Optimalisatie van natuurbeleid in landbouwgebied: ECOPAY: een economisch-ecologisch weidevogelmodel

(1)

INBO.R.2012.44

W etenschappelijke instelling van de V laamse ov erheid

Optimalisatie van natuurbeleid in

landbouwgebied: ECOPAY

een economisch-ecologisch weidevogelmodel

Peter Van Gossum, Joris Aertsens, Astrid Sturm, Wouter Van Reeth, Melanie Mewes,

Toon Van Daele, Karin Johst, Steven Broekx, Frank Wätzold, Carine Wils

Instituut voor

(2)

Auteurs:

Peter Van Gossum1_{, Joris Aertsens}2_{, Astrid Sturm}3_{, Wouter Van Reeth}1_{, Melanie Mewes}4_{, Toon Van Daele}1_,

Karin Johst4_{, Steven Broekx}2_{, Frank Wätzold}5_{, Carine Wils}1

1_{Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek} 2 _{Vlaamse Instelling voor Technologisch onderzoek} 3_{Freie Universität Berlin}

4_{Helmholz Zentrum für Umweltfoschung}

5_{Brandenburgische Technische Universität Cottbus} Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek

Het Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek (INBO) is het Vlaams onderzoeks- en kenniscentrum voor natuur en het duurzame beheer en gebruik ervan. Het INBO verricht onderzoek en levert kennis aan al wie het beleid voorbereidt, uitvoert of erin geïnteresseerd is.

Vestiging: INBO Brussel Kliniekstraat 25, 1070 Brussel www.inbo.be e-mail: peter.vangossum@inbo.be Wijze van citeren:

Peter Van Gossum, Joris Aertsens, Astrid Sturm, Wouter Van Reeth, Melanie Mewes, Toon Van Daele, Karin Johst, Steven Broekx, Frank Wätzold, Carine Wils (2012) Optimalisatie van natuurbeleid in landbouwgebied: ECOPAY – een economisch-ecologisch weidevogelmodel. Rapporten van het Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek 2012 (44). Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek, Brussel.

D/2012/3241/308 INBO.R.2012.44 ISSN: 1782-9054 Verantwoordelijke uitgever: Jurgen Tack Druk:

Managementondersteunende Diensten van de Vlaamse overheid. Foto cover:

Y.Adams/Vilda

(3)

Optimalisatie van natuurbeleid in

landbouwgebied: ECOPAY – een

economisch-ecologisch

weidevogelmodel

Peter Van Gossum, Joris Aertsens, Astrid Sturm, Wouter

Van Reeth, Melanie Mewes, Toon Van Daele, Karin Johst,

Steven Broekx, Frank Wätzold, Carine Wils

INBO.R.2012.44

(4)

2 Optimalisatie van natuurbeleid in landbouwgebied: ECOPAY – een economisch-ecologisch weidevogelmodel

www.inbo.be

Voorwoord

De biodiversiteit van Europese landbouwlandschappen gaat sterk achteruit (Krebs et al. 1999; Newton 2004; Biesmeijer et al. 2006; Öckinger et al. 2006; Turbé et al. 2010). Dit biodiversiteitsverlies is het gevolg van de aan elkaar gerelateerde processen (Persson et al., 2010) van landbouwintensivering (Donald et al. 2001) en het verlies aan ecologische heterogeniteit (Benton et al. 2003). Om dit samengaan te verbeteren kozen de Europese Unie (EU) en de Verenigde Staten (USA) in sterke mate voor het financiële beleidsinstrument “agromilieumaatregelen” (Pain & Pienkowski 1997). Het belang van dit instrument wordt benadrukt door het budget van meer dan 2 miljard dollar dat de USA en de EU hiervoor elk uitgeven (Gabriel et al., 2010). Of de gefinancierde maatregelen ook effectief zijn, is evenwel nog onduidelijk (Klein et al. 2001; Peach et al. 2001, Klein & Sutherland 2003; Bradbury et

al. 2004; Vickery et al. 2004; Tscharntke et al. 2005; Klein et al. 2006; Batáry et al. 2010;

Gabriel et al. 2010). Deze onduidelijkheid geldt ook voor Vlaanderen.

Het doel van dit Natuurrapport Beleidsevaluatie is om het biodiversiteitsbeleid in landbouwgebied1 te evalueren en voorstellen te doen voor optimalisatie. Thematisch beperkt het Natuurrapport Beleidsevaluatie zich tot de beleidsmaatregelen met betrekking tot vogels (weidevogels, akkervogels, ganzen, houtduif) en erosiebestrijding. De reden hiervoor is de databeschikbaarheid. Enkel over vogels zijn er data beschikbaar waarmee het biodiversiteitsbeleid in landbouwgebied rechtstreeks kan geëvalueerd worden. Van andere soortgroepen zijn geen of onvoldoende data voorhanden. Ook over erosiebestrijding zijn veel data beschikbaar. Daarnaast werd er voor deze thema’s gekozen omdat zowel maatregelen voor erosiebestrijding als vogelbeheer positieve neveneffecten hebben op de biodiversiteit in het algemeen. Zo vermindert erosiebestrijding de aanvoer van nutriënten, organisch materiaal, polluenten en sedimentatiemateriaal naar het oppervlaktewater. Dit heeft een positief effect op de waterbiodiversiteit. Daarnaast hebben verscheidene erosiebestrijdingsmaatregelen ook een positief effect op de bodembiodiversiteit. Bodembiodiversiteit is een onderbelichte, maar belangrijke biodiversiteitscomponent voor de landbouw. De gevolgen van het gebrekkige beheer van de bodembiodiversiteit werd door een recente Europese studie ingeschat op 1 triljoen dollar per jaar op wereldschaal (Turbé et al. 2010). Ook vogelbeheermaatregelen kunnen resulteren in een lokale verhoging van de biodiversiteit in andere taxa (o.a. loopkevers, lieveheersbeestjes).

Het evaluatiegedeelte bestaat uit zes wetenschappelijke rapporten die respectievelijk het beleid evalueren op:

output: In welke mate worden de vooropgestelde doelen bereikt (doelbereiking), in welke mate worden de doelen bereikt dankzij het beleid (doeleffectiviteit) en wat zijn de neveneffecten van dit beleid? (rapport Doelevaluatie van natuurbeleid in landbouwgebied: case vogelbeheer en erosiebestrijding)

inhoud: In welke mate werd er rekening gehouden met de wetenschappelijke inzichten bij het beleidsontwerp van de gekozen beleidsinstrumenten? (rapport Inhoudsevaluatie van natuurbeleid: case vogelbeheer en erosiebestrijding)

instrumentenmix: In welke mate beantwoordt de gekozen beleidsinstrumentenmix aan de slimme regelgevingsprincipes? (rapport Evaluatie van de instrumentenmix van natuurbeleid: case vogelbeheer en erosiebestrijding)

1_{Met landbouwgebied bedoelen we gronden die in landbouwgebruik zijn, met uitzondering van de}

(5)

www.inbo.be Optimalisatie van natuurbeleid in landbouwgebied: ECOPAY – een economisch-ecologisch weidevogelmodel

3

monitoring: Wordt de uitvoering van het beleid opgevolgd? Zijn er data voorhanden waarmee de effectiviteit van het beleid kan nagegaan worden? (rapport Evalutie van de monitoring van natuurbeleid: case vogelbeheer en erosiebestrijding)

haalbaarheid: In welke mate werd er rekening gehouden met de wensen en noden van de beleidsdoelgroep, zijnde landbouwers? (Natuurbeleid in landbouwgebied: haalbaarheid voor landbouwers)

omgeving: In welke mate wordt de uitvoering van het beleid bemoeilijkt door onbedoelde beïnvloeding vanuit andere (beleids)domeinen? (Natuurbeleid in landbouwgebied: invloed van de beleidsomgeving)

Het eerste evaluatierapport gaat het beleidssucces of –falen na. De volgende drie wetenschappelijke rapporten trachten dit succes of falen te verklaren door de kwaliteit van het beleidsontwerp te beoordelen. In de laatste twee wetenschappelijke rapporten wordt onderzocht of het succes of falen verklaard kan worden door de invloed van de context (beperkt tot de doelgroep en de invloed van andere beleidsdomeinen) op het doel en op de beleidsmaatregelen (zie ook figuur 1).

