Schriftelijk De heer J. Bouw - WENR-rapport 3185 Totaal LR definitief

Tabel 2

Maximumaantal volken per ha, rekening houdend met wilde insecten, zoals voorgesteld voor

natuurgebieden door Van der Spek, 2010) en specifiek voor defensieterreinen door Slikboer en Smit (2019). Drachtplant

Volken/ha

Volken/ha

(Van der Spek, 2010)

(Slikboer & Smit, 2019)

Wilg

0.75

0.25

Struikheide

0.50

0.15

Dopheide

0.25

0.10

Bosbes

0.25

0.10

Wilgenroosje

-

0.01

Overige rijke dracht

-

0.15

Geen massale bloei Een studie in 15 Centraal-Europese kalkgraslanden zonder massale bloei, waarin onder andere onderzocht werd of honingbijen dezelfde voedselbronnen gebruikten als wilde bijen en of er negatieve effecten waren op de wilde bijengemeenschap, vond geen negatieve effecten van de aanwezigheid van honingbijen. De hoeveelheid honingbijen was relatief laag, omdat ze afkomstig waren van kasten die niet op, maar in de omgeving van de onderzochte velden stonden. Hieruit werd geconcludeerd dat de resulterende dichtheid van 0,03 kast per hectare geen negatieve effecten op wilde bijen tot gevolg had (Steffan-Dewenter en Tscharntke, 2000). Deze dichtheden werden bevestigd en overgenomen als vuistregel van drie kasten per 100 ha (Van der Spek, 2012). Deze dichtheden zijn later nogmaals experimenteel bevestigd (3,5 volk/100ha = 3,5 volk/km2) in een studie in een Nationaal park in Spanje (Torné-Noguera et al., 2016). Ook in gebieden zonder massale dracht is een nader onderscheid te maken, afhankelijk van specifieke natuurdoelstellingen. Van der Spek (2012) stelt voor om voor gebieden zonder massale dracht waarin

22 | Wageningen Environmental Research Rapport 3185

soorten voorkomen die volgens de Rode Lijst ernstig bedreigd zijn, een buffer van 1,5 km rond dit gebied in te stellen waarbinnen geen honingbijen geplaatst mogen worden. Onduidelijk is hierbij echter hoe de grenzen van dit gebied met zeldzame soorten insecten exact te definiëren. Ook is onduidelijk of en hoe de gewenste verdeling van kasten kan worden vormgegeven en of en hoe de verantwoordelijke beleidsinstantie kan worden geverifieerd of de werkelijke aantallen per oppervlakte ook met deze verdeling overeenkomen, met name waar het gaat om particuliere terreinen buiten natuurgebied.

2.2

Risicovermijding via bufferzones ten opzichte van kwetsbare plekken

Het belang van een buffer tussen belangrijke ‘hotspots’ voor wilde bijen en te plaatsen honingbijenvolken wordt onderschreven door verschillende onderzoeken die de impact van honingbijen rondom de bijenkast hebben onderzocht. Zo werd in Canadees onderzoek tot 600 m vanaf de bijenkast een negatieve impact op hommelvolken gevonden (Thomson, 2006) en vonden Franse onderzoekers een negatieve invloed op wilde bijen 600 tot 1100 m vanaf de bijenkast (Henry en Rodet, 2018). Daarnaast lieten Smit et al. (2021) zien dat de invloedsfeer schaalt met het aantal kasten dat wordt geplaatst, omdat volken onderlinge concurrentie vermijden door hun zoekgebied te vergroten. Het gebruik van buffers is verder uitgewerkt in de richtlijn van EIS Kenniscentrum Insecten voor het plaatsen van bijenkasten in natuurgebieden (Smit et al., 2021). Hierin wordt niet alleen gewerkt met een maximumaantal bijenkasten per oppervlakte dat is gebaseerd op de invloedsfeer van een bijenkast (zie vorige paragraaf), maar wordt tevens aangeraden de geschatte invloedsfeer (als functie van het totaalaantal geplaatste kasten, maar met een minimumafstand van 1 km) aan te houden als bufferzone tussen de te plaatsen bijenkasten en (potentieel) kwetsbare plekken.

