meest accurate biomassabepaling zou ieder individu verast dienen te worden, dat zou echter een enorme toename van de verwerkingstijd tot gevolg hebben. Er is daarom een compromis gesloten waarbij de betrouwbaarheid van de bepaling gegarandeerd blijft maar de inzet niet buitensporig is.

Directe asvrijdrooggewicht bepaling is toegepast totdat, voor een redelijke werkinspanning, een statistisch betrouwbare schatting op basis van AFDW/lengte regressies dan wel AFDW/natgewicht conversiefactoren, bereikt kon worden. Alle wegingen worden uitgevoerd met een Sartorius analytische balans met een nauwkeurigheid van 0,1 mg. Bij het bepalen van het natgewicht zijn de organismen eerst op filtreerpapier drooggedept (1 tot 10 seconden, of langer voor grotere individuen) totdat het aan het lichaam hangende vocht door het papier is opgenomen.

Werkwijze bij gebruik van Lengte-gewicht regressie: Bij schelpen schaaldieren kan het

asvrijdrooggewicht bepaald worden met behulp van formules (W=aLb) op basis van waarnemingen van het asvrijdrooggewicht (W, mgAFDW) als functie van de lengte van de schaal of schelp (L, mm). Daarvoor zijn de individuen van elke lengteklasse zo nodig samengevoegd in verschillende kroezen tot minimaal 25 mg natgewicht per kroes i.v.m. de nauwkeurigheid van de weging. Er wordt getracht (bij beschikbaarheid van voldoende materiaal) om vier wegingen per lengteklasse uit te voeren bij tien lengteklassen per soort.

Werkwijze bij gebruik van nat/drooggewicht conversiefactor: Bij de andere groepen dan de

schelpen schaaldieren kan het asvrijdrooggewicht berekend worden met behulp van conversiefactoren tussen het gemeten natgewicht en het daarbij behorende asvrijdrooggewicht. Voor het bepalen van conversiefactoren wordt getracht (bij aanwezigheid van voldoende materiaal) om tien metingen per soort uit te voeren met voor elke meting, i.v.m. de nauwkeurigheid van de weging, minimaal 500 mg natgewicht.

Gebruik van eerder bepaalde factoren: Indien van een soort niet voldoende exemplaren voor

een nauwkeurige bepaling (gewicht te gering t.o.v. van de nauwkeurigheid van de weegschaal) gevonden zijn, of wanneer de spreiding bij de lengte/gewicht regressie dan wel nat/droog conversiefactoren te groot is, wordt gebruik gemaakt van eerder bepaalde relaties:

Bij het toekennen van een regressie wordt zo veel mogelijk gebruik gemaakt van een regressie gebaseerd op metingen van hetzelfde gebied en seizoen.

Bij het toekennen van een soortspecifiek nat/drooggewicht conversiefactor is gebruik gemaakt van een voor dit doel uitgevoerde metingenreeks uit 1991. In deze lijst zijn vele kleine (lichte) soorten met een gelijke lichaamsbouw samengevoegd (Craeymeersch, 1993a).

In uitzonderlijke gevallen waar de lengte noch het natgewicht correct bepaald kunnen worden wordt een geschat asvrijdrooggewicht toegekend.

(13)

1.2.2.2 Bodemschaaf

Voor een goede beschrijving van de epifauna en lokale dichtheden van schelpdieren wordt op alle monsterlocaties ook een monster met de bodemschaaf genomen (Figuur 1.3). De schaaf geeft t.o.v. de box-corer extra informatie over epifauna en zeldzamere (en veelal grotere) infauna-soorten.

Veldwerk

De bodemschaaf vist over een afstand van ca. 150 m, met een mesbreedte van 0,1 m waardoor de bovenste 7 cm van het sediment bemonsterd wordt over een oppervlakte van ca. 15 m2 . De kooi van de bodemschaaf is voorzien van gaas met een maaswijdte van 5 mm. Om er zeker van te zijn dat de bodemschaaf goed op de bodem blijft wordt 3,5 maal de waterdiepte aan vislijn gevierd. De beviste afstand wordt bepaald door een elektronische teller die verbonden is aan een meetwiel dat over de bodem gaat. Deze elektronische teller telt het aantal omwentelingen van het wiel. Eén omwenteling van het wiel komt overeen met 1,5 meter.

De gebruikte schaaf is in principe dezelfde als gebruikt tijdens de nulmetingen. Wel is de configuratie op een aantal punten gewijzigd om een betere werking te krijgen. De plaat bedoeld voor het creëren van neerwaartse druk is vervangen door een extra gewicht van 280 kg, waardoor er een beter bodemcontact is, en het voorste deel van de kooi is niet meer scharnierend met het achterste deel.

Determinatie en biomassabepaling

De monsters genomen met de bodemschaaf worden gezeefd over een 5 mm zeef. Alle levende dieren worden aan boord geïdentificeerd tot soort (indien mogelijk- anders tot laagst mogelijk taxonniveau), waarna het versgewicht (inclusief schelp) wordt bepaald. De biomassa, als versgewicht, van kapotte dieren wordt bepaald aan de hand van het gemiddelde gewicht van hele dieren van dezelfde grootteklasse.

Voor 2 taxa wordt geen biomassa bepaald: de otterschelp (Lutraria lutraria) en de grote strandschelp (Mactra stultorum). De voornaamste reden is dat er enkel kapotte exemplaren gevonden worden en er dus geen versgewicht bepaald kan worden.

Verdeling in leeftijd en lengteklassen

Van enkele schelpdieren wordt (vanaf 2010 direct aan boord) ook de leeftijd en/of de individuele lengte bepaald met een digitale schuifmaat. Leeftijden van een aantal schelpdieren worden aan boord bepaald aan de hand van groeiringen. Kokkels (Cerastoderma edule) worden gesorteerd op leeftijd (0+, 1+, 2+, >2+ jaar). Nonnetjes (Macoma balthica) worden gesorteerd op afmeting (<5 mm, 5-10 mm, >10 mm). Strandschelpen (Spisula subtruncata) worden gesorteerd op leeftijd (0+, 1+, >1+ jaar). Mosselen (Mytilus edulis) worden op leeftijd (0+, >0+ jaar) en afmeting (< 45 mm, > 45 mm) gesorteerd. Alle andere schelpdiersoorten worden gewogen zonder verdere verdeling in leeftijd of lengteklassen.

(14)

Figuur 1.3 De bodemschaaf tijdens het vieren naar de zeebodem

Bepaling bemonsterde oppervlakte

De met de bodemschaaf bemonsterde oppervlakte is afhankelijk van de breedte van de schaaf (10 cm) en de treklengte. De treklengte wordt als gemiddelde van de volgende twee berekeningswijzen bepaald:

1) Uitgaande van het aantal pulsen van de elektronische teller maal de omtrek van het wiel op de bodem (= 1,5 m * aantal pulsen) (treklengte_wiel).

2) Uitgaande van de positie van de GPS-antenne op het schip (DGPS) en de tijdstippen van start en einde van het vieren en halen van de bodemschaaf. De afgelegde route van het schip en de start- en eindtijdstippen van het vieren en halen zijn vastgelegd in het navigatieprogramma MaxSea. De afstand tussen de start en het einde van het vieren, het einde van het vieren en de start van het halen, en de start van het halen en het einde van het halen wordt handmatig vastgelegd in het navigatieprogramma. De treklengte (bodemcontact dMS_dK_Cf) wordt vervolgens bepaald als de optelsom van:

De afgelegde weg tijdens het vieren, aannemende dat de schaaf gedurende 60% van de afgelegde weg op de bodem is;

De afgelegde weg tijdens het halen, aannemende dat de schaaf gedurende 40% van de afgelegde weg op de bodem is;

De totaal afgelegde weg tussen vieren en halen, rekening houdende met de vorige twee correcties, en aannemende dat het effectieve bodemcontact van de

bodemschaaf 79,4% is.