Legende

Pijl 1: rechtstreekse effect van de beleidsmaatregel (bv. beheerovereenkomst weidevogels) op het bereiken van het beleidsdoel (toename van de broedvogelindex met 10% tegen 2015, referentiejaar 2007-2008)

Pijl 2: de positieve en negatieve gevolgen van de beleidsmaatregel voor andere beleidsdoelen (bv. de verdere achteruitgang van de niet-vogel biodiversiteit stopzetten tegen 2020)

Pijl 3: rechtstreeks effect van de context (bv. autonome ontwikkeling) op het bereiken van het beleidsdoel

X: de grootte van het effect van een beleidsmaatregel is afhankelijk van de context waarin het wordt toegepast (bv. een beleidsmaatregel die gemakkelijker inpasbaar is in de landbouwbedrijfsvoering zal meer landbouwers overtuigen om deze maatregel toe te passen waardoor het effect van de maatregel groter zal zijn)

Figuur 1 Evaluatie van beleid in kader van Natuurrapport Beleidsevaluatie (aangepast op basis van Swanborn 1999)

Het optimalisatiegedeelte bestaat uit twee wetenschappelijke rapporten die verschillende van de in het evaluatiegedeelte geformuleerde beleidsaanbevelingen in de praktijk uittesten. Deze rapporten zijn:

Ontwikkeling van een landschapsvisie aan de hand van een casestudy: hoe kan een lokale gebiedsvisie opgesteld worden die rekening houdt met de maatschappelijk gewenste landschapsdiensten en wat is de reactie van de gebiedsactoren op deze visie? (rapport Optimalisatie van natuurbeleid in landbouwgebied: landschapsvisie Gelinden)

beleidsmaatregel

Context: haalbaarheid

(6)

www.inbo.be

Kosteneffectief weidevogelmodel: is het mogelijk om de budgettaire kost van het weidevogelbeheer voor de overheid te verminderen, terwijl toch het gewenste doel behaald wordt en de landbouwer een billijke vergoeding krijgt voor zijn inspanningen en opbrengstverlies? (dit rapport).

Dit rapport “Optimalisatie van natuurbeleid in landbouwgebied: ECOPAY – een economisch-ecologisch weidevogelmodel” is één van de acht wetenschappelijke rapporten, die het middengedeelte vormen van het Natuurrapport Beleidsevaluatie 2012 (figuur 2). Elk van deze rapporten kan afzonderlijk gelezen worden en is geschreven voor de meer specialistische lezer. Deze wetenschappelijk rapporten vormen de input van het Natuurrapport Beleidsevaluatie. Dit rapport is geschreven voor beleidsmakers, wetenschappers en werknemers en vrijwilligers van middenveldorganisaties met interesse in agromilieumaatregelen, biodiversiteit, erosiebestrijding en/of beleidsevaluatie. Daarnaast vormen de wetenschappelijke rapporten ook de basis voor de Natuurrapport Beleidsevaluatievideo. Deze video geeft in 10 minuten de voornaamste resultaten van het natuurrapport weer. Tenslotte kan een geïnteresseerde lezer zich ook verder verdiepen doordat ook de wetenschappelijke achtergrondrapporten op de website worden weergegeven.

Figuur 2 De situering van de wetenschappelijke hoofdstukken binnen het productgamma van het Natuurrapport Beleidsevaluatie Natuurrapport (50 blz) Achtergronddocumenten Inhoudsevaluatie Context: landbouwers Doelevaluatie Instrumentenmix Landschapsvisie Gelinden Kosteneffectiviteit Gereviewde wetenschappelijke hoofdstukken Natuurrapport en video Wetenschappelijke NARA-rapporten (bv) - ECOPAY-CASPER-MKM-Natuur Bestaande INBO-rapporten (bv) - Duiven in West-Vlaamse

context. Deel 2: Veldonderzoek

- Impact van PDPO II maatregelen

op biodiversiteit

Externe rapporten (bv)

- Doctoraat “The use of

social psychology for improving the adoption of conservation practices”

- Eindrapport Mulitimode

- AMS-rapport

“Agromilieumaatregelen: hoe denken landbouwers erover?”

Monitoring

Context: beleidsomgeving

(7)

5

Samenvatting

Aan de hand van het model ECOPAY-Vlaanderen onderzochten we of het huidig weidevogelbeheer meer kan bereiken met dezelfde middelen. Het model toont aan dat meer ecologisch resultaat bereikt kan worden met eenzelfde budget als landbouwers hun landbouwactiviteit langer uitstellen. Bovendien wordt dit ecologisch resultaat bereikt door een veel kleinere beheeroppervlakte en krijgt een individuele landbouwer per hectare een hogere vergoeding. Daarnaast toont dit model aan dat dit uitstel soortafhankelijk is en dat een verder uitstel ook niet voor alle soorten en in alle situaties een effectieve oplossing is.

Summary

(8)

6 Optimalisatie van natuurbeleid in landbouwgebied: ECOPAY – een economisch-ecologisch weidevogelmodel www.inbo.be

Inhoud

1 Inleiding ... 9 2 Modelbeschrijving ... 11 2.1 Inleiding ... 11 2.2 Economisch model ... 15 2.3 Ecologisch model ... 18 2.4 Maatregelen ... 20 2.5 Ecologische variabelen ... 22

2.5.1 Minimale Ecologische kwaliteit ... 22

2.5.2 Doeloppervlakte ... 23

2.5.3 Predatie ... 23

3 Hoe effectief zijn het huidig beleid en de beleidsalternatieven ? ... 25

4 Verhogen kosteneffectiviteit ... 27

5 Baten van biodiversiteit in landbouwgebied ... 28

5.1 Economisch optimaliseren: een verhaal van kosten en baten ... 28

5.2 Ecosysteemdiensten van weidevogelgebieden ... 29

5.3 Hoe kunnen we die ecosysteemdiensten en -winsten waarderen? ... 30

5.4 Hoe kunnen we die ecosysteemdiensten en -winsten verzilveren? ... 32

6 Besluit ... 34

7 Consortium ... 35

Bijlage……….. ... 36

Lectoren………… ... 47

(9)

7

Lijst van figuren

Figuur 1 Evaluatie van beleid in kader van Natuurrapport Beleidsevaluatie (aangepast op basis van Swanborn 1999) ... 3 Figuur 2 De situering van de wetenschappelijke hoofdstukken binnen het productgamma van

het Natuurrapport Beleidsevaluatie ... 4 Figuur 3 Studiegebieden voor optimalisatie van beheerovereenkomsten voor

weidevogelbescherming en akkervogelbescherming ... 10 Figuur 4 Ecologisch resultaat en de netto opbrengst van de landbouwproductie voor diverse

beheerovereenkomsten ... 12 Figuur 5 Geselecteerde weidevogels (van links boven naar rechts onder: grutto, tureluur,

kievit, scholekster en wulp, foto’s: Yves Adams) ... 14 Figuur 6 Schematische weergave van ECOPAY-Vlaanderen ... 15 Figuur 7 Economisch model buto opbrengstverlies voor maaien (hergroeivertraging) en

omweiden (vertrappeling) ... 16 Figuur 8 Economisch model buto opbrengstverlies voor standweiden ... 17 Figuur 9 Ecologisch model voor standweiden ... 20 Figuur 10 De maximaal haalbare ecologisch effectieve oppervlakte van de verschillende

beheermaatregelen in scenario zonder predatie bij graslandgebruiksvorm maaien ... 36 Figuur 11 De maximaal haalbare ecologisch effectieve oppervlakte van de verschillende

beheermaatregelen in scenario zonder predatie bij graslandgebruiksvorm omweiden ... 37 Figuur 12 De maximaal haalbare ecologisch effectieve oppervlakte van de verschillende

beheermaatregelen in scenario zonder predatie bij graslandgebruiksvorm standweiden ... 38 Figuur 13 De maximaal haalbare ecologisch effectieve oppervlakte van de verschillende

beheermaatregelen in scenario zonder predatie bij graslandgebruiksvorm maaien-omweiden ... 39 Figuur 14 De maximaal haalbare ecologisch effectieve oppervlakte van de verschillende

beheermaatregelen in scenario zonder predatie bij graslandgebruiksvorm maaien-standweiden ... 40 Figuur 15 De maximaal haalbare ecologisch effectieve oppervlakte van de verschillende

beheermaatregelen in scenario met predatie bij maaien ... 41 Figuur 16 De maximaal haalbare ecologisch effectieve oppervlakte van de verschillende

beheermaatregelen in scenario met predatie bij omweiden ... 41 Figuur 17 De maximaal haalbare ecologisch effectieve oppervlakte van de verschillende

beheermaatregelen in scenario met predatie bij standweiden ... 42 Figuur 18 De maximaal haalbare ecologisch effectieve oppervlakte van de verschillende

beheermaatregelen in scenario met predatie bij maaien-omweiden... 42 Figuur 19 De maximaal haalbare ecologisch effectieve oppervlakte van de verschillende