Daaronder worden zowel landschapselementen verstaan die (in potentie) kunnen dienen als nestel- en/of foerageerplekken als locaties waar met zekerheid bepaalde bijzondere (Rode Lijst)soorten zijn aangetroffen. Een definitie van deze ‘bijzondere’ doelsoorten, en de potentieel door hen gebruikte landschapselementen, wordt echter niet gegeven. In de eerdere studie binnen Eindhoven (Raemakers en Faasen, 2017), gericht op het bepalen van een zonering van plekken waar prioriteit moet worden gegeven aan wilde bijen die gevoelig zijn voor concurrentie met honingbijen, zijn wel concretere handvatten uitgewerkt voor het selecteren van kwetsbare plekken. Interessant hierbij is dat dit een situatie betrof buiten een natuurgebied, zonder massale dracht. Hierbij hebben de auteurs zich gebaseerd op eerdere inventarisaties van de aanwezige wilde bijenpopulaties in de stad (Raemakers en Faasen, 2016; Reemer et al., 2016), waarna deze gekarakteriseerd zijn op hun gevoeligheid voor verstoring door honingbijen. Hierbij is onder andere gekeken naar mogelijke overlap van voedselbronnen, het type habitat waar de bijen voorkomen, de grootte van de bijensoort en de beschermingsstatus van de betreffende soort (Rode Lijstsoorten werden in deze benadering anders behandeld dan meer algemene soorten).

Dit resulteerde in een kaart met (potentieel) belangrijke leefgebieden van wilde bijen die laat zien waar het plaatsen van honingbijen ten koste kan gaan van de wilde bijendiversiteit. Een dergelijke kaart kan een hulpmiddel vormen bij enerzijds het bepalen van de landschapselementen of gebieden waarvoor het uit oogpunt van biodiversiteitsbehoud het effectiefst is om wilde bijen centraal te stellen en anderzijds het bepalen van plekken waar het plaatsen van honingbijen naar verwachting relatief weinig effect heeft op de regionale wilde bijendiversiteit. Deze benadering biedt flexibiliteit, in de zin dat een beleidsmaker ervoor kan kiezen wat het minimale gevoeligheidsniveau is waarbij een bufferzone wordt ingesteld (bijvoorbeeld alle bijenhabitat of alleen habitats aangemerkt als gevoelig of zeer gevoelig). De informatiebehoefte van deze aanpak zit echter in de definitie van habitatlocaties en hun gevoeligheidsniveau. Dit vereist informatie over met name: 1) de exacte overlap tussen soorten in voedselbronnen, 2) hun exacte habitateisen (met name voor nestelplekken), 3) kennis over de aanwezigheid van deze habitats in het terrein en 4) kennis over de aanwezigheid van specifieke bijenpopulaties. Voor een brede toepassing van een selectiesystematiek voor verschillende gebieden in Nederland is dan ook aanvullend onderzoek vereist.

Tevens is de systematiek van Raemakers en Faasen (2017) specifiek gericht op het stedelijk gebied en is het waarschijnlijk waardevol om voor natuurgebieden of agrarisch gebied een iets aangepaste systematiek te maken, die bijvoorbeeld meer focust op respectievelijk bedreigde en algemene (wilde) doelsoorten.

Wageningen Environmental Research Rapport 3185

| 23

Waar zowel de aanpak van EIS (Smit et al., 2021) als in Eindhoven (Raemakers en Faasen, 2017) uitgaat van de populaties wilde bijen en hier een buffer van een bepaalde grootte omheen trekt (Raemakers en Faasen, 2017; Slikboer en Smit, 2019), gaat de abstractere aanpak van Henry en Rodet (2020) uit van een bepaalde invloedcirkel met een bepaalde straal (in de originele publicatie de Apiary Influence Range-AIR genoemd). Deze AIR bedraagt voor een enkel honingbijenvolk 600 tot 1100 m (Henry en Rodet, 2018; 2020). Uiteraard zal de invloedsfeer in de praktijk afhangen van het moment in het seizoen en de hoeveelheid voedselaanbod.

Beschermd gebied

A Figuur 4

B

C

Schematische weergave van een AIR-gestuurde verdeling van honingbijen over het landschap.