De percentages zijn gebaseerd op bemonsteringen in de Nederlandse kustzone in opdracht van het Havenbedrijf Rotterdam waarbij de schaaf uitgerust was met een Aquadopp stroommeter (Craeymeersch and Escaravage, 2010a). Daardoor was het mogelijk om voor iedere trek de precieze momenten van bodemcontact te bepalen. De hier gebruikte correctie percentages voor de afgelegde weg over de bodem zijn gemiddelde percentages.

Figuur 1.4 geeft de relatie tussen de treklengte bepaald met beide methodieken. De reden voor het feit dat richtingscoëfficiënt en intercept van de regressie tussen beide methodieken afwijkt van respectievelijk 1 en 0, ligt ons inziens in het gebruik van gemiddelde percentages.

(15)

1200672-000-ZKS-0034, 25 juni 2012, definitief y = 0.8023x + 43.716 R2_{= 0.5087} 0 50 100 150 200 250 0 100 200 300 400 500 b o d e m c o n ta c t (d M S _ d K _ C f) treklengte_wiel PMR NCV 2009

teveel omwenteli ngen MaxSea-registratie onvolledig

zachte bodem, (praktisch) geen omwentelingen

y = 0.8622x + 34.336 R² = 0.6391 0 50 100 150 200 250 0 100 200 300 400 500 b o d e m c o n ta c t (d M S _ d K _ C f) treklengte_wiel PMR NCV 2010

Figuur 1.4 Treklengte van bodemcontact bepaald volgens methodiek 2 (bodemcontact dMS_dk_Cf) en methodiek 1 (treklengte_wiel) (zie tekst voor meer uitleg)

Eenzelfde verschil wordt namelijk gevonden bij gebruik van gemiddelde percentages op de data van de bemonsteringen in opdracht van het Havenbedrijf in 2010 (Craeymeersch & Escaravage, 2010a) (Figuur 1.5).

Zowel in 2009 als in 2010 functioneerde het wiel een aantal malen niet. Een enkele keer blijkt het aantal omwentelingen te hoog, vaak te laag. Dat laatste was met name het geval bij slibrijke bodem in het mondingsgebied van het Haringvliet, ten oosten van de Hinderplaat. In 2010 is een aantal maal de start van het vieren, het einde van het vieren, de start van het halen of het einde van het halen niet in het navigatieprogramma vastgelegd. Daardoor is de treklengte enkel berekend over het wel vastgelegde traject, dus te kort. In al deze gevallen is de treklengte enkel bepaald aan de hand van de eerste methode.

(16)

1200672-000-ZKS-0034, 25 juni 2012, definitief y = 1.0192x + 3.6825 R2_{= 0.6668} y = 0.7694x + 47.223 R2_{= 0.5088} 100 120 140 160 180 200 220 240 260 280 300 100 150 200 250 T re k le n g te b o d e m c o n ta c t g e c o rr ig e e rd (m ) Treklengte wiel (TL_WL) (m)

HbR 2009

Figuur 1.5 Treklengte van effectief bodemcontact tegenover treklengte bepaald op basis van het aantal

wielomwentelingen tijdens metingen in opdracht van Havenbedrijf Rotterdam in 2009 (Craeymeersch & Escaravage 2010a). Correctie voor effectief bodemcontact is bepaald op twee manieren: op basis van de Aquadopp-metingen per locatie (rood), en op basis van gemiddelde percentages van bodemcontact (blauw) (zie tekst voor meer uitleg)

1.2.2.3 Sedimentmonster

Voor de analyse van de sedimentkarakteristiek zijn met een steekbuisje uit iedere box-corer drie deelmonsters van 1 cm doorsnede en 5 cm diep genomen en samengevoegd tot één sedimentmonster. Het monster is diepgevroren bewaard tot nadere analyse van de korrelgrootte d.m.v. laser diffractie uitgevoerd met een Malvern particle size analyzer. Voor deze meting worden de sediment deeltjes in suspensie gebracht en de optische eigenschappen daarvan (absorptie, refractie, diffractie) geanalyseerd op basis van hun interactie met (verstoring van) een laserstraal. Bij de interpretatie van die verstoringen zijn de sedimentdeeltjes beschouwd als sferische objecten. De berekening levert, voor elk gemeten deeltje, het volume van een sfeer met dezelfde optische eigenschappen voor gekalibreerde waarden van absorptie en refractie indexen. Voor de standaard datalevering zijn die berekende volumes geïntegreerd over de volgende standaard intervallen van doorsnede (als procent van het totale volume) voor slib en zand deeltjes:

Slib:<2 µm, <8 µm, <16 µm, <32 µm, <50 µm , <63 µm

Zand: 63 µm<Zeer Fijn Zand<125 µm, 125 µm<Fijn Zand<250 µm, 250 µm <Medium Zand<500 µm en Grof Zand>500 µm.

1.2.2.4 CTD

De temperatuur en conductiviteit zijn gemeten over de waterkolom tussen ca. 20 cm onder het water oppervlak en ca. 1 m boven de zeebodem met een meting elke 10 à 20 cm als functie van de dalingsnelheid en van de meetfrequentie (5 s-1). De meetgegevens zijn opgeslagen in de datalogger van de CTD en worden, via een laptop aan boord, dagelijks gekopieerd op een USB memory-stick en vervolgens, bij terugkeer in het lab, op een netwerkschijf opgeslagen. Kopieën van de gegevens blijven op de laptop en op de USB sticks tot het einde van de bemonsteringsperiode als back-ups.

(17)

1.2.2.5 Secchischijf

De doorzichtmeting is uitgevoerd m.b.v. een Secchischijf. De resultaten van deze metingen zijn vastgelegd op het monsterformulier samen met de overige informatie m.b.t. de box-corer bemonstering zoals datum, tijd, monsternummer, steekdiepte, sediment beschrijving, aantal pogingen, aantal potten en overige opmerkingen.

1.2.2.6 Overige metagegevens

De diepte en coördinaten van de monsterlocatie en het tijdstip van bemonstering zijn vastgelegd in logboekformulieren door de gezagvoerder van het schip.

1.2.3 Bemonsteringsplan

Gebiedskeuze

Om de effecten van de beperking van de bodemberoerende visserij op de bodemfauna te bestuderen, zijn onderzoeksgebieden gekozen die wel en niet bevist worden. Het onderzoeksgebied bestaat uit het bodembeschermingsgebied en drie referentiegebieden. De unieke ecologie in het gebied rondom de Maasvlakte maakt het moeilijk referentiegebieden te vinden. Zo heeft de Rijn een significante invloed op de ecologie in het noorden van het gebied, de Schelde in het zuiden. Tussen de Oosterschelde en de Voordelta is de in- en uitstroom van water met 20% afgenomen. Met de Grevelingen is er nog slechts een beperkte uitwisseling. Plaatselijk (en verschillend per buitendelta) zijn er verschillen in de topografie.

Gekoppeld aan dit dieptepatroon kan de Voordelta op basis van de soortensamenstelling en dichtheden van de infauna globaal onderverdeeld worden in een aantal deelgebieden. (Craeymeersch et al., 1990). Bij de opzet van het monitoringsprogramma is er daarom voor gekozen rekening te houden met deze verschillen in habitat en bodemdiergemeenschappen. Het is bekend dat bodemberoerende visserij een negatief effect heeft op de biomassa van bodemdieren. Het effect hangt mede af van de visserij-intensiteit. De visserij-intensiteit in de Voordelta is niet op alle locaties gelijk, in het verleden niet, nu niet, en ook in de toekomst niet. Bovendien is een intensivering van bepaalde vormen van visserij in gebieden in de omgeving van het bodembeschermingsgebied niet uitgesloten. Er is daarom gekozen voor meerdere referentiegebieden, gelegen in gebieden met een verschillende bodemdiersamenstelling en een verschillende visserij-intensiteit, waarbij drie vormen van visserij (boomkorvisserij op platvis, bordenvisserij op platvis en visserij op garnalen) worden onderscheiden. Zowel de bodemdiersamenstelling als de visserij-intensiteit zijn waarschijnlijk gerelateerd aan dezelfde omgevingsvariabelen welke naar verwachting zelf maar beperkte jaarlijkse variaties kennen.