(10)

www.inbo.be

Figuur 20 Kosteneffectiviteit van de beheermaatregelen maaien (gruttobeheer op 14 juni is de referentie, de andere maatregelen alsook de andere soorten worden relatief met deze referentie vergeleken) ... 44 Figuur 21 Kosteneffectiviteit van de beheermaatregelen omweiden (gruttobeheer op 14 juni

is de referentie, de andere maatregelen alsook de andere soorten worden relatief met deze referentie vergeleken) ... 44 Figuur 22. Kosteneffectiviteit van de beheermaatregelen standweiden (gruttobeheer op 14

juni is de referentie, de andere maatregelen alsook de andere soorten worden relatief met deze referentie vergeleken) ... 45 Figuur 23 Kosteneffectiviteit van de beheermaatregelen maaien + omweiden (gruttobeheer

op 14 juni is de referentie, de andere maatregelen alsook de andere soorten worden relatief met deze referentie vergeleken) ... 45 Figuur 24 Kosteneffectiviteit van de beheermaatregelen maaien + standweiden

(gruttobeheer op 14 juni is de referentie, de andere maatregelen alsook de andere soorten worden relatief met deze referentie vergeleken) ... 46

Lijst van tabellen

Tabel 1 Het aandeel van de eieren t.o.v. het totaal dat per kwartmaand gelegd wordt bij grutto, wulp, kievit, tureluur en scholekster ... 19 Tabel 2 Huidige beheerovereenkomsten voor weidevogelbeheer die zijn onderzocht in

ECOPAY-Vlaanderen ... 21 Tabel 3 Huidige of alternatieve weidevogelbeheermaatregelen die de gewenste ecologisch

effectieve oppervlakte konden bereiken in het scenario zonder predatie ... 26 Tabel 4 Huidige weidevogelbeheermaatregelen die de gewenste ecologisch effectieve

oppervlakte konden bereiken in het scenario met predatie ... 26 Tabel 5 Maatregel met de hoogste kosteneffectiviteit voor grutto, tureluur, wulp, kievit en

scholekster bij de vijf onderzochte graslandgebruiksvormen ... 27 Tabel 6 Impact assessment matrix: relatie tussen weidevogelmaatregelen en

ecosysteemdiensten. ... 29

(11)

9

1 Inleiding

Broedpopulaties van ‘primaire’ weidevogels (de steltlopers grutto, tureluur, wulp, kievit en scholekster) vertoonden na een daling gedurende de 20ste eeuw tussen 1990 en 2002 opnieuw stabiele tot uitgesproken positieve aantalstrends (Hens 2005). De kievit bleef stabiel, de grutto en wulp namen met 20 – 50% toe en scholekster en tureluur kenden een toename in de broedpopulatie van meer dan 50%. Die trend contrasteerde met de evolutie in Europa, waar de steltloperpopulaties een verder dalende trend noteerden. Recenter onderzoek suggereert dat de broedaantallen van grutto, wulp en kievit tussen 2007 en 2010 afnamen terwijl scholekster verder toenam (zie Inhoudsevaluatie § 2.1).

Het INBO ontwikkelde een wetenschappelijke kaart met de gebieden waarop deze soorten in Vlaanderen kunnen voorkomen. Van die gebieden werden er in 2005 ongeveer 8.000 ha beheerd als natuurreservaat, terwijl 43.400 ha als landbouwgrond werd gebruikt (Danckaert

et al. 2009; Gobin et al. 2007). Weidevogelbeheer is in Vlaanderen dan ook in grote mate

afhankelijk van de vrijwillige medewerking van landbouwers.

Landbouwers kunnen daarom in het kader van de Europese Plattelandsverordening vrijwillig een beheerovereenkomst ‘weidevogelbeheer’ afsluiten en zo overschakelen naar een meer ‘weidevogelvriendelijke’ landbouwpraktijk. Die beheerovereenkomsten zouden effectief kunnen zijn (zie Inhoudsevaluatie § 3.1) maar nog meer meetjaren zijn nodig om hierover zekerheid te hebben. Wat nog niet werd aangetoond is of ze ook kosteneffectief zijn. Een beheermaatregel is kosteneffectief indien hij een bepaald ecologisch doel kan realiseren tegen een lagere kostprijs dan andere maatregelen. Voorbeelden van een ecologisch doel zijn in dit geval een broedpopulatie van een bepaalde omvang of bepaalde oppervlakte geschikt weidevogelhabitat. Indien geen ecologisch doel is vooropgesteld, kan ook een aangepaste definitie worden gebruikt: een maatregel is kosteneffectief indien met een bepaald budget een beter ecologisch resultaat kan worden gerealiseerd dan met andere maatregelen (Wätzold & Schwerdtner 2005).

In dit hoofdstuk wordt nagegaan of de maatregelen in het kader van de beheerovereenkomst ‘weidevogelbeheer’ kosteneffectief kunnen worden genoemd. Hiervoor wordt gebruik gemaakt van een ecologisch-economisch model via de softwaretool ECOPAY-Vlaanderen.

(12)

www.inbo.be

(13)

11

2 Modelbeschrijving

2.1 Inleiding

In dit hoofdstuk wordt onderzocht of het huidig maatregelenpakket van de beheerovereenkomst ‘weidevogelbeheer’ geoptimaliseerd kan worden, zodat een beter ecologisch resultaat bereikt wordt met een zelfde budget.

De weidevogelmaatregels komen er in essentie op neer dat landbouwers later hun weidegras zullen maaien, of later hun koeien zullen inscharen op de weide. Dit verhoogt aanzienlijk de overlevingskansen van de broedsels en van de jonge weidevogelkuikens, waardoor de populaties zich beter kunnen handhaven of uitbreiden. Door die maatregelen vermindert ook de economische opbrengst voor de landbouwer. De landbouwers worden hiervoor gecompenseerd door de overheid via beheerovereenkomsten. Er is dus een afruil tussen het bevorderen van de weidevogelpopulatie en de landbouwopbrengst. Die afruil leent zich tot de volgende optimalisatievragen: “Hoe kunnen we met een bepaald overheidsbudget dat wordt gebruikt om landbouwers te compenseren voor opbrengstverliezen, de weidevogelpopulaties in de Noorderkempen maximaal stimuleren?”. Een alternatieve vraag kan zijn: “Hoe kunnen we een bepaalde doelstelling inzake weidevogelpopulaties in Vlaanderen bereiken met minimale opbrengstverliezen in de landbouw en dus een minimaal overheidsbudget voor compensaties?”. Onderstaande figuur geeft voor verschillende combinaties aan weidevogelmaatregelen het ecologisch effect (Y-as) en de landbouwopbrengst (X-as). Indien een landbouwer vanuit de huidige landbouwpraktijk een maximaal bedrijfseconomisch resultaat nastreeft, bedraagt zijn netto opbrengst uit landbouwproductie L0 en is het

ecologisch effect (bv. aantal broedparen grutto) E0. Sluit hij een beheerovereenkomst af dan

daalt zijn netto opbrengst tot La en neemt het aantal broedparen toe tot Ea. Het budget,

nodig voor deze beheerovereenkomsten, bedraagt dan L0-La, als compensatie van de

gederfde landbouwopbrengst. Het model ECOPAY-VLAANDEREN gaat na of er ten opzichte van die beheerovereenkomst nog alternatieve, optimale maatregelencombinaties bestaan (groene curve op de figuur). Dit zijn maatregelen die een beter ecologisch resultaat opleveren voor hetzelfde landbouwverlies, of die hetzelfde ecologisch resultaat bereiken met een kleiner landbouwverlies. In het eerste geval blijft het budget gelijk maar stijgt de broedvogelpopulatie ten opzichte van de bestaande beheerovereenkomst (punt E*). In het tweede geval blijft de populatie gelijk maar kan er op het budget worden bespaard (punt L*).

Voor deze optimalisatie-oefening wordt gebruik gemaakt van het model ECOPAY (Mewes 2012) dat in Duitsland werd ontwikkeld. Dit model werd aangepast aan de Vlaamse context en kreeg de naam ECOPAY-VLAANDEREN.

ECOPAY-VLAANDEREN houdt rekening met vijf verschillende vormen van graslandgebruik, zijnde:

- standweiden waarbij vee graast in lage dichtheden over een lange periode op het perceel;

- omweiden waarbij vee graast in hoge dichtheden gedurende een korte periode op het veld, nadien gaat het naar een andere weide;

- maaien;

- en de sequentiële mengvormen (eerst maaien en daarna omweiden of standweiden).

(14)

www.inbo.be

varianten onderzocht. Het voorafgaand omzetten van akkerland in weiland en het plaatsen van nestbeschermers werden nog niet in het onderzoek opgenomen.