(a) Geen bescherming voor wilde bijen, honingbijkasten staan op maximale nabijheid van elkaar. Er blijven maar geringe oppervlaktes over voor wilde bijen. (b) Een grotere afstand tussen bijenkasten zorgt voor meer ruimte voor wilde bijen en een afgenomen concurrentie. (c) Geavanceerd ruimtelijk expliciet gereguleerd plaatsingsbeleid, wat zowel concurrentie in als buiten beschermde gebieden mogelijk maakt (vrij naar Henry en Rodet, 2020).

In een landschap dat intensief door honingbijen gebruikt wordt, resteert maar een zeer geringe hoeveelheid ruimte voor wilde bijen (Figuur 4A). Hoewel er veel factoren meespelen in de interactie tussen wilde bijen en honingbijen, kan gesteld worden dat wanneer de afstand tussen bijenvolken vergroot wordt er meer ruimte voor wilde bijen beschikbaar komt, waardoor er minder makkelijk concurrentie zal optreden (Figuur 4B). Wanneer er habitats (puntlocaties, landschapselementen of gehele natuurgebieden, afhankelijk van de afgesproken natuurdoelstellingen) met een bepaalde beschermingsstatus aanwezig zijn, kan besloten worden dat de invloedcirkels van de honingbijkasten niet mogen overlappen met dergelijke ‘waardevolle habitats’ (Figuur 4C). Hiertoe kan bijvoorbeeld een aanpak vergelijkbaar met die van Raekmakers en Faassen (2017) worden gebruikt. Het voordeel van deze methode boven het instellen van bufferzones rond de te beschermen habitats zelf, is dat de invloedcirkel van de honingbijkasten te schalen is indien op één locatie meerdere kasten staan. Als er meerdere bijenkasten op dezelfde plek geplaatst worden, geeft dit een andere dichtheid en daarmee een andere verdeling van de bijen over het landschap.

Omdat de dichtheid van bijen dicht bij de kast hoger is en hierdoor een grotere druk op de beschikbare voedselbronnen gelegd wordt, zullen de honigbijen ook verder vanaf de kasten gaan foerageren. De effecten hiervan zijn te ondervangen door de AIR te vergroten, dusdanig dat per bijenkast hetzelfde bevliegbare oppervlak overblijft. Eén kast heeft dan een AIR van 1100 m, twee kasten een AIR van 1556 m, drie kasten een AIR van 1905 m et cetera.

2.3

Risicospreiding via verdeling van volken op basis van ruimtelijke verschillen in voedselaanbod

Spreiding van concurrentierisico’s is te realiseren door het optimaliseren van de verdeling van honingbijkasten over het landschap, door deze zo goed mogelijk aan te passen aan ruimtelijke verschillen in voedselaanbod. Dit is praktisch te realiseren door gebruik te maken van een GIS-gebaseerde tool die deze ruimtelijke verschillen in voedselaanbod op kaart weergeeft. Een eerste aanzet daartoe is het ontwerp van de webapplicatie Bijen op de Kaart, in 2016 opgezet door studenten van de HAS Hogeschool, in opdracht van

24 | Wageningen Environmental Research Rapport 3185

Food4Bees (Ter Horst et al., 2016). Zij ontwierpen een indexkaart bestaande uit drie lagen met toenemend detailniveau: de TOP10NL kaart, Natuurtypekaart en de BRP Gewaspercelen. Door aannames te doen over de vegetatietypen en soortensamenstelling per landgebruikstype en natuurdoeltype en deze te combineren met gegevens over de nectar- en stuifmeelwaarde per plantensoort, berekenden zij een totale voedselwaarde voor honingbijen per gridcel per maand op de kaart. Het resultaat is een kaart die met verschillende kleuren weergeeft in welke gridcellen relatief veel of weinig voedsel door het jaar heen beschikbaar is. Het projectidee Beespot (https://www.vaa.com/projecten/optimale-plaatsing-bijenkasten-beespot/), geïnitieerd door Naturalis, BEEP en VAA, pakt dit idee verder op door de voedselkaart te integreren in een tool waarin bijenhouders de locatie van hun bijenkast kunnen invoeren. Dit voegt een kaartlaag toe die aangeeft in welke gridcellen de beschikbare hoeveelheid voedsel in meer of minder mate reeds wordt benut. Combinatie van deze twee kaartlagen geeft een beeld van de plekken in het landschap waar nog relatief veel voedsel over is.