Bodembeschermingsgebied

In het bodembeschermingsgebied zijn drie geomorfologische gebieden te onderscheiden: Haringvlietmonding (verder als BB_mond aangeduid), open wateren Voordelta (BB_zrb) en ondiepe zandbanken (BB_zra) (Figuur 1.6). Het onderscheid tussen de drie geomorfologische gebieden is gebaseerd op de benthische gemeenschapsstructuur als functie van een aantal omgevingsgradiënten (diepte en korrelgrootte, geografische locatie), op basis van gegevens verzameld op 855 monsterlocaties in de Voordelta (1984-1988) (Craeymeersch et al.,1990).

(18)

Referentiegebieden

Om na te gaan of de verbetering van de bodemfauna al dan niet het gevolg is van het weren van bepaalde bodem beroerende vormen van visserij wordt de ontwikkeling in de bodemfauna ook gevolgd in drie referentiegebieden.

Het zuidelijke referentiegebied (RefZuid), gelegen ten noordwesten van Walcheren, dient als (onbeschermd) controlegebied voor de effecten in het bodembeschermingsgebied op de benthische macrofauna. Het gebied herbergde de meeste ecomorfologische structuren die in het bodembeschermingsgebied voorkomen (Craeymeersch et al. 1990). Omdat het niet aan het bodembeschermingsgebied grenst, zal het niet beïnvloed worden door migratie vanuit beschermde gebieden en/of intensieve menselijke activiteiten die verwacht worden aan de grenzen van het bodembeschermingsgebied. Met ca. 12.500 ha, ongeveer een derde tot de helft van de grootte van het bodembeschermingsgebied, is dit referentiegebied ecologisch, morfologisch en statistisch representatief binnen de grenzen van dit project.

Figuur 1.6 Gemeenschappen onderscheiden door Craeymeersch et al. (1990)

In 2009 is het referentiegebied aangevuld met 30 nieuwe referentiegebieden van 1 km2 gelegen aan de westrand van het bodembeschermingsgebied binnen het toenmalige zoekgebied voor het bodembeschermingsgebied (RefWest). Dit referentiegebied is met name gekozen in verband met de visserij-intensiteit van de hierboven genoemde vormen van visserij (Rijnsdorp et al., 2006) en de kennis over bodemdiergemeenschappen (Craeymeersch et al., 1990). Het noordelijk deel van RefWest behoort tot de open wateren in de Voordelta (RefWest_zrb), het zuidelijke deel tot de ondiepe zandbanken (RefWest_zra).

(19)

Voorts werd in 2009 ook de zuidelijke rand van het zoekgebied verder bemonsterd, waardoor er ten zuiden van het bodembeschermingsgebied nog een extra referentiegebied (RefZRand) bijgekomen is. De locaties in dit gebied zijn gelijk aan de locatie in de nulmeting. Omdat ter hoogte van de Zeehondenplaat en Petroleumbol (buitendelta Oosterschelde) tijdens de nulmeting zwarte zee-eenden waargenomen zijn, zijn er 2 extra monsterpunten toegevoegd zodat er een directe link tussen schelpdieren en zee-eenden mogelijk is.

De nieuwe referentiegebieden liggen nabij het bodembeschermingsgebied en voor alle referentiegebieden is er vanaf de nulmeting kennis van de bodemfauna.

Meetlocaties

De drie geomorfologische gebieden binnen het bodembeschermingsgebied (BB_zra, BB_zrb en BB_mond) en het zuidelijk referentiegebied (RefZuid) zijn verdeeld in 50 tot 100 vakken met een ongeveer gelijke oppervlakte. Doordat het noordelijke referentiegebied (MVII) en het mondingsgebied (BB_mond) kleiner zijn dan de overige gebieden is de resolutie hier hoger. Tijdens de nulmeting is er ook een noordelijk referentiegebied bemonsterd (MVII). Waardoor het totaal van vakken uitkomt op 402 (Figuur 1.7) (Asjes et al., 2004). Door de aanleg van de Maasvlakte 2 is dit noordelijke referentiegebied komen te vervallen. De monsterpunten van dit gebied zijn verplaatst naar het zuidelijke referentiegebied. Binnen elk vak is willekeurig een monsterpunt bepaald. Dit resulteerde in een gelijke spreiding van de 402 monsterpunten over het onderzoeksgebied.

Figuur 1.7 Monstervakken en bemonsteringsopzet binnen elk deelgebied

Tijdens de nulmeting zijn de 402 punten bemonsterd in de herfst van 2004 en 2005. Op ieder monsterpunt werden 2 monsters genomen, een met de box-corer en een met de bodemschaaf (Craeymeersch et al, 2005; Steenbergen & Escaravage, 2006).

(20)

In 2007 is de bemonsteringsinzet in twee opzichten veranderd. Er is enkel bemonsterd met een box-corer en de 81 locaties gelegen in het voorgenomen aanleggebied van Maasvlakte 2, het noordelijk referentiegebied, zijn verplaatst naar het zuidelijke referentiegebied (Escaravage et al, 2008).

In 2009 is de bemonsteringsopzet wederom gewijzigd. Inmiddels was het bodembeschermingsgebied vastgesteld en niet alle monsterpunten van de nulmeting in 2004-2005 en 2007 vielen binnen het bodembeschermingsgebied. Alle locaties die bemonsterd zijn tijdens de nulmeting die nu in het bodembeschermingsgebied vallen, werden herbemonsterd (BB_zra, BB_zrb, BB_mond) net als de monsters in het zuidelijk referentiegebied (RefZuid) en langs de zuidelijke rand van het bodembeschermingsgebied (RefZRand) inclusief de 2 extra monsterpunten op de Zeehondenplaat en de Petroleumbol. De overige monsterlocaties zijn vervallen. In het nieuwe referentiegebied ten westen van het bodembeschermingsgebied (RefWest) zijn in de 30 gebieden van 1 km2, 5 locaties per gebied bemonsterd (in totaal dus 150 locaties). In totaal werden 411 locaties bemonsterd (Figuur 1.8) (Craeymeersch & Escaravage, 2010b, 2011).

Een overzicht van de aantallen monsterpunten per deelgebied per monsterjaar is weergegeven in Tabel 1.2.

Tabel 1.2 Monsterpunten per deelgebied per jaar

Jaar en methode Gebied

Geomorfologisch deelgebied Aantal monsterpunten Totaal per deelgebied Totaal per jaar zra 99 zrb 91 Zoekgebied bodem-beschermingsgebied mond 53 243 RefZuid 78 2004 – 2005 Nulmeting Box-corer Bodemschaaf Referentiegebied MVII 81 159 402 zra 98 zrb 91 Zoekgebied bodem-beschermingsgebied mond 53 242 RefZuid 159 2007 Nulmeting Box-corer Referentiegebied MVII - 159 401 BB_zra 70 BB_zrb 48 Bodem-beschermingsgebied BB_mond 53 171 RefZuid 78 MVII - RefZRand 12 RefWest_zra 75 2009 -2010 T1- t/m T2 meting Box-corer Bodemschaaf Referentiegebied RefWest_zrb 75 240 411

(21)

BB, incl rustgebieden

RefZRand

RefZuid

RefWest

Figuur 1.8 Overzicht van het onderzoeksgebied. Aangegeven zijn de bemonsteringslocaties in het

Bodembeschermingsgebied (BB) en de referentiegebieden RefZuid en RefZRand. De uitbreiding van RefZRand over de Petroleumbol en Zeehondenplaat is in groen aangegeven (1 bemonsteringslocatie per blok). De referentiegebieden RefWest zijn in oranje aangegeven (5 bemonsteringslocaties per gebied)

1.2.4 Veldverslagen

De bemonstering zal jaarlijks herhaald worden over de periode 2009-2013. De verwerking en analyse van de monsters uit 2013 zal gezien de contracttermijn niet volledig worden uitgevoerd. Daardoor zullen de monsters van dat jaar worden opgeslagen voor latere analyse.