Figuur 4 Ecologisch resultaat en de netto opbrengst van de landbouwproductie voor diverse beheerovereenkomsten

Het graslandgebruik wordt momenteel gemodelleerd tot op een detail van 90 m op 90 m. Om de complexiteit van het model hanteerbaar te houden is elke graslandpixel toegewezen aan één van deze vijf graslandgebruiksvormen. Aangezien er geen GIS-data beschikbaar zijn over waar er precies welke vorm van graslandgebruik wordt toegepast, is bij de modellering aan de pixels ad random een gebruiksvorm toegewezen in de verhouding zoals die in de praktijk voorkomen in Vlaanderen, zijnde 10% maaien, 32,5% maaien-omweiden, 32,5% maaien-standweiden, 12,5% omweiden en 12,5% standweiden (bron: overleg met graslandexperten, 2011). Voor elke van deze gebruiksvormen worden verschillende varianten weidevogelmaatregelen onderzocht in ECOPAY-VLAANDEREN. Die varianten onderscheiden zich door het tijdstip van maaien of grazen, de veedichtheid en het veetype. In de toekomst kunnen nog andere varianten worden onderzocht, bijvoorbeeld in functie van de hoeveelheid en het type bemesten, of de voorafgaande omzetting vanuit akkerland. Om de maatregelen en de overlevingskansen van de broedvogels doorheen het broedseizoen te modelleren werkt ECOPAY-Vlaanderen met kwartmaanden (QM). Elke maand wordt hierbij onderverdeeld in vier periodes.

ECOPAY-VLAANDEREN houdt ook rekening met de potentiële geschiktheid van afzonderlijke percelen voor grasteelt en voor weidevogels. Voor de grasteelt wordt die berekend op basis van de bodemgeschiktheidskaart. De geschiktheid voor weidevogels hangt samen met bepaalde graslandtypes van de Biologische Waarderingskaart (BWK). Hierdoor ontstaat een ruimtelijk gevarieerde mozaïek van geschiktheden.

ECOPAY-VLAANDEREN bestaat uit de volgende onderdelen:

- Een database:

• ecologische kenmerken en vereisten van de geselecteerde weidevogels (grutto, tureluur, kievit, scholekster en wulp, figuur 5);

• maatregelenpakketten (incl. diegene die thans in de wetgeving zijn voorzien);

(15)

13 • beleidsgegevens (wetenschappelijke kaart (waar weidevogels kunnen

voorkomen), beleidskaart (waar beheerovereenkomsten weidevogels mogelijk zijn) en aankoopperimeters rond natuurreservaten (waar geen beheerovereenkomsten toegelaten zijn).

- Een economisch model (zie verder) - Een ecologisch model (zie verder)

- Een optimalisatietool: dit onderdeel omvat het ‘rekencentrum’ van het programma en bestaat op zijn beurt uit vier modules:

• Module ‘Kosten’: simulatie van de kost van een beheermaatregel: dit laat toe om de gewenste vergoeding en budgettaire kostprijs van een beheerovereenkomst te bepalen;

• Module ‘Kosteneffectiviteit’: simulatie van de kosten en het ecologisch effect van een groep van maatregelen: door de effect-kostenratio van de maatregelen met elkaar te vergelijken kan er nagegaan worden welke maatregelen kosteneffectief kunnen zijn;

• Module ‘Budgetoptimalisatie’: maximaal resultaat voor een gegeven budget: deze module gaat na of een bestaand budget optimaler kan worden ingezet om een beter ecologisch resultaat te bereiken;

• Module ‘Resultaatoptimalisatie’: minimaal budget voor een gegeven resultaat: deze module gaat na of een bestaand ecologisch resultaat zou kunnen worden bereikt tegen een lagere kostprijs.

(16)

www.inbo.be

(17)

15

Figuur 6 Schematische weergave van ECOPAY-Vlaanderen

2.2 Economisch model

ECOPAY-VLAANDEREN vertrekt vanuit de landbouwer die als bedrijfsleider een optimaal bedrijfseconomisch resultaat wil neerzetten. Het model gaat er van uit dat een landbouwer enkel een beheerovereenkomst zal sluiten wanneer hij/zij er financieel niet aan verliest. Dit betekent dat de vergoeding minstens het netto opbrengstverlies moet dekken. Het netto-opbrengstverlies is het bruto-netto-opbrengstverlies, verminderd met de uitgespaarde variabele kosten, verhoogd met een vaste transactiekost van €50 en vermenigvuldigd met de potentiële geschiktheid voor grasteelt. Het bruto-opbrengstverlies voor maaien en omweiden (figuur 7) wordt anders berekend dan dat voor standweiden (figuur 8). Het economisch model kent dus drie varianten. De eerste berekeningsstap is dezelfde in de drie modellen. We gaan ervan uit dat de landbouwer het energieverlies (dus het verlies in voedingswaarde) dat voortvloeit uit de toepassing van de beheerovereenkomst compenseert door de inkoop van krachtvoeder. De tweede stap, de berekening van de energieopbrengst na uitvoering van de maatregel, verschilt in de drie modellen.

2. Ecologische vereisten weidevogels 1. Geselecteerde weidevogels 3. Beheerovereenkomsten 4. Landschaps- en beleidsinformatie 5. Keuze simulatie- en optimalisatietaak a) Simulatie kost en kosteneffectiviteit

b) Maximaal resultaat bij gelijk budget

(18)

www.inbo.be

Figuur 7 geeft aan hoe het bruto-opbrengstverlies wordt berekend in het geval van omweiden en maaien. Bij deze graslandgebruiksvormen wordt de energieopbrengst van de maatregel berekend als de som van de energieopbrengsten van de verschillende maaisneden of omweidingen. De opbrengst per snede of omweiding is gelijk aan het product van de beschikbare droge stof en de energieconcentratie van het gras bij deze snede of omweiding. In Vlaanderen zijn er bij normale landbouwkundige uitbating vier sneden of omweidingen, bv. QM18 (8 mei), QM24 (22 juni), QM30 (8 augustus) en QM36 (1 oktober). De energieconcentratie per snede of omweiding varieert naarmate de eerste maai- of graassnede wordt uitgesteld, of wanneer de tussenperiode tussen sneden langer wordt. De “verteerbaarheid” geeft een indicatie van de kwaliteit van het gras. Ook die verteerbaarheid vermindert wanneer de eerste snede wordt uitgesteld of wanneer de tussenperiode tussen sneden langer wordt. Dit wordt geïllustreerd in figuur 7.

Figuur 7 Economisch model buto opbrengstverlies voor maaien (hergroeivertraging) en omweiden (vertrappeling)

Daarnaast zijn volgende andere factoren die mee de hoeveelheid droge stof bepalen, meegenomen in ECOPAY-Vlaanderen:

- bemesting: een hogere bemesting leidt tot een hogere droge stofproductie. Een

landbouwer moet daarbij rekening houden met de maximale wettelijk toegelaten bemesting. Die hoeveelheid verschilt voor de waterwingebieden (245 kg N/ha*jaar) en de overige gebieden (380 kg N/ha*jaar). Het economisch model veronderstelt dat de landbouwer die bemesting optimaal zal aan wenden. Hij zal dus minder bemesten naarmate de eerste snede langer wordt uitgesteld of naarmate de tussenperiode

Maatregel → periodes sneden

(19)

17

tussen sneden langer wordt. In die gevallen gaat het immers om gras van lage kwaliteit (lage verteerbaarheid);

- hergroeivertraging (bij maaien): gras dat pas gemaaid is, zal met een zekere

vertraging beginnen te hergroeien. Die vertraging is groter naarmate de vorige maaisnede zwaarder was (dus bij meer kg droge stof);

- vertrappeling (bij omweiden): gras dat beweid wordt, wordt deels vertrappeld en kan

hierdoor niet gegeten worden door de koeien.

Figuur 8 geeft aan hoe het bruto-opbrengstverlies wordt berekend in het geval van standweiden. Bij standweiden wordt de energieopbrengst van de maatregel berekend als de som van de hoeveelheid energie die de koeien tijdens de rust2_{- en de begrazingsperiode}

opnemen. De hoeveelheid energie opgenomen tijdens één periode (rust- of begrazingsperiode) wordt berekend als het product van het aantal graasdagen, het aantal grootvee-eenheden (GVE) en de dagelijkse energieopname per GVE. Uiteraard kan de opgenomen hoeveelheid niet groter zijn dan de beschikbare hoeveelheid. Er kan immers niet meer gras gegeten worden dan er groeit. Dit wordt gemodelleerd via een controlefunctie.