Dit geeft bijenhouders de mogelijkheid in te zien waar de dichtheid te hoog is en te bepalen hoe daarin bijgestuurd kan worden en bijenhouders die een nieuwe kast willen plaatsen, de mogelijkheid om een plek te selecteren waar de kans op concurrentie met andere volken het kleinst is. Ook geeft het een beeld waar bloemrijkdom beperkt is en middels zaaien en/of beheer versterkt kan worden voor alle bestuivers. De tool richt zich nu nog geheel op honingbijen en hun behoeften. Basisvereisten zijn in dat geval een zo compleet mogelijk beeld van de lokale voedselbeschikbaarheid in termen van stuifmeel- en nectaraanbod van voor honingbijen aantrekkelijke drachtplanten. Daarnaast is een zo compleet mogelijk beeld gewenst over de aanwezigheid van kasten. Hoe beter deze beide datasets, hoe beter het beeld van de plekken waar vraag en aanbod van voedsel in balans zijn en de plekken waar dit niet het geval is. De relatieve benadering biedt bijenhouders de kans om onderling te streven naar een zo goed mogelijke balans en zo overexploitatie te voorkomen. De huidige Beespot-tool is hiermee vooral bedoeld ter ondersteuning van groepsdiscussies (onder bijenhouders en/of met diverse andere actoren) over besluitvorming rond het plaatsen van bijenkasten.

In principe is het mogelijk om vanuit de huidige relatieve benadering toe te werken naar meer absolute waarden voor de hoeveelheid overgebleven voedsel per gridcel, gegeven een bepaald aantal aanwezige kasten. Dat vereist betrouwbare gegevens over de hoeveelheid voedsel die wordt benut per bijgeplaatst honingbijenvolk en vergroot het belang van een zo exact mogelijke en up-to-date inschatting van zowel voedselaanbod als de locaties van honingbijkasten. Een goede uitvoering hiervan legt dan ook een flinke verantwoordelijkheid bij de gebruikers van het landschap, en niet in de laatste plaats bij de bijenhouders, om informatie te verzamelen en te delen. Het voordeel zou echter zijn dat het dan daadwerkelijk mogelijk wordt om flexibele richtlijnen te hanteren: een maximaal aantal kasten per km2, dat verschilt per gridcel van 1x1 km en schaalt met het voedselaanbod ter plaatse gedurende het seizoen. Dit maakt in theorie, indien nodig, ook handhaving mogelijk.

2.4

Risicospreiding via verdeling van volken op basis van voedselaanbod en waarde voor wilde bijensoorten

De hierboven beschreven benadering helpt om een potentiële onbalans tussen voedselvraag en -aanbod rond massale plaatsing van kasten te vermijden. Dat kan op de betreffende locaties ook de wilde bijen ten goede komen, maar hierover bestaat geen zekerheid. De huidige opzet is primair gericht op het vermijden van concurrentie tussen honingbijenvolken onderling. Om ook concurrentie met wilde bijen tegen te gaan, is het nuttig om ook de behoeften van wilde bijen expliciet op te nemen. Daarvoor bestaan verschillende opties. Een eerste mogelijkheid is om simpelweg de verdeling van kasten over het landschap te baseren op ruimtelijke verschillen in drachtplanten voor honingbijen. Men kijkt dan dus puur naar de relatieve verhoudingen, zonder een absolute limiet te stellen aan het totaalaantal kasten of het aantal kasten per gridcel. Een risico hiervan is dat als de totale aantallen honingbijen te groot worden dit ertoe kan leiden dat wilde bijenpopulaties op een groot aantal plekken onder druk komen te staan en gaan kwakkelen. In een dergelijk geval is het nog maar de vraag of het niet wenselijker is dat sommige populaties excessief worden benadeeld, terwijl andere worden ontzien. Het antwoord daarop hangt af van de zeldzaamheid en de omvang van het verspreidingsgebied per wilde (doel)soort.