Inventarisatie 2009

De inventarisatie in 2009 is uitgevoerd tussen 1 september en 29 oktober (Bijlage 1). Gepland was dat er 28 dagen nodig zouden zijn. Het aantal dagen dat er niet gemonsterd kon worden (13 dagen) wegens slechte weersomstandigheden – teveel wind en/of te hoge golven (>1,5 m) – was meer dan gepland. Uitgaande van de KNMI-gegevens voor september was geschat dat er 30% van de dagen niet gemonsterd zou kunnen worden. In de praktijk is dat 39% geweest. Anderzijds was het aantal monsters dat per gewone vaardag (waarop de hele dag gewerkt kon worden) genomen werd veelal hoger dan gepland (20 i.p.v. 16 per dag), omdat er op die dagen (20 dagen in totaal) extra lang doorgewerkt werd. Derhalve is de algehele realisatie conform de planning geweest.

(22)

In verband met het leggen van een elektriciteitskabel (BritNed project) in het noorden van het onderzoeksgebied hebben 4 locaties gelegen in RefWest een andere positie gekregen dan gepland. Deze locaties zijn 8 tot 160 m verplaatst t.o.v. de oorspronkelijk geplande positie: i.p.v. in het kabeltraject, net buiten het kabeltraject (Tabel 1.3). Dit zijn locaties die niet eerder (tijdens de nulmeting) bemonsterd zijn waardoor er geen effect van deze aanpassing op het monitoringsprogramma verwacht wordt.

Na drie bemonsteringen (2004, 2005, 2007) verliepen de werkzaamheden aan boord met de box-corer en de bodemschaaf geroutineerd. Hierdoor zijn er tijdens de uitvoering geen noemenswaardige problemen opgetreden. Er zijn wel aanpassingen nodig geweest voor het faciliteren (veiliger maken) van de manoeuvres met de bodemschaaf bij golfhoogtes groter dan 1,2 meter. De gecombineerde uitvoering van de CTD- en Secchi-bepalingen kon ook zonder probleem worden uitgevoerd. De CTD-meting die tot de basiswerkzaamheden aan boord van de Luctor behoort, was onder de verantwoordelijkheid van de bootbemanning (van het manoeuvreren van de CTD tot de aflevering van de resultaten in digitale vorm). De Secchi-bepaling werd uitgevoerd door de Monitor Taakgroep medewerkers volgens gestandaardiseerde procedures en opgenomen in het monsterboek.

Net als in 2009 kon de bemonstering afgerond worden in 23 vaardagen tussen 1 september en 9 november met ca. 30% van de geplande vaardagen waar niet gewerkt kon worden i.v.m. slechte weersomstandigheden (Bijlage 1). Met gemiddeld 18 monsters per dag was de productie conform de offerte.

Twaalf van de 411 monsterpunten zijn met meer dan 200 m (mediaan=300 m) t.o.v. de geplande locatie verlegd als gevolg van te geringe diepte (Tabel 1.3).

In tegenstelling tot 2009 zijn bij de bemonstering met de bodemschaaf de lengtes van de schelpen direct aan boord bepaald met behulp van een digitale schuifmaat gekoppeld aan de invoerdatabase.

De gecombineerde uitvoering van de CTD- en Secchi-bepalingen kon ook zonder probleem worden uitgevoerd zoals in 2009

In 2011 kon de bemonstering afgerond worden in 21 vaardagen tussen 1 september en 27 oktober (Bijlage 1). Er waren 11 geplande vaardagen waarop niet gewerkt kon worden i.v.m. slechte weersomstandigheden. Met gemiddeld 19 monsters per dag was de productie conform de offerte.

Vier monsterpunten gelegen nabij het Slijkgat konden wegens te geringe diepte niet bemonsterd worden. Gezien de hoge dichtheid aan monsterpunten in dat gebied zou het verplaatste punt heel dicht bij een ander punt gelegen hebben. Verder moesten een aantal locaties verlegd worden t.o.v. de geplande locatie als gevolg van te geringe diepte. De meeste van deze punten waren ook al in eerdere jaren, en voor een deel al vanaf 2009, verplaatst. In dit geval is gepoogd om zo dicht mogelijk bij de gerealiseerde positie van het voorgaande jaar te bemonsteren. Tabel 1.3 geeft een overzicht van de locaties die verplaatst zijn, of niet bemonsterd zijn, inclusief een voorstel m.b.t. de volgende bemonstering. Zo wordt voor locaties waarvan de gerealiseerde positie in de hele periode steeds meer dan 200 m verschilde van de beoogde positie, maar die in 2010 en 2011 nabij de in 2009 gerealiseerde

(23)

positie bemonsterd zijn, voorgesteld om de positie van 2009 als beoogde positie te beschouwen. Een aantal locaties is weliswaar binnen de 200 m van de beoogde positie bemonsterd, maar steeds in dezelfde richting (bijv. noordelijker). Voor deze locaties wordt voorgesteld om vanaf 2012 de gemiddelde positie van voorgaande jaren als beoogde positie te nemen. Voor locaties die in 2012 verplaatst/herlegd moeten worden, dienen nog nieuwe coördinaten bepaald te worden.

Zoals in 2010 zijn bij de bemonstering met de bodemschaaf de lengtes van de schelpen direct aan boord bepaald met behulp van een digitale schuifmaat gekoppeld aan de invoerdatabase.

Zoals in 2009 en 2010 kon de gecombineerde uitvoering van de CTD- en Secchi-bepalingen zonder probleem worden uitgevoerd.

(24)

(25)

Tabel 1.3 Overzicht van locaties waarvan de gerealiseerde positie vrij veel (veelal >200 m) afweek van de in 2009 geplande positie. Gegeven is: afstand tot de geplande positie, afstand tot de gerealiseerde positie in een van de voorgaande surveys, commentaar m.b.t. de beoogde positie: nieuwe beoogde positie vanaf bepaald jaar, en oorspronkelijke en huidige noorderbreedte (LAT) en oosterlengte (LON)

(26)

(27)

1.2.5 Analyses

1.2.5.1 Dichtheid, biomassa, diversiteit en gemeenschappen Bodemdieren box-corer

De dichtheid (ind/m2) en biomassa (gAFDW/m2) in het bodembeschermingsgebied en de referentiegebieden bepaald voor elke locatie zijn gebruikt voor de weergave van de resultaten met behulp van box-and-whiskerplots en vergelijking tussen de deelgebieden.

Met betrekking tot de diversiteit is er, naar aanleiding van het discussiepunt 1.4.3 (Soortenrijkdom) uit de jaarrapportage 2010, een andere benadering gebruikt. Omdat individuele box-corer monsters door hun gering oppervlak niet representatief zijn voor het gebied waar ze genomen zijn (Soorten Accumulatie Krommen) zegt het aantal soorten aangetroffen in zo’n monster weinig over de soortenrijkdom van het omliggende gebied. Gray (2000) vergeleek het aantal soorten op individuele locatie met de pixels van een digitaal beeld: “If you use the single grabs as ‘‘replicates’’ in a categorical analysis this is analogous to examining a random number of pixels on a DVD film and expecting to see the movie. Do we need to know the variance in groups of pixels to be able to see that they form a picture?”

Kortom, gemiddelde waardes van het aantal soorten of de Shannon-Wiener index waargenomen op elk individueel monsterpunt vertelt weinig over de diversiteit op de schaal van de studiegebieden.

Gray (2000) maakte het onderscheid tussen de schalen waarop de diversiteit gemeten wordt: De soortenrijkdom op de schaal van de monsterpunten (SRP) is representatief voor de

locale omstandigheden.

Soortenrijkdom op de schaal van een habitat eenheid (SRH) is het aantal soorten gevonden op de monsterlocaties binnen één habitat.

Soortenrijkdom op de schaal van grote gebieden (SRL, Large area species richness) waarbij ook rekening gehouden moet worden met de diversiteit in habitats te gebruiken als wegingsfactoren bij het samenvoegen van de verschillende SRH.