Figuur 8 Economisch model buto opbrengstverlies voor standweiden

Maatregel

Aantal GVE rustperiode: 0 of 2

Aantal GVE graasperiode: 3 of 4

Energie-opname koe (12308 VEM/dag)

Start rustperiode

Start graasperiode

Einde graasperiode: 31/10

Controle: voldoende energie aanwezig

(20)

www.inbo.be

2.3 Ecologisch model

Het ecologisch model voor standweiden verschilt licht van dat voor maaien en omweiden. Het model voor standweiden wordt schematisch weergegeven in figuur 9. Dit model berekent voor de geselecteerde maatregelen de ecologisch effectieve oppervlakte per weidevogelsoort in het bestudeerde gebied. Dit is de som van de ecologische waarden van alle pixels die voldoen aan een minimumkwaliteit. De minimumkwaliteit is de minimale ecologische waarde die nodig is opdat weidevogels op deze plek succesvol zouden kunnen broeden. De ecologische waarde van een pixel wordt berekend als het product van:

- de tijdsonafhankelijke habitatgeschiktheid, bepaald door de voorkeuren van de weidevogelsoorten inzake bodemvochtigheid en BWK-graslandtype en door de tijdsonafhankelijke predatie;

- en de tijdsafhankelijke habitatgeschiktheid, bepaald door de grashoogte en

landbouwkundige bewerkingen in het perceel een bepaalde kwartmaand tijdens

de periode maart tot november.

De habitatgeschiktheid per kwartmaand wordt berekend als het product van:

- het percentage van de eieren gelegd in die kwartmaand (tabel 1); doordat de broedperioden voor verschillende weidevogelsoorten niet geheel samenvallen (vergelijk bv. kievit met scholekster) zullen verschillende soorten anders reageren op een bepaalde beheermaatregel;

- de tijdsafhankelijke predatie;

- de soortgeschikte grashoogte, zijnde de mate waarin de verschillende grashoogteklassen in het perceel geprefereerd worden door de onderzochte weidevogelsoort;

- de overlevingskans in functie van de beheermaatregel (landbouwpraktijk):

• standweiden: de overlevingskans van weidevogeleieren en -kuikens in functie van vertrappeling is kleiner wanneer de veedichtheid groter is en wanneer er gekozen wordt voor jonge koeien. Jonge koeien bewegen meer dan adulte koeien.

(21)

19

Tabel 1 Het aandeel van de eieren t.o.v. het totaal dat per kwartmaand gelegd wordt bij grutto, wulp, kievit, tureluur en scholekster

Kwartmaand Grutto Wulp Kievit Tureluur Scholekster Totaal

(22)

www.inbo.be

Figuur 9 Ecologisch model voor standweiden

2.4 Maatregelen

In de database werden tot nu toe voor de beheerovereenkomst de volgende 2 typen van maatregelen onderzocht:

- uitgestelde begrazing: er zijn geen landbouwkundige werkzaamheden (maaien,

rollen, slepen, bemesten, bestrijdingsmiddelen gebruiken of beregenen) toegelaten tussen 1 april en 15 juni en het perceel mag pas gemaaid worden vanaf 16 juni; - uitgestelde beweiding: het perceel mag tot 15 juni uitsluitend als standweide

gebruikt worden en de veebezetting mag ten hoogste 2 dieren per hectare bedragen in de periode tussen 1 april en 15 juni, daarnaast zijn er geen andere

landbouwkundige werkzaamheden toegelaten. Bovendien wordt er geadviseerd om tijdens de rustperiode te werken met adulte koeien, maar is het gebruik van jonge koeien wel toegelaten. Tijdens de graasperiode grazen er doorgaans 3 of 4 grootvee-eenheden.

(23)

21

Tabel 2 Huidige beheerovereenkomsten voor weidevogelbeheer die zijn onderzocht in ECOPAY-Vlaanderen

huidige regelgeving uitstel beweidingsdatum (standweiden) uitstel beweidingsdatum (omweiden) uitstel maaidatum uitstel maaidatum + omweiden uitstel maaidatum + standweiden ECOPAY-code 14 jun; VD 2/3-4;

jong-adult 14 jun; 4-6; jong-adult 14 jun; 4-6

14 jun; 4-6; jong-adult

14 jun; 4-6; VD 0-2/3-4; jong-adult

De betekenis van deze codes is de volgende:

- 14 juni; VD 2/3-4; jong-adult: Het perceel wordt begraasd door 2 GVE’s van 1 april tot en met 14 juni. Er vinden geen andere landbouwkundige werkzaamheden plaats tot en met 14 juni. Vanaf 15 juni kan de landbouwer kiezen om het perceel te laten begrazen met 3 à 4 GVE’s. Daarnaast kan de landbouwer kiezen om de begrazing te doen met jonge of adulte koeien. De 4 mogelijke combinaties werden als afzonderlijke maatregelen binnen ECOPAY opgenomen.

- 14 juni; 4-6; jong-adult: Er vinden geen andere landbouwkundige werkzaamheden plaats tot en met 14 juni. Vanaf 15 juni kan de landbouwer de eerste snede doen (graassnede bij omweiden en maaisnede bij maaien + omweiden). De volgende snede vindt plaats 4 à 6 weken na de eerste snede. Daarnaast kan de landbouwer kiezen om de begrazing te doen met jonge of adulte koeien. De 4 mogelijke combinaties werden als afzonderlijke maatregelen binnen ECOPAY opgenomen. - 14 juni; 4-6: Er vinden geen andere landbouwkundige werkzaamheden plaats tot en

met 14 juni. Vanaf 15 juni kan de landbouwer de eerste maaisnede doen. De volgende maaisnede vindt plaats 4 à 6 weken na de eerste snede. Beide mogelijkheden werden als maatregel opgenomen binnen ECOPAY.

- 14 juni; 4-6; VD 0-2/3-4; jong-adult: Er vinden geen andere landbouwkundige werkzaamheden plaats tot en met 14 juni. Vanaf 15 juni kan de landbouwer de maaisnede doen. Deze maaisnede wordt gevolgd door een standweide waarbij tijdens de 4 of 6 weken durende rustperiode 0 of 2 GVE grazen. Tijdens de graasperiode is de veedichtheid 3 of 4 GVE. De begrazing gebeurt met jonge of adulte koeien. De acht mogelijkheden werden als maatregel opgenomen.

De huidige beheerovereenkomsten van tabel 2 werden vergeleken met 3.532 alternatieve maatregelen die naar de initiele testruns gereduceerd werden tot 2.000 en vervolgens verder tot 745 alternatieve maatregelen. In de initiële dataset kwamen er ook maatregelen voor met een rustperiode die een kwartmaand eerder startte en maatregelen met een uitstel van de derde snede. Beide variabelen hadden weinig of geen invloed op het economisch en het ecologisch resultaat. Een vroege start van de rustperiode zal enkel een invloed hebben wanneer de invloed van de meststoftoediening op de weidevogels in rekening gebracht wordt, maar data hiervoor ontbrak. Daarnaast vind de derde snede meestal plaats na de kritische broedperiode van de laatste groep weidevogelkuikens en is de kwantiteit van de grasopbrengst reeds aan het dalen. De 745 alternatieve maatregelen zijn:

- standweiden: 84 alternatieven die verschilden in

• qua lengte van de “rustperiode”: zijnde tot en met 7 april, 7 of 21 mei, 7, 14 of 21 juni, 7 of 21 juli, 7 of 21 augustus en 7 september, de start is steeds 1 april;

• in veetype: jonge of adulte koeien;

• in veedichtheden tijdens de begrazingsperiode: 3 of 4 grootvee-eenheden;

• in veedichtheden tijdens rustperiode: 0 of 2 grootvee-eenheden.

(24)

www.inbo.be • veetype: jonge of adulte koeien. Omdat bij omweiden zeer veel koeien

gedurende een korte tijd op de weide aanwezig waren en hierdoor de vertrappelingsdruk reeds zeer groot was, was er geen verschil tussen adulte en jonge koeien;

• tijdstip van de eerste beweiding of graassnede: resp. 14 en 11 varianten, variërende tussen 21 april en 7 september bij omweiden en tussen 7 mei en 21 augustus bij maaien-omweiden;

• aantal kwartmaanden tot de tweede snede: 4, 5, 6, 7, 8, 9 10, 12, 16 of geen tweede snede. De gekozen varianten hangen af van het tijdstip van de eerste snede.

- maaien: 47 alternatieven die verschilden in

• het tijdstip van de eerste snede: 14 varianten, variërende tussen 21 april en 7 september;

• het aantal kwartmaanden tot de tweede snede: 4, 5, 6, 7, 8, 9 10, 12, 16 of geen tweede snede. De gekozen varianten hangen af van het tijdstip van de eerste snede.