Een tweede mogelijkheid – die dit risico kan ondervangen – is om per gridcel een bepaald percentage van de voedselvoorraad te reserveren voor wilde bijen. Dit komt overeen met de bovenbeschreven aanpak van

Wageningen Environmental Research Rapport 3185

| 25

Van der Spek (2010) en Slikboer & Smit (2019), met het verschil dat nu per gridcel wordt berekend hoeveel volken kunnen worden geplaatst op basis van het niet-gereserveerde deel van de voorraad. Een tweede mogelijkheid is om dit voor wilde bijen gereserveerde percentage ook te laten variëren. Dat kan op basis van natuurdoelstellingen voor het betreffende terrein, al dan niet naar aanleiding van bekende aanwezigheid van bedreigde/gevoelige bijensoorten, of waardevolle habitat voor wilde bijen. Op die manier kan in gebieden met een relatief hoge waarde voor het behoud van wilde bijensoorten een hoger percentage van de voedselvoorraad gereserveerd worden. Dat vereist echter wel een uitwerking van concrete doelstellingen per gridcel en dus nauwe betrokkenheid van alle terreinbeheerders en/of nauwkeurige(re) gegevens over (potentiële) aanwezigheid van wilde bijensoorten per gridcel. Hoewel veel planten die voor honingbijen van belang zijn ook van belang zijn voor bijvoorbeeld hommels, geldt dit niet voor alle wilde bijen. Idealiter zou een dergelijke benadering dan ook niet alleen gebaseerd worden op de voedselbeschikbaarheid (stuifmeel- en nectarwaarde) voor honingbijen, maar zou ook informatie moeten worden opgenomen over andere plantensoorten die een alternatieve voedselbron bieden voor andere wilde bijensoorten.

Dit voorkomt een overschatting van de benodigde reserve voor wilde bijen indien de relevante soorten primair vliegen op een plantensoort die honingbijen niet interessant vinden. Zodra men deze informatie op juiste wijze wil opnemen in een model, komt echter een complexiteit aan interacties aan het licht, en uitwerking daarvan gaat al snel in de richting van een mechanistische modelberekening.

2.5

Kwantificeren van risico’s via mechanistische modelberekening

Een integrale modelbenadering die rekening houdt met zowel de behoeften van honingbijen als wilde bijen én met de beschikbare voedselvoorraad en overige lokale omstandigheden, is op dit moment nog niet beschikbaar. Doordat er de laatste jaren erg veel onderzoek is gedaan naar modelbenaderingen voor honingbijen (Becher et al., 2014; Baveco et al., 2016; Becher et al., 2016; Becher et al., 2018) ligt al wel een deel van het raamwerk klaar, dat zich concentreert op de voedselkeuze van honingbijen en ruimtelijke modellering van de intensiteit waarmee zij (afhankelijk van de lokale condities) bloemen bezoeken rond hun nest. In aanvulling hierop presenteerden Sørensen et al. (2020) recentelijk een model dat expliciet bedoeld is om risico’s voor wilde bijen rond honingbijkasten in te schatten (en is daarmee feitelijk een modelmatige uitwerking van de eerdergenoemde AIR van Henry en Rodet (2020)). Dit model is op zichzelf vrij simpel en beperkt zich tot een berekening van de straal rond honingbijkasten waarbinnen wilde bijen negatieve effecten kunnen ondervinden. Het vereist het invoeren van een parameter voor de ‘no effect foraging intensity’, oftewel het maximaal aantal bloembezoeken per locatie waarbij geen effect optreedt op de wilde bijen (Sørensen et al., 2020).

Voor het berekenen van die parameter zijn ten minste kwantitatieve gegevens vereist over het voedselaanbod per locatie en de waarde daarvan voor de ter plaatse (in potentie) aanwezige wilde bijensoorten. De waarde voor deze parameter zal verschillen per locatie in het landschap. Om vanuit dit type modellen, dat de invloedsfeer van honingbijenvolken rond een kast berekent, te komen tot een berekening van het effect van geplaatste kasten op de levensvatbaarheid van wilde bijenpopulaties binnen een afgebakend landschap, zijn aanvullende modellen nodig die aanmerkelijk data-intensiever zijn. In aanvulling op de parameters voor het gedrag van honingbijen die in bovengenoemde modellen van o.a. Sørensen et al. (2020) en Baveco et al. (2016) worden gebruikt, vereist dit ten minste kwantitatieve gegevens over het bloemaanbod per plantensoort, de voedselkwantiteit en kwaliteit per plantensoort per wilde bijensoort, de minimale voedselbehoeften per bijensoort voor het behoud van een levensvatbare populatie en idealiter ook een kwantificering van de invloed van overige omstandigheden, zoals weerscondities, pathogenendruk en beschikbaarheid van nestelplekken.