Wanneer uitspraken gedaan moeten worden op basis van een vergelijking van de diversiteit in het bodembeschermingsgebied en in de referentiegebieden waar verschillende gemeenschappen aanwezig zijn, moet er gebruik worden gemaakt van de SRL.

Er is daarom gekozen om het aantal soorten gevonden in alle monsters binnen elk gebied te gebruiken als maat voor de diversiteit. Daarmee is er gebruik gemaakt van accumulatie krommen tussen het aantal gevonden soorten en het monsteroppervlak als weergave voor de volledigheid van de census binnen elk gebied (afvlakking van de kromme). Het aantal gevonden soorten is sterk afhankelijk van de bemonsterde oppervlakte en de daarmee bepaalde trefkans voor zeldzame soorten. Verschillende diversiteitindexen zoals de Chao1 (Chao et al., 2005) zijn ontwikkeld om te compenseren voor deze bias. Voor de huidige analyse is gebruik gemaakt van de Primer software waarmee de correctie volgens de Chao1 benadering gecombineerd kan worden met een analyse van soortenaccumulatie.

Voor de vergelijking van de gemeenschappen tussen deelgebieden en monsterjaren is er een selectie gemaakt van de eerste 30 soorten binnen elk van de zeven deelgebieden (referentiegebieden en bodembeschermingsgebied opgesplitst naar geomorfologisch deelgebied) op basis van hun gemiddelde biomassa. De soortenlijst verkregen na de samenvoeging van de

(28)

lijsten per deelgebied is gebruikt voor de analyse van de temporele en ruimtelijke verschillen in soortensamenstelling.

Bodemdieren bodemschaaf

Per locatie is de dichtheid (aantal individuen per vierkante meter) en biomassa (gram versgewicht per vierkante meter) bepaald. De biomassa van de kapotte exemplaren is bepaald aan de hand van de gewichten van de niet kapotte dieren. Enkel voor otterschelpen (Lutraria lutraria) is geen biomassa bepaald omdat er geen hele exemplaren gevonden zijn.

De biomassa, uitgedrukt als asvrijdrooggewicht (AFDW), is voor alle soorten met uitzondering van heremietkreeften bepaald uit het versgewicht. De voor deze conversie nieuw berekende ratio’s (Bijlage 2) zijn voor zover mogelijk bepaald uit data verzameld tijdens ander onderzoek in 2009 (Craeymeersch en Escaravage, 2010b). Het AFDW van heremietkreeften, die in veld niet gewogen zijn, is berekend op basis van een berekend gemiddeld individueel asvrijdrooggewicht (ook bepaald uit data 2009) en het aantal individuen.

Voor alle deelgebieden zijn minimale, maximale, mediane en gemiddelde (± standaardfout) voor de dichtheid en biomassa (AFDW) per soort berekend en in de tijd vergeleken met behulp van box-and-whiskerplots.

1.2.5.2 Grootteverdeling van schelpdieren

Niet alleen de totale dichtheid van schelpdieren maar ook de grootte van de schelpdieren bepaalt of er voldoende voedsel aanwezig is voor schelpdier etende predatoren (bijv. zwarte zee-eend). Daarom is voor mogelijke prooisoorten (van zwarte zee-eend) de lengte-frequentieverdeling per deelgebied nader bekeken.

Bodemdieren box-corer

De lengtefrequenties van de mesheften uit de box-corermonsters tijdens de 2010 bemonstering zijn berekend voor elk deelgebied.

Bodemdieren bodemschaaf

Voor mesheften, zaagjes, halfgeknotte strandschelpen en rechtsgestreepte platschelpen zijn voor de jaren 2009 en 2010 op basis van de gemeten lengtes de lengte-frequentieverdelingen per deelgebied (enkel voor mesheften) en per monsterpunt berekend, als percentage van de totale dichtheid van die soort per lengteklasse.

1.2.5.3 Habitattypering

Eventuele ruimtelijke en temporele verschillen in abiotische karakteristieken zullen een effect hebben op de aanwezige bodemfauna (soortensamenstelling, dichtheid, biomassa, …). Dit effect is wellicht zelfs groter dan het effect van het instellen van het bodembeschermingsgebied. We hebben daarom a) gekeken in hoeverre er tijdens de nulmetingen verschillen in abiotische omstandigheden zijn in het onderzoeksgebied (habitattypering), en b) bezien in hoeverre deze abiotische omstandigheden verschillen in soortensamenstelling en -dichtheid tijdens de nulmetingen kunnen verklaren. Deze laatste analyse is (bij deze rapportage) beperkt tot de gegevens verkregen met de box-corer. Als bekend is welke abiotische variabelen een belangrijk deel van de variatie kunnen verklaren, kan daar bij de analyse van het effect van het instellen van het bodembeschermingsgebied rekening mee gehouden worden, bijv. door in een partiële ordinatie de effecten van bepaalde verklarende variabelen door middel van partiële regressie te elimineren.

(29)

Ruimtelijke en temporele verschillen in abiotische omstandigheden

Het habitat bij de nulmeting (2004-2007) is beschreven op basis van de volgende gemeten of berekende waardes per locatie: diepte t.o.v. NAP, mediane korrelgrootte (Sed_med), hellingshoek (SLOPE_P) en richting (ASPECT) in ArcGIS bepaald uit een dieptegrid en enkele abiotische variabelen bepaald uit de modelberekeningen (perceel Abiotiek), zoals

- De bodemtemperatuur die in de voorafgaande winter 5 dagen wordt overschreden (T5_winter)

- De gemiddelde saliniteit aan de bodem in de voorafgaande lente (AvgSalSpring) - De minimale saliniteit aan de bodem in het voorjaar (minimum van maandelijks

5-percentiel in de periode februari-juni) (MinSal)

- De standaarddeviatie (RMS) van de saliniteit per seizoen (VarSalSpring, enz.) - De maximale stroomsnelheid (maximum van maandelijks 95-percentiel in de periode

januari-december) (VelMax)

- De maximale bodemschuifspanning t.g.v. stroming (maximum van maandelijks 95-percentiel in de periode januari-december) (TauMaxVel)

- De maximale bodemschuifspanning t.g.v. golven (maximum van maandelijks 95-percentiel in de periode januari-december) (MaxTauGolf)

- De gemiddelde bodemschuifspanning t.g.v. golven (gemiddelde van maandelijks gemiddelde waardes in de periode januari-december; in 2004 vanaf juli).(AvgTauGolf) Het bodembeschermingsgebied en de referentiegebieden zijn, per deelgebied, vergeleken aan de hand van box-and-whisker plots. Ruimtelijke en temporele verschillen en gelijkenissen in de deelgebieden zijn samengevat in Principal Response Curves (PRC). PRC is in feite een RDA (Redundancy Analysis) met een focus op de variantie verklaard door een behandeling. PRC was ontwikkeld voor tijdserie-analyses van microcosm en mesocosmos experimenten (van den Brink & ter Braak 1999) maar bleek ook goed toepasbaar bij veldexperimenten (den Besten & van den Brink 2005, Cébron et al. 2011, Tschöpe et al. 2011). De ontwikkeling in de tijd van de experimenteel behandelde gemeenschappen wordt vergeleken met deze van een controle.

Een belangrijk verschil met de andere multivariate technieken is dat de resultaten niet worden weergegeven in een voor velen vaak moeilijk te interpreteren ordinatiediagram. In een PRC-diagram worden de relatieve verschillen (y-as, uitgedrukt als canonische coëfficienten) weergegeven tegenover de tijd (x-as). Een PRC geeft dus een makkelijke visualisatie van een toename of afname in verschillen. Daarenboven is iedere soort met een PRC-as geassocieerd via een zogenaamd soortgewicht (species weight). Deze gewichten worden aan de rechterkant van het PRC-diagram weergegeven. Daardoor is direct te zien welke soorten het meest beïnvloed worden door de behandeling(en) en is het effect dus eenvoudig op soortsniveau te interpreteren.