- maaien-standweiden: 424 varianten die verschillen in:

• het tijdstip van de eerste snede (maaien): 14 verschillende tijdstippen, van 30 april tot 7 augustus;

• het aantal kwartmaanden rustperiode: 4, 6, 8, 10 of 12 na de eerste snede;

• de veedichtheid tijdens de rustperiode: 0 of 2 GVE;

• de veedichtheid tijdens de graasperiode: 2 of 4 GVE;

• het veetype: adult of jong.

2.5 Ecologische variabelen

2.5.1 Minimale Ecologische kwaliteit

Er waren alleen voor grutto voldoende data beschikbaar om de minimale ecologische kwaliteit te berekenen (de minimale ecologische waarde die nodig is opdat weidevogels op deze plek succesvol zouden kunnen broeden). Daarom veronderstelden we dat de gruttowaarde ook gebruikt kon worden voor de andere steltlopers (kievit, scholekster, tureluur, wulp). De minimale ecologische kwaliteit voor grutto werd berekend op basis van

- de basisnorm niet gemaaid grasland voor een gruttopaar is minstens 0,7 à 1,4 ha (Schekkerman et al. 1998; 2005; 2008; Schekkerman & Müskens 2000; Teunissen & Willems 2004). Dit niet gemaaid grasland dient zich te bevinden op korte afstand, sommige grutto’s met kuikens verplaatsen zich minder dan 250 m. Indien die norm niet gehaald wordt, betekent dit dat de adulte vogels onvoldoende voedsel vinden voor de kuikens, waardoor hun overleving in gedrang komt. Er is hierbij gekozen voor de ondergrens van 0,7 ha omdat het ECOPAY-VLAANDEREN model reeds in rekening brengt dat er meer hectares niet gemaaid gras nodig zijn wanneer de basiskwaliteit van het grasland voor weidevogels laag is. Zo is bijvoorbeeld de potentiele geschiktheid van een raaigrasweide voor weidevogels 0,2, waarbij 0 volledig ongeschikt is en 1 volledig geschikt.

- de basisnorm goed weidevogellandschap voor grutto: hierbij moeten er meer dan 20 broedparen voorkomen per 100 ha grasland dat met elkaar verbonden is (Laporte & de Graaff 2006). Indien deze norm niet gehaald wordt, betekent dit dat de overleving van de populatie in gedrang komt.

(25)

23

2.5.2 Doeloppervlakte

Voor de kosteneffectiviteitsberekeningen dient er ook bepaald te worden wat de doeloppervlakte is of dus de minimaal te bereiken ecologisch effectieve oppervlakte. Die oppervlakte kan worden gerealiseerd binnen de weidevogelgebieden aangeduid op de beleidskaart weidevogels, en binnen de in het gebied reeds aanwezige graslanden onder effectief natuurbeheer (voornamelijk weidevogelreservaten). In de Noorderkempen is er 5.114 ha weidevogelgebied en 724 ha grasland met effectief natuurbeheer. Beide oppervlakten dienen nog naar beneden bijgesteld te worden omdat het niet nodig is dat de volledige oppervlakte onder beheer komt bij het weidevogelgebied en omdat weidevogelbeheer er niet het enige natuurdoel. Een deel van de graslanden wordt er bijvoorbeeld beheerd om de botanische diversiteit te verhogen, wat niet altijd weidevogels ten goede komt. We kozen daarom als ondergrens (1) dat in 20% van de op de beleidskaart aangeduide gebieden daadwerkelijk een beheerovereenkomst weidevogels wordt afgesloten en (2) dat 50% van de graslanden in effectief natuurbeheer weidevogelbeheer als natuurdoel nastreeft. Wanneer hierbij ook rekening wordt gehouden met de verdeling over de graslandgebruiksvormen en de minimale ecologische kwaliteit van 0,147, dan is de oppervlaktetaakstelling of ‘minimale ecologisch effectieve oppervlakte’ op gebiedsniveau: 20,36 ha bij maaien, 25,44 ha bij omweiden en standweiden en 66,16 ha bij maaien-standweiden en maaien-omweiden. Dit werd als volgt berekend:

(5.114 * 0,2 + 724 * 0,5) * 0,325 (aandeel maaien + standweiden) * 0,147 (minimale ecologische kwaliteit) = 66,16 ha ecologisch effectieve oppervlakte.

2.5.3 Predatie

Op meerdere plaatsen in Europa (Engeland, Duitsland en Nederland) is vastgesteld dat predatie op steltlopers (o.a. grutto, wulp, tureluur, kievit en scholekster) is toegenomen vanaf de laatste decennia van vorige eeuw. Dit is een belangrijke verliesoorzaak van weidevogelnesten en –kuikens (Oosterveld 2011). Die toename hangt samen met het herstel van een aantal predatoren in het moderne cultuurlandschap, zoals vos, buizerd, havik, zwarte kraai, blauwe reiger en ooievaar, in wisselwerking met diverse andere ontwikkelingen. Vastgestelde wisselwerkingen zijn (Oosterveld 2011):

- een afname van de roofvogelvervolging;

- de bestrijding van de ene predator leidt vaak tot de toename van een andere predator: bv. bejaging van de vos resulteert in een toename van hermelijnen. Hermelijnen zijn een prooidier van de vos;

- Sommige predatoren, bijvoorbeeld de vos, passen zich steeds beter aan cultuurlandschappen aan waardoor hun aantal en hun verspreidingsgebied toenemen.

- Het frequenter voorkomen van zachtere winters leidt mogelijk tot een hogere overleving van (semi)sedentaire predatoren zoals blauwe reiger en kraaiachtigen. - Intensivering van het landgebruik :

(26)

www.inbo.be • Door het eerder maaien en oogsten is er een korter seizoen voor eileg,

uitbroeden en volgroeien van de kuikens. Daardoor is er een lagere kans op een vervolglegsel;

• Door een verlies van dekking ten gevolge van het vroeger maaien, wordt de kans op predatie groter;

• Door een afname van de gewasdiversiteit en een hogere gewasdichtheid verslechteren de beschikbaarheid en de bereikbaarheid van voedsel voor kuikens en verhoogt de predatiekans;

• De aanwezigheid van opgaande elementen zoals bosjes en bomen leidt tot verkleining van een geschikt broedhabitat voor steltlopers die deze elementen mijden. Dit heeft te maken met het feit dat de opgaande elementen predatoren aantrekken;

• Het frequenter voorkomen van zachtere winters leidt mogelijk tot een hogere overleving van (semi)sedentaire predatoren zoals blauwe reiger en kraaiachtigen.

In Nederland zijn vos, hermelijn en zwarte kraai de belangrijkste nestpredatoren. Blauwe reiger, kleine marterachtigen (hermelijn, wezel, bunzing) en buizerd en mogelijk ook vos en zwarte kraai zijn de belangrijkste kuikenpredatoren (Teunissen et al 2005; Oosterveld 2001). Er is bovendien ook een tijdsafhankelijk effect vastgesteld: predatie neemt toe van april tot juni (Teunissen et al. 2005). Dit houdt verband met de reproductie van de predatoren. Dit laatste effect maakt dat een vroeg broedseizoen de overlevingskansen verhoogt.

Gezien het belang van predatie werden er met ECOPAY-Vlaanderen simulaties gedaan die deze parameter in rekening brachten. Er werd gekozen voor

(27)

25

3 Hoe effectief zijn het huidig beleid en de

beleidsalternatieven ?