26 | Wageningen Environmental Research Rapport 3185

3

Beschikbaarheid van informatie

3.1

Een breed scala aan onderliggende factoren

In eerste instantie lijkt de informatiebehoefte voor het inschatten van het risico op concurrentie tussen bijen wellicht beperkt. Immers, als bekend is hoeveel voedsel er in totaal aanwezig is en hoeveel voedsel er per bijensoort nodig is om diens populatie minimaal levensvatbaar te houden, is snel uit te rekenen in hoeverre de beschikbare voorraad beperkend is. Zodra men echter deze hoeveelheden concreet wil gaan inschatten, blijkt dat zij elk worden bepaald door een groot aantal onderliggende factoren, die ook nog eens sterk met elkaar samenhangen. De schematische weergave in Figuur 5 maakt de complexiteit van deze dynamiek in één oogopslag duidelijk. In hoeverre seizoens- en plaatsgebonden risico-inschattingen daadwerkelijk haalbaar zijn, hangt dus af van de mate waarin informatie beschikbaar is over elk van deze onderliggende factoren en over hun relatieve impact. In dit hoofdstuk wordt deze informatiebeschikbaarheid systematisch per onderwerp uitgewerkt.

Wageningen Environmental Research Rapport 3185

| 27

Ei genschappen per wilde bijensoort X Levensva tbare populatie ja/nee MVP

Wilde bijen

Popul atieomva ng (In potentie) a a nwezige bijensoorten

Ma xi male foura geerafstand

Vl i egperiode

Pol l enbehoefte per populatie (hoeveelheid en di versiteit)

Necta rbehoefte per populatie (hoeveelheid en di versiteit)

Voorkeursvolgorde voor plantensoorten

Benodigde aantal bloemen per plantensoort Aa nwezige bloemsoorten Bes chikbaarheid nes telgelegenheid

Voedselaanbod per bloemsoort Y Bl oeiperiode Aa ntal bloemen

Weersomstandigheden (temperatuur en droogte)

Pol l enproductie per bloem

Necta rproductie per bloem

Pa thogenen

Voorkeursvolgorde voor plantensoorten Benodigde aantal bloemen per plantensoort

Honingbijen

Pol l enbehoefte per vol k (hoeveelheid en diversiteit) Vl i egperiode Necta rbehoefte per vol k (hoeveelheid en diversiteit)

Ma xi male foura geerafstand

Di chtheid honingbijen (aantal per oppervlakte)

Aa ntal bijen per vol k

Aa ntal aanwezige bijenvolken

Figuur 5

Schematische weergave van onderliggende factoren die een rol kunnen spelen in de interacties

tussen wilde bijen en honingbijen. MVP = Minimal Viable Population size; minimale populatieomvang.

28 | Wageningen Environmental Research Rapport 3185

3.2

Voedselaanbod

3.2.1

Samenstelling en hoeveelheid bloemaanbod

Een bepaling van de draagkracht in een gebied in termen van voedselaanbod vereist in de basis een inventarisatie van zowel de diversiteit als de hoeveelheid beschikbare bloemen. Hiervoor zijn reeds verschillende informatiebronnen beschikbaar, met elk hun eigen voor- en nadelen. Wat betreft het aanbod van massale bloei van landbouwgewassen op agrarische percelen, kan een goede en actuele indicatie worden verkregen op basis van de Basisregistratie Percelen (BRP Gewaspercelenkaart). Gegevens over gewassoort, perceeloppervlakte en bloemaanbod per plant (voor de meeste landbouwgewassen goed bekend) geven samen een goed beeld van het totale bloemaanbod. Voor de publieke ruimte en voor natuurgebieden kan een goede eerste indicatie van de lokale soortensamenstelling door de tijd heen worden verkregen middels de Nationale Databank Flora en Fauna (NDFF), waarin gegevens van een groot aantal waarnemers zijn gebundeld (primair vrijwilligers van soortenorganisaties, particulieren (via waarneming.nl) en overheden (op basis van inventarisaties door beheerders of adviesbureaus). Soortidentificaties worden gevalideerd en zijn dus redelijk betrouwbaar. Aandachtspunt is de volledigheid van de soortenlijst voor een specifiek gebied, als gevolg van verschillen in aantal waarnemers, inspanning per waarnemer en gebruikte protocollen.