PRC kan echter ook gebruikt worden voor de analyse van monitoringsdata, waarbij of het startpunt van de tijdserie als interne referentie dient, of waarbij de ontwikkeling op een bepaalde plek als interne referentie dient waarmee de ontwikkeling op andere plaatsen vergeleken wordt (van den Brink et al. 2009, Bollmohr et al. 2011, Okullo & Moe 2011).

In deze studie hebben we de ontwikkeling in abiotische omstandigheden van de deelgebieden vergeleken. De abiotische parameters zijn daarbij als ‘soorten’ gebruikt.

(30)

De analyses hebben zich toegespitst op de beta-diversiteit (ruimtelijke veranderingen in soortensamenstelling). De relatie tussen soortensamenstelling en abiotische variabelen is nagegaan met een directe gradiëntanalyse (ordinatie). Er is gestart met de relatie tussen totale biomassa en abiotische variabelen, nagegaan met linear mixed effects modellen. Maar mede omdat de modeloutput m.b.t. de bodemschuifspanning t.g.v. golven vrij recent nog gewijzigd is, moeten deze analyses (gepresenteerd op overleggen) overgedaan worden en worden de eerste analyses niet in dit rapport gepresenteerd.

Omdat er voor een deel van de abiotische variabelen geen waarden bepaald zijn voor het jaar 2004 – de modellering start in juni 2004 – zijn de analyses tweemaal uitgevoerd. Eenmaal met zoveel mogelijk monsters (data 2004, 2005, 2007) en de volgende abiotische parameters: diepte, mediane korrelgrootte, hellingshoek en –richting, max. bodemschuif-spanning tgv stroming, gem. bodemschuifspanning t.g.v. golven, + saliniteit (standaarddeviatie zomer, herfst, winter). En eenmaal met een maximalisering van het aantal abiotische parameters (data voorjaar 2004 ontbreken).

Bij de ordinatie-analyses zijn de dichtheden logaritmisch getransformeerd (log(x+1)), de abiotische variabelen niet getransformeerd. Bij ordinaties kan gekozen worden tussen een lineaire (RDA) of een unimodale techniek (CCA).

Traditioneel wordt de keuze gebaseerd op de gradiëntlengte van de eerste as in een niet gebonden ordinatietechniek DCA (Detrended Correspondence Analysis). Als de gradiëntlengte groter is dan 4, moet voor CCA gekozen worden, als de lengte kleiner of gelijk is aan 3 voor RDA (Leps en Smilauer 2003). Bij een tussenliggende lengte zouden beide redelijk goed moeten werken. De gradiëntlengte blijkt bij beide opties iets groter dan 6, en dus moet er voor CCA gekozen worden.

Het probleem met de gradiëntlengte kan ook omzeild worden door de data eerst op een bepaalde manier te standaardiseren, bijv. door toepassen van de Hellinger transformatie (Legendre & Gallagher 2001, Borcard et al. 2011). Er moet dan steeds uitgegaan worden van een lineair model (RDA).

In dit rapport hebben we zowel een CCA (met logaritmisch getransformeerde dichtheden; log(x+1)) als een RDA (met Hellinger getransformeerde dichtheden) uitgevoerd. Bij een CCA wordt expliciet een hoog gewicht gegeven aan de soortenrijkste locaties (Legendre & Gallagher 2001). De abiotische variabelen zijn niet getransformeerd. Voor de RDA is ook nagegaan welke variabelen behouden worden bij een voorwaartse stapsgewijze regressie en dus een significante invloed hebben op de soortensamenstelling (Blanchet et al. 2008).

1.2.5.4 Puntsgewijze trendanalyse

De individuele monsterlocaties zijn wellicht meer representatief voor de lokale omstandigheden dan voor het gebied waarin ze liggen. De eventuele gevolgen van de beheersmaatregelen (wel of geen uitsluiting van boomkorvisserij) zullen daarom mogelijk afhankelijk zijn van de lokale omstandigheden. De monsterlocaties kunnen in dat geval niet beschouwd worden als onafhankelijke replica’s.

Als alternatief op de in de vorige paragraaf genoemde benadering (habitatbenadering) is in het jaarplan 2010 voorgesteld om de vergelijking tussen bodembeschermingsgebied en referentiegebieden te baseren op de temporele veranderingen waargenomen op elke monsterlocatie. Daarmee worden de lokale bronnen van variatie impliciet meegenomen (+/- weggecijferd) in de analyse.

In dit rapport is een eerste analyse gedaan naar het verschil in totale biomassa vóór (2004-2007) en na (2009-2010) de instelling van het bodembeschermingsgebied.

(31)

1.2.5.5 Van soortenlijst tot indicatormatrix Achtergrond

Voor de huidige analyse moet men in staat zijn om de respons van de bodemdierengemeenschap op de verlaging van de bodemberoering waar te nemen. Overige veranderingen in bodemdierengemeenschap die niet direct of indirect te maken hebben met de bodembescherming zullen uitgesloten moeten worden van de analyse.

Daarvoor kan gebruik worden gemaakt van een habitatbenadering voor het kwantificeren van de bijdrage van de omgevingsfactoren in de variatie waargenomen in de bodemdieren (zie 1.5.2.1). Een alternatief (ook mogelijk te combineren met de habitatbenadering) bestaat uit het onderscheid maken tussen de soorten die wel/weinig/niet gevoelig zijn voor de bodemberoering. Het bepalen van de bijdrage van deze verschillende groepen aan de totale bodemdieren biomassa moet leiden tot een verbeterde interpretatie van de waargenomen veranderingen. Lavaleye (1999) pleitte voor het gebruik van de Infaunal Trophic Index (ITI) en de ratio tussen r- en K-strategen om de structuur van de macrobenthos gemeenschap en de veranderingen daarin beter te kunnen beschrijven:

• De ITI werd echter oorspronkelijk ontwikkeld voor het typeren van de bodemdieren-gemeenschap langs een gradiënt van sedimentatie flux en/of organische verrijking maar blijkt ook gevoelig te zijn voor diepte, korrelgrootte, en hydrodynamica (Maurer et al., 1999). Daardoor zijn de veranderingen in die indexwaarden niet eenduidig te relateren aan veranderingen/verschillen in visserijdruk binnen en buiten het bodembeschermingsgebied.

• Het gebruik van de r/K verhouding is gestoeld op het werk van MacArthur & Wilson (1967) waar onderscheid gemaakt werd tussen r- en K-strategen. De r-strategen investeren in een ‘opportunistische’ en snelle groei van de individuen en van hun populatie. De K-strategen zijn vooral gekenmerkt door een trage groei en weinig nakomelingen waar de populatie dichtheid dicht bij de draagkracht van de omgeving blijft. Omdat een stabiele omgeving een vereiste is voor K-strategen werd er voorgesteld om de verhouding tussen r- en K-strategen te gebruiken als een indicator van verstoring dan wel herstel. Voor het onderscheid tussen die twee groepen maakt Lavaleye (1999) gebruik van de individuele grootte als criterium.

Cooper et al. (2008) hebben het herstel onderzocht van de benthosgemeenschap op een zandwingebied. Na een uitvoerig literatuuronderzoek hebben de auteurs 12 verschillende indicatoren geïdentificeerd waaronder de volgende vijf als de meest geschikte voor het gebruik in die analyse:

- Infaunal Trophic Index (ITI) - Somatic Production (PS) - Biological Traits Analysis (BTA) - Taxonomic Distinctness (TD)

- Rao's Quadratic Entropy coefficient (Rao's Q).

Alle vijf de indicatoren geven een eenduidig beeld weer van het herstel na de zandwinning. Elke indicator heeft vanwege de berekeningswijze wel een specifieke gevoeligheid voor een of een ander aspect van de bodemdierengemeenschap zoals taxonomische en of functionele diversiteit, biomassa, enz.

(32)

Bij een onderzoek naar het herstel van het habitat en productiviteit van het benthos, zoals in de huidige PMR-vraag, raden de auteurs het gebruik aan van de Biological Traits Analysis (BTA) en van de Somatic Production (PS).