Er werd voor vijf weidevogelsoorten nagegaan welke van de huidige maatregelen (uitstel beweiding of maaien tot en met 14 juni, zie § 2.4) de doeloppervlakte konden bereiken. Dit gebeurde zowel voor een scenario zonder als met predatie. Indien de huidige maatregelen dit doel niet konden bereiken, werd er nagegaan welke alternatieve maatregel de doeloppervlakte wel kon bereiken en de kleinste aanpassingen inhield van het huidig beleid. Het resultaat wordt weergegeven in tabel 3 en 4 en in de bijlage (figuren 10-19). Deze eerste resultaten suggereren dat de beheerovereenkomsten (weidevogels) inclusief de varianten van het huidig type maatregelen in het huidige Vlaamse landschap slechts gedeeltelijk een doeltreffend instrumentarium is. Meer specifiek kunnen volgende bevindingen uit de tabellen en de figuren worden afgeleid:

- In het scenario ‘met predatie’ zijn de huidige weidevogelmaatregelen voor alle soorten ongeschikt. Dit geldt ook voor alle alternatieve maatregelen wanneer wulp, kievit of scholekster de doelsoorten zijn. Daarnaast zijn er ook voor grutto en tureluur geen geschikte alternatieve maatregelen bij standweiden en maaien;

- In het scenario ‘zonder predatie’ zijn de huidige weidevogelbeheermaatregelen enkel voldoende bij grutto om de gewenste ecologisch effectieve oppervlakte te bereiken bij alle graslandgebruiksvormen;

- Tureluur en wulp zijn soorten met een voorkeur voor een latere maai- of graassnede (maaien vanaf 31 juli, andere maatregelen vanaf 21 juli);

- Voor kievit en scholekster zijn de graslandgebruiksvormen ‘maaien’, ‘omweiden’ of de combinatie ongeschikt. Dit komt omdat beide soorten een voorkeur hebben voor kort gras (<15 cm) en dus eerder een continue begrazing verkiezen;

- Alle soorten hebben er bij standweiden baat bij dat er geen vee graast tijdens de rustperiode. Dit geldt voor scholekster en kievit ook voor de korte rustperiode bij maaien + standweiden;

(28)

www.inbo.be

Tabel 3 Huidige of alternatieve weidevogelbeheermaatregelen die de gewenste ecologisch effectieve oppervlakte konden bereiken in het scenario zonder predatie

zonder predatie uitstel beweidingsdatum (standweiden) uitstel beweidingsdatu m (omweiden) uitstel maaidat um uitstel maaidatum + omweiden uitstel maaidatum + standweiden Grutto 14 jun; VD 0/3-4; jong-adult 14 jun; 4-6; jong-adult 14 juni; 4-6 14 jun; 4-6; jong-adult 14 jun; 4-6; VD 2/4; jong-adult Ture-luur 21 jun; VD 0/3-4; jong-adult 21 juni; 4-6; jong-adult 30 juni; 4-6 21 juni; 4-6; jong-adult 21 jun; 4-6; VD 2/4; jong-adult Wulp 14 jun; VD 0/3-4; jong-adult 21 juni; 4-6; jong-adult 30 juni; 4-6 21 juni; 4-6; jong-adult 21 jun; 4-6; VD 2/4; jong-adult Kievit 14 jun; VD 0/3-4; jong-adult 14 jun; 4-6; VD 0/3-4; jong-adult Schol-ekster 7 juli; VD 0/4; jong-adult 14 juli; 4-6; VD 0/4; jong-adult

(rood: doel wordt niet bereikt, ook niet door alternatieven; oranje: huidig beleid bereikt doel niet, schuin wordt de maatregel gegeven die de ecologisch effectieve oppervlakte bereikt en die het minst afwijkt van het huidig beleid, groen: doel wordt bereikt door sommige of alle huidige beleidsmaatregelen; voor interpretatie van de codes zie § 2.4)

Tabel 4 Huidige weidevogelbeheermaatregelen die de gewenste ecologisch effectieve oppervlakte konden bereiken in het scenario met predatie

met predatie uitstel beweidings-datum (standweiden) uitstel beweidings-datum (omweiden) uitstel maai-datum uitstel maaidatum + omweiden uitstel maaidatum + standweiden Grutto 30 juni; 6; jong-adult 21 juni; 4-6; jong-adult 7 juli; 4; VD 2/4; jong-adult Tureluur 14 juli; 5;

jong-adult 7 juli; 6; jong-adult

14 juli; 4; VD 2/4; jong-adult Wulp Kievit Schol-ekster

(29)

27

4 Verhogen kosteneffectiviteit

In tabel 5 en de bijlage (figuren 20-24) worden de alternatieve beheermaatregelen (uitstel beweiding of maaien tot en met 14 juni, zie § 2.4) vergeleken met gruttobeheer zoals thans voorzien in de regelgeving. Grutto is gekozen als vergelijkende soort omdat dit de enige weidevogel is waarvoor de huidige beheerovereenkomsten effectief zijn voor de 5 onderzochte graslandgebruiksvormen (zie tabel 3). De kosteneffectiviteit van het gruttobeheer tot en met 14 juni wordt gelijk gesteld aan 1. Een waarde groter dan 1 betekent dat de alternatieve maatregel voor de onderzochte soort en met eenzelfde budget een beter ecologisch effect realiseert dan de huidige beheerovereenkomsten dit doen voor grutto. Uit de tabel en de figuur kunnen volgende bevindingen worden afgeleid:

- Het kost meer om bij wulp en scholekster hetzelfde ecologisch resultaat te bereiken dan bij grutto (waarde wulp en scholekster steeds kleiner dan 1);

- Gruttobeheer kan kosteneffectiever door het langer uitstellen van het tijdstip van de eerste snede. Het meest kosteneffectieve tijdstip verschilt wel bij de vijf graslandgebruiksvormen: 21 juni bij maaien, 7 juli bij standweiden en 14 juli bij omweiden, maaien + omweiden en maaien + standweiden. Hetzelfde geldt voor de kosteneffectiviteitsverbetering: +15% bij standweiden, ±25% bij maaien, maaien-omweiden en maaien-standweiden en +41% bij maaien-omweiden. Het verlaten van de eerste snede zal wel leiden tot een grotere vergoeding per perceel, maar door de betere ecologische kwaliteit zijn er minder percelen nodig om de gewenste ecologisch effectieve oppervlakte te bereiken;

- Tureluur is een soort waarbij een (zeer) late eerste snede (7 – 21 juli) of een vroege eerste snede (21 april – 7 mei) het meest kosteneffectief is. De vroege eerste snede dient wel gevolgd te worden door een lange rustperiode;

- Wulp is een soort waarbij een late eerste snede (21 juni – 14 juli) het meest kosteneffectief is;

- Kievit is een soort die standweiden verkiest en waarbij begrazing vanaf 21 mei of 7 juni het meest kosteneffectief is;

- Scholekster is ook een soort die standweiden verkiest en waarbij de begrazing vanaf 21 juli het meest kosteneffectief is. Die voorkeur komt ook naar voor bij maaien en standweiden. De grootste voorkeur gaat daarbij naar een vroege eerste snede (21 of 30 april) met daarna een rustperiode van 3 maanden.

Tabel 5 Maatregel met de hoogste kosteneffectiviteit voor grutto, tureluur, wulp, kievit en scholekster bij de vijf onderzochte graslandgebruiksvormen

maaien omweiden standweiden maaien + omweiden maaien + standweiden

Grutto 21 juni (1,25) 14 juli (1,41) 7 juli (1,15) 14 juli (1,24) 14 juli/6 VD 2/4 (1,24)

Tureluur 21 juli (1,01) 21 juli (1,37) 21 juli (1,10) 21 juli (1,29) 21 april/12 VD 2/4 (1,87)

Wulp 14 juli (0,88) 7 juli (0,90) 21 juni (0,87) 7 juli (0,94) 21 april/10 VD 2/4 (0,91)

Kievit - - 7 juni (1,14) - 21 juni/4 VD 0/4 (0,71)

Scholekster - - 21 juli (0,66) - 30 april/12 VD 0/4 (0,67)

(30)

www.inbo.be

5 Baten van biodiversiteit in landbouwgebied

In de vorige paragrafen werd de relatie tussen de economische kosten en het ecologisch rendement van beheerovereenkomsten onderzocht. Beheerovereenkomsten brengen naast economische kosten echter ook economische baten voort. De verkenning van die baten vormt het voorwerp van de volgende paragraaf.

5.1 Economisch optimaliseren: een verhaal van kosten en

baten

De voorbije decennia is in brede kringen de overtuiging gegroeid dat ecosystemen een belangrijke bron en basis voor economische welvaart en maatschappelijk welzijn vormen (Daily 1997). Ze brengen voedsel voort, materialen en energie, regelen het klimaat globaal of lokaal, kunnen helpen om overstromingsrisico’s te beperken, vangen fijn stof af, bieden ruimte voor ontspanning, enzovoort. Die ‘ecosysteemdiensten’ hebben een economisch welvaartseffect dat tot op zekere hoogte in monetaire termen of ‘ecosysteemwinsten’ kan worden uitgedrukt (De Nocker et al. 2007; Liekens et al. 2009), ook al is die vertaalslag niet onomstreden en ook niet in alle omstandigheden aangewezen (Farley 2008; Vatn 1994). Het economisch welvaartseffect van ecosysteemdiensten is ook geen eenduidig positief verhaal. Natuur en biodiversiteit in de omgeving van menselijke activiteiten kunnen soms ook overlast en economische schade veroorzaken. Voorbeelden hiervan zijn de gezondheidsrisico’s door het toenemend aantal teken in bossen, landbouwschade door everzwijnen of houtduiven, materiële schade of ongevallen door omgewaaide bomen, kosten voor onderhoud van groeninfrastructuur, enzovoort.