Uit de 25 mogelijke biologische traits is er in het Marine Macrofauna Genus Trait Handbook (2008) een selectie gemaakt van zes vanwege hun informatieve waarde m.b.t. de gevoeligheid (/herstelvermogen) van de soorten voor de verstoring van het habitat:

- Grootte (<0,5 cm, 0,5–0,9 cm, 1,0–2,9 cm, 3,0–5,9 cm, 6,0–9,9 cm, 10 cm) - Levensduur (<1 j, 1-2 j, 2-5 j, >5 j)

- Leeftijd bij geslachtsrijpheid (<1 j, 1-2 j, 2-5 j, >5 j)

- Fecunditeit (<10, 1E1-1E2, 1E2-1E3, 1E3-1E4, 1E4-1E5, 1E5-1E6, >1E6) - Larvevormen (Direct, Korte plankton fase, Lange plankton fase)

- Beweeglijkheid bij volwassen exemplaren (Geen, Laag, Medium, Laag)

Naast deze zes traits kunnen we ook i.v.m. de relatie met de overige percelen de trait

geschiktheid als prooi nemen. Zoals voor de overige traits zijn een aantal categorieën

onderscheiden m.b.t. de geschiktheid als prooi voor hogere trofische niveaus zoals: Ongeschiktheid voor hogere trofische niveau, Geschiktheid voor vogels, Geschiktheid voor vissen.

Deze trait kan bovendien nog gecombineerd worden met de index voor Somatic Production zoals de aanbevelingen van Cooper et al. (2008). Voor deze laatste trait is gebruik gemaakt van P/B conversie factoren beschikbaar gemaakt op Internet (Brey, 1999; 2001).

Bij het ‘scoren’ van de Biologische traits maakte Cooper et al. (2008) net als Bremner et al. (2006) gebruik van een methode eerder in gebruik genomen door Chevenet et al. (1994). Voor elke trait is een aantal categorieën vastgesteld. Voor elke categorie krijgen de soorten een score tussen 0, geen affiniteit met de trait categorieën, en 3, volledige overeenkomst met de trait categorie.

Het ‘scoren’ van alle soorten voor alle traitcategorieën levert een soorten x traitcategorieën matrix. De categorie scores zijn gewogen door ze te vermenigvuldigen met de biomassa van de soorten op elke locatie. De gewogen scores zijn vervolgens opgeteld voor alle soorten gevonden per locatie. Het resultaat bestaat uit een tabel met de scores van de Biologische Traits categorieën vs de monsterlocaties.

Beschikbare/nodige basisinformatie voor de toepassing van de BTA in huidige studie

Het uitvoeren van een Biological Trait Analyse vereist een gedegen kennis van de ecologie van de bodemdierensoorten die in het huidige geval (341 groepen waarvan 151 op soortennaam gebracht) veelal ontbreekt in de standaard taxonomische documentatie. Daarom zijn we aangewezen op de gegevens uit de literatuur.

Bodemdieren soortenlijsten met indicatie voor de gevoeligheid voor fysische verstoring worden hier gebruikt uit de drie volgende documenten:

MarLIN.-Hiscock, K., Langmead, O., Warwick, R. & Smith, A. (2005). Identification of seabed

indicator species to support implementation of the EU Habitats and Water Framework Directives. Second edition. Report to the Joint Nature Conservation Committee and the Environment Agency from the Marine Biological Association. Plymouth: Marine Biological Association. JNCC Contract F90-01-705. 78 pp.

(33)

Een lijst van 173 soorten is te vinden in de bijlage van de rapportage bij Hiscock et al. (2005) met indicatie voor de gevoeligheid van die soorten op verschillende verstoringen waaronder het factor Physical disturbance [=dredging – fishery].

MES.-Marine Ecological Surveys Limited (2008). Marine Macrofauna Genus Trait Handbook.

Marine Ecoplogical Surveys Limited, 24a Monmouth Place, Bath, BA1 2AY. ISBN 978-0-9506920-2-9.

[http://www.genustraithandbook.org.uk/introduction/]

De gegevens in dit handboek zijn gebaseerd op een uitgebreide literatuurstudie aangevuld met eigen onderzoek door MES op populatiedynamica.

Er is een synthese gemaakt van de eigenschappen van belang m.b.t. de gevoeligheid voor fysische verstoring en het herstelvermogen van 223 typische genera van bodemdierenorganismen op de zand/grint bodems in UK wateren.

Voor elke genus is de kwetsbaarheid (Vulnerability) voor fysische verstoringen aangegeven als een indeling tussen de volgende traits: gevoelig, intermediair, robuust.

Daarnaast is ook de modale sedimentklasse voor de voorkomenfrequentie van de genera aangegeven uit 12 onderscheiden sediment klassen van modder tot zand en keien en de mengsels daartussen.

GiMaRis.-Gittenberg a. (2011).Organic enrichment, sedimentation and fisheries based AMBIs of

common, marine, benthic, animal species in The Netherlands. GiMaRIS, Leiden BioScience Park, Niels Bohrweg 11-13, 2333 CA Leiden, Report nr.: GiMaRIS 2011.01

Drie classificaties voor mariene bodemdieren opgesteld op basis van een uitgebreid literatuur onderzoek zijn gepresenteerd: AMBI-Organic enrichment, AMBI-Sedimentation en AMBI-fisheries als graadmeters in de gevoeligheid van de bodemdierensoorten voor organische verrijking, verhoogde sedimentatie en fysische verstoring respectievelijk.

Voor 306 bodemdierensoorten geselecteerd op basis van hun voorkomenfrequentie aan de Nederlandse kust, is de gevoeligheid op deze drie stressoren uitgedrukt op een schaal van I tot V, van zeer gevoelig tot zeer tolerant. Volgens de benadering gevolgd bij Cooper (2008) staan elke van deze vijf klassen voor een trait.

De correlatieanalyse uitgevoerd door Gittenberg (2011) tussen de scores verkregen door de 306 soorten voor de drie AMBI’s laat een lage overeenkomst tussen deze drie indicatoren zien. Die analyse wijst op een gedifferentieerd antwoord van de bodemdieren soorten op de verschillende stressoren. Bij het beantwoorden van de PMR vragen is het vervolgens aan te bevelen om gebruik te maken van de AMBI-fisheries omdat deze indicator speciaal ontworpen werd voor een beschrijving van de gevoeligheid van de bodemdieren op die specifieke verstoring.

Selectie van de Biologische traits te gebruiken in de huidige studie

Gevoeligheid index Als een eerste exercitie worden de drie referentielijsten verkregen uit de

literatuur samengevoegd en de bijbehorende indicatoren geïntegreerd in één ‘Beroering Gevoeligheid Index’. Vervolgens wordt die samengevoegde lijst gekoppeld aan de soortenlijst van het PMR project.

Individuele gewichten (met equivalent in lengte waar mogelijk) kunnen worden gebruikt voor het

onderscheiden van de biomassafractie die bruikbaar is voor hogere trofische niveaus. De bijdrage van de 0-jaar oude dieren aan de biomassa kunnen worden uitgesloten en of gewogen bij de berekening van de totale biomassa (r/K filosofie). Daarmee is een scheiding mogelijk tussen de, in het bodembeschermingsgebied, te verwachten toename in biomassa van lang

(34)

levende dieren en de snelle aanwinsten door klein en kort levende organismen en massieve rekrutering door bv. Ensis.

Zoals toegepast door Cooper et al. (2008) en in de the Marine Macrofauna Genus Trait Handbook zullen de grootteklassen logaritmisch ingedeeld worden. Dit is beter representatief voor de nauwkeurigheid bij de weging en de relatie met de lengtes en de metabolisme is eenduidig door de log/log lineaire relaties.

Productiviteit.-Omdat de hoeveelheid voedsel beschikbaar voor de hogere trofische niveau

afhankelijk is van de P/B ratio zal deze karakteristiek ook gebruikt worden als een proxy voor de draagkracht (Cooper et al. 2008). Bij de berekening is gebruik gemaakt van het model

ontwikkeld door Thomas Brey (http://www.thomas-brey.de/science/virtualhandbook/).