Het Millennium Ecosystem Assessment gaf aan dat de wereldwijde vraag naar ecosysteemdiensten sinds het einde van de 18de_{eeuw sterk is toegenomen en dat die vraag}

de volgende decennia wellicht verder zal blijven stijgen (MA 2005). Die vraag is momenteel zo hoog dat een keuze voor een bepaalde ecosysteemdienst meestal ten koste gaat van andere ecosysteemdiensten. Met uitzondering van voedselvoorziening, die de toenemende vraag globaal heeft gevolgd, vertonen de meeste andere ecosysteemdiensten een dalende trend. De economische en sociale kost daarvan is vaak pas op langere termijn zichtbaar (bv. klimaat) of doet zich lokaal in verafgelegen gebieden voor (bv. landslides, watertekorten of juist overstromingen met soms cholera tot gevolg door niet-duurzame ontbossing). Die ‘externe kost’ wordt dan ook vaak niet door de markt of door traditionele economische beleidsindicatoren herkend (TEEB 2008).

Economisch en maatschappelijk optimale landgebruikskeuzen zouden in principe het welvaartseffect van veranderingen in de volledige waaier of bundel van ecosysteemdiensten moeten beschouwen. Daarbij kan dan worden nagegaan of de economische baten van een toename in één dienst (bv. winst uit toegenomen landbouwproductiviteit) nog groter zijn dan de negatieve baten door het afnemen van andere ecosysteemdiensten (bv. kosten van waterzuivering, overstromingen ten gevolge van erosie, economisch effect van verminderde recreatiemogelijkheden of groene ruimte). Het inzicht in de impact van landgebruikskeuzen op dienstenbundels is nog erg onvolledig (de Groot et al. 2010). In de mate dat hierover kennis beschikbaar is, kan zij gebruikt worden voor het vergelijken van alternatieve landgebruikskeuzen zoals bebouwing, mobiliteit, landbouw, recreatie, natuurbehoud (Nelson

et al. 2009; Polasky et al. 2008; van Oudenhoven et al. 2012). Maar ook binnen één

(31)

29

5.2 Ecosysteemdiensten van weidevogelgebieden

Wanneer een landbouwer opteert voor een beheerovereenkomst ‘weidevogelbeheer’, kiest hij voor een agrarisch landgebruik met meestal een lagere landbouwopbrengst maar met een hogere habitatkwaliteit voor weidevogels. Welke invloed heeft die aangepaste landbouwpraktijk op andere ecosysteemdiensten? Beheerovereenkomsten zoals ‘erosiebestrijding’ of ‘water’ (voluit: verminderde bemesting voor een betere waterkwaliteit) richten zich expliciet op het versterken of herstellen van regulerende ecosysteemdiensten. Maar ook de impact van biodiversiteitgerichte pakketten als weide- en akkervogelbeheer op andere ecosysteemdiensten wordt in toenemende mate onderzocht (Bradbury et al. 2010; De Deyn et al. 2011; Whittingham 2011). In Vlaanderen werden mogelijke bijdragen van beheerovereenkomsten aan het herstel van ecosysteemdiensten vanuit landbouwgebied al verkend (o.a. erosiepreventie, natuurlijke plaagbestrijding, natuurlijke bestuiving, waterzuivering…) (D'Haene 2010; Danckaert 2009; Jacobs et al. 2010b). Tabel 6 toont via een measure-impact assessment matrix de mogelijke relevantie van weidevogelbeheermaatregelen voor 11 ecosysteemdiensten, en voor de kwaliteit van weidevogelhabitat (Van Gossum et al. 2012). De ecosysteemdiensten zijn gebaseerd op de CICES-classificatie en kunnen verder worden opgesplitst.

Tabel 6 Impact assessment matrix: relatie tussen weidevogelmaatregelen en ecosysteemdiensten.

Producerende diensten Regulerende

diensten Culturele diensten

Maatregel weidevogelbeheer H a b it a tk w a li te it w e id e v o g e ls V o e d s e l W a te r M a te ri a le n E n e rg ie V e rw ij d e ri n g a fv a l e n n u tr ië n te n R e g u le ri n g w a te rs tr o m e n e n e ro s ie R e g u le ri n g k li m a a t R e g u le ri n g b io ti s c h e o m g e v in g (n a tu u rl ij k e p la a g b e s tr ij d in g , b e s tu iv in g , … ) R e c re a ti e E rv a ri n g s g e b o n d e n d ie n s te n In te ll e c tu e le d ie n s te n Uitstel maaidatum 0/+ - 0/+ - ? + 0 0/+ 0 0/+ 0/+ 0/+ Uitstel beweidingsdatum 0/+ - 0/+ - ? + 0 0/+ 0 0/+ 0/+ 0/+ Omzetting van akkerland 0/+ - 0/+ - ? + 0/+ 0/+ ? 0/+ 0/+ 0/+ Nestbescherming ? 0 0 - 0 0 0 0 0 0/+ 0/+ 0/+ Vluchtstroken 0/+ - 0 - 0 0 0/+ 0/+ ? 0/+ 0/+ 0/+ Verminderde veebezetting 0/+ - 0/+ ? + 0 0 0 0/+ 0/+ 0/+ Verhoging waterpeil (*) 0/+ - 0/+ - ? + ? + ? 0/+ 0/+ 0/+ Verbod kunstmest (*) 0/+ - 0/+ - ? + 0 ? ? 0/+ 0/+ 0/+

(32)

www.inbo.be

Voor de meeste weidevogelmaatregelen suggereert het literatuuronderzoek in het kader van CASPER een positief effect op de ecologische kwaliteit van weidevogelhabitat. Afhankelijk van de uitvoeringsmodaliteiten (bv timing en dichtheid van de maatregelen) kan die impact evenwel groter of verwaarloosbaar klein zijn, daarom wordt in principe de score ‘0/+’ toegekend. Voor nestbescherming is niet duidelijk of het effect positief is (wegens de betere bescherming tegen landbouwbewerkingen) of negatief (wegens verstoring door monitoring of toegenomen kans op predatie).

Vermits de maatregelen voor weidevogelbeheer tot een extensievere landbouw en verminderde grasopbrengst leiden, is de impact op de producerende ecosysteemdiensten ‘materialen’ (veevoer) en ‘voedsel’ (ontwikkeling van grazende koeien) negatief. Bij sommige maatregelen leidt het extensiever maaien of begrazen ook tot verminderde toediening van mest. Dit kan een beperkt positieve impact hebben op de producerende dienst ‘water’ indien de percelen in gevoelige zones voor waterwinning liggen. De invloed op de producerende dienst ‘energie’ is onduidelijk.

Voor de regulerende diensten leidt de extensivering van het maaien graasbeheer en de verminderde bemesting tot een verminderde eutrofiëring van bodem, oppervlakte- en grondwater. Gezien de omvang van dit effect niet in alle omstandigheden even duidelijk is of afhangt van lokale milieuomstandigheden (bv. bodemtype, contact met watersystemen), werd de score ‘0/+’ toegekend. De maatregel waarbij akkerland in grasland wordt omgezet kan bovendien bijdragen tot erosiepreventie. De impact op erosiepreventie hangt ook af van lokale omstandigheden (bv. hellingsgraad, bodemtype, gehalte organische stof in de bodem, bodembedekking, … .). Het omzetten van akkerland in grasland kan ook leiden tot een hogere koolstofopslag in de bodem (regeling klimaat). Dit effect doet zich ook voor bij een verhoging van het waterpeil, wat enkel in het kader van reservaatbeheer wordt toegepast. Voor de meeste andere regulerende diensten zijn de effecten van weidevogelbeheer verwaarloosbaar of te onzeker om een score toe te kennen.

Voor de culturele diensten wordt een neutraal tot positief effect verwacht door de toegenomen aantrekkelijkheid van gebieden waar veeleer zeldzame vogelsoorten voorkomen. Dit kan het landschap aantrekkelijker maken voor recreanten (Liekens et al. 2012). Daarnaast kan dergelijk landschap ook een sociale en culturele meerwaarde bieden voor lokale omwonenden (bv. aangename omgeving om te wonen, versterking streekidentiteit, sociale interactie), voor mentale ontwikkeling (bv. therapeutische waarde van natuurrijke landschappen), voor artistieke inspiratie en voor kennis en cognitieve ontwikkeling (bv. interactie van kinderen met natuur). Het is evenwel op basis van de beschikbare informatie lastig om hierin het aspect ‘weidevogels’ af te zonderen van de bredere landschappelijke context.