Configuratie van de Biologische traits en koppeling met de PMR dataset

Voor de uitvoering van de BTA moeten de nodige voorbereiding getroffen worden:

de samenvoeging van de drie referentielijsten (MarLIN, MES, GiMaRis) in één lijst met een geïntegreerde Beroering-Gevoeligheid-Index.

de koppeling van deze lijst met de PMR-soortenlijst (2004-2010).

Ter bevordering van de homogeniteit tussen die referentielijsten en de latere koppeling met de PMR dataset zijn de soortennamen uit de drie lijsten (MarLin, MES en GiMaRis) omgezet naar het niveau van genus.

Elke referentielijst hanteert een verschillend notatiesysteem voor het weergeven van de gevoeligheid van de soorten op de fysische verstoring:

MarLIN: (HI = Highly Intolerant; I = Intolerant; T= Tolerant; F = Favoured; HF = Highly

Favoured.)

MES: Vulnerable – Intermediary - Robust

GiMaRis:

I. Species very sensitive to fisheries in which the bottom is disturbed. Their populations do not easily recover.

II. Species sensitive to fisheries in which the bottom is disturbed, but their populations recover relatively quickly.

III. Species tolerant to fisheries in which the bottom is disturbed. Their populations do not show a significant decline or increase.

IV. Second-order opportunistic species, which are sensitive to fisheries in which the bottom is disturbed. Their populations recover relatively quickly however and benefit from the disturbance, causing their population sizes to increase significantly in areas with intense fisheries.

Om de integratie mogelijk te maken i.) binnen elke lijst voor verschillende soorten van dezelfde genus en ii.) tussen de lijsten voor hetzelfde genus in verschillende lijsten zijn de drie notatiesystemen vertaald in één numerieke schaal van 1 tot 5 (Tabel 1.4).

(35)

Tabel 1.4 Gelijkstelling tussen de notatiesystemen in gebruik voor de gevoeligheid van de bodemdieren op fysische verstoring in de drie soortenlijsten MarLIN, MES, GiMaRis en in de PMR lijst

PMR MarLIN MES GiMaRis

1 “Highly Intolerant”

“Intolerant“ Vulnerable

Very sensitive (I) Sensitive (II)

3 “Tolerant” Intermediary Tolerant (III)

5 “Favoured”

“Highly favoured” Robust Opportunistic (IV) De MarLIN, MES, GiMaRis en PMR lijsten bevatten respectievelijk, na de taxonomische integratie van soort naar genus, 146, 203, 239 en 155 genera.

Van de 155 genera uit de PMR lijst bestaat er voor 110 daarvan een overeenkomst in een van de drie referentielijsten.

Door het middelen van de BGI scores voor de soorten binnen elk genus en tussen de referentielijsten, kent het BGI_PMR waarden tussen de drie scores van 1, 3 en 5 gelijkgesteld met de categorieën uit de referentielijsten. Er worden vier groepen van gemiddeld 27 genera gevormd op basis van de gevoeligheid voor beroering (Tabel 1.5).

De BGI_PMR genuslijst is gekoppeld aan de PMR dataset en gebruikt voor een analyse naar het verschil in biomassa voor (2004-2007) en na (2009-2010) de instelling van het bodembeschermingsgebied.

Tabel 1.5 BGI scores berekend na het koppelen van de PMR genera lijst met de drie referentielijsten (MarLIN, MES en GiMaRis). Het aantal genera binnen elk van de vier gevormde gevoeligheidsklasse is weergegeven

BGI_PMR Aantal genera <=2 (zeer gevoelig) 22 >2 <= 3 (gevoelig) 49 >3 <=4 (veerkrachtig) 23 >4 <=5 (ongevoelig) 16 1.3 RESULTATEN 1.3.1 Survey 2010

1.3.1.1 Dichtheid, biomassa, diversiteit en gemeenschappen in de Box-corer monsters Taxonomische samenstelling (Box-corer)

In totaal zijn er 152 soorten op naam gebracht in de 411 monsters genomen tijdens de bemonstering in 2010. De meeste soorten horen bij de vier taxonomische groepen Polychaeta, Crustacea, Bivalvia en Gastropoda (Tabel 1.6).

(36)

Tabel 1.6 Aantal onderscheiden soorten per taxon gevonden tijdens de bemonstering 2010 (data box-corer)

Taxonomische klasseAantal onderscheiden soorten

Polychaeta 69 Crustacea 47 Bivalvia 19 Stelleroidea 5 Gastropoda 4 Overige 2 Oligochaeta 2 Echinoidea 2 Ophiuroidea 1 Anthozoa 1

Dominante soorten (box-corer)

De samenvoeging van de lijsten van de eerste 30 soorten binnen elk deelgebied (referentiegebieden en bodembeschermingsgebied opgesplitst naar geomorfologisch deelgebied) op basis van hun gemiddelde biomassa levert een lijst op van 77 dominante soorten voor het hele studiegebied (Tabel 1.7).

De frequentie van voorkomen en de gemiddelde (± SE) en maximale gemiddelde dichtheid en biomassa van deze 77 soorten zijn berekend per deelgebied (Bijlage 3).

Tabel 1.7 Lijst van de 77 dominante soorten gevonden tijdens de bemonstering van 2010 na selectie van de 30 eerste soorten binnen elk gebied op basis van de biomassa (data box-corer)

Taxonomische

klasse Soortennaam

Taxonomische

klasse Soortennaam

Alitta virens Abra alba

Aphelochaeta marioni Barnea candida Arenicola defodiens Cerastoderma edule

Aricidea minuta Ensis directus

Capitella capitata Lutraria lutraria Eunereis longissima Macoma balthica Glycera oxycephala Mya arenaria Glycera tridactyla Mytilus edulis Heteromastus

filiformis PELECYPODA

Lanice conchilega Petricola pholadiformis Magelona johnstoni Scrobicularia plana Magelona mirabilis Spisula subtruncata Nephtys assimilis Tellimya ferruginosa

Nephtys caeca Tellina fabula

Nephtys cirrosa Tellina tenuis

Nephtys hombergii

Bivalvia

Venerupis senegalensis Polychaeta

(37)

Ophelia borealis Bathyporeia elegans

Owenia fusiformis Carcinus maenas

Paradoneis fulgens Crangon crangon Pectinaria (Lagis)

koreni Diogenes pugilator

Phyllodoce Gastrosaccus spinifer

Phyllodoce (Anaitides)

groenlandica Hemigrapsus takanoi

Phyllodoce mucosa Liocarcinus holsatus Pygospio elegans Liocarcinus navigator Scolelepis (Scolelepis)

squamata Mesopodopsis slabberi

Scolelepis bonnieri Pagurus bernhardus Scoloplos (scoloplos)

armiger Pestarella tyrrhena

Spio goniocephala Processa parva

Spio martinensis Schistomysis kervillei Spiophanes bombyx Thia scutellata Travisia forbesii Urothoe brevicornis

Asterias rubens Urothoe poseidonis

Ophiura albida Crepidula fornicata

Ophiura ophiura Gastropoda Nassarius reticulatus Stelleroidea

Ophiura sarsi Anthozoa ACTINIARIA Echinocardium

cordatum Oligochaeta OLIGOCHAETA Echinoidea

ECHINODERMATA Overige NEMERTINA Ophiuroidea OPHIUROIDEA

Op basis van de totale biomassa van elke soort in het onderzoeksgebied is een selectie gemaakt van de 15 eerste soorten die samen 90% van de biomassa uitmaken, na uitsluiting van mesheften (zelf verantwoordelijk voor meer dan 60% van de totale biomassa!) (Figuur 1.9). Figuur 1.10 tot en met Figuur 1.13 geven de verspreiding van deze 15 dominante soorten en mesheften (Ensis) weer.

De soorten zijn gesorteerd op basis van hun gemiddelde biomassa in het onderzoeksgebied (data box-corer).