De NDFF biedt daarom op basis van statistische modellen inzicht in de meetdichtheid en trefkansen per locatie, op basis waarvan te beoordelen is of en welk aanvullend onderzoek nog moet worden uitgevoerd om een volledige soortenlijst te verkrijgen. Via het initiatief “Mijn berm bloeit” van FLORON en de Vlinderstichting is voor een flink aantal bermen in ons land informatie beschikbaar over specifiek de aanwezigheid van voor insecten relevante bloemplanten. Een overzicht hiervan is in kaartvorm publiek beschikbaar in de NDFF via https://www.verspreidingsatlas.nl/projecten/floron/bermen/. Zowel bij deze overzichten als ook de overige gegevens in de NDFF is een belangrijke ontbrekende factor de abundantie per plantensoort, wat een berekening van het totale stuifmeel- of nectaraanbod onmogelijk maakt. Wat feitelijk nodig is voor een bepaling van dit aanbod, is informatie over de totale hoeveelheid bloemen per soort per oppervlakte in het lokale landschap. In sommige gevallen is meer detailinformatie beschikbaar. Voor boomsoorten in de publieke ruimte kan gebruik worden gemaakt van zogenaamde ‘bomenkaarten’ op gemeentelijk niveau, waarin vaak alle bomen staan ingetekend, inclusief soort en soms kroonoppervlakte (op basis waarvan een inschatting van de hoeveelheid bloemen zou kunnen worden gemaakt).

Ook is voor veel natuurgebieden regelmatige betrouwbare floristische informatie beschikbaar (zowel kruiden als houtige opstand); op basis van periodieke inventarisaties worden door de betreffende natuurbeheerder floristische inventarisaties uitgevoerd die in meer detail de aanwezige plantensoorten benoemen, en in veel gevallen ook een indicatie geven van aantallen of bedekking per soort. Op basis van bestaande kennis over de Nederlandse kruidachtige plantensoorten valt op basis daarvan een globale inschatting te maken van de hoeveelheid bloemen per plantensoort. Een belangrijk aandachtspunt is echter de dekking van deze inventarisatiegegevens in zowel ruimte als tijd. Dit is vooral belangrijk in verband met lokale verschillen in het lokale (maai)beheer, dat bepalend is voor de mate waarin relevante plantensoorten ook daadwerkelijk tot bloei komen, en of dit ook daadwerkelijk gebeurt in het gehele lokale verspreidingsgebied van de plantensoort en gedurende de vliegperiode van de (relevante doelsoorten onder) wilde bijen. In bijvoorbeeld intensief begraasd of gemaaid grasland komen de aanwezige bloemplanten vaak nauwelijks tot bloei en bij extensief maaibeheer is de timing daarvan van cruciaal belang.

Tenzij op basis van beheersplannen een degelijke inschatting kan worden gemaakt van de mate waarin daadwerkelijk bloei optreedt per locatie, zijn dus inventarisatiegegevens gewenst die verzameld zijn tijdens de vliegperiode van de doelsoorten en die lokale verschillen in habitattype en het beheer daarvan afdoende afdekken.

Wageningen Environmental Research Rapport 3185

| 29

Indien de beschikbare informatie uiteindelijk ontoereikend blijkt, zijn twee oplossingsrichtingen denkbaar: 1. Gerichte aanvullende inventarisaties van het bloemaanbod, in termen van soortenrijkdom en bedekking van bloemdragende vegetatie. Binnen de Kennisimpuls Bestuivers wordt hiertoe een standaardprotocol gehanteerd gebaseerd op Scheper en collega’s (Scheper et al., 2015), waarbij per meting binnen een vast oppervlak van 150 m2 wordt genoteerd welke planten in bloei staan en per soort een schatting van de hoeveel bloemoppervlak wordt gemaakt. Timing en replicatie in ruimte en tijd van deze metingen hangt af van de reeds beschikbare kennis en exacte vraagstelling. 2. Een inschatting van bloemaanbod gebaseerd op remote sensing-data. Verschillende studies hebben verkend in hoeverre zogenaamde ‘hyperspectral imaging data’ (opnames van de lichtreflectie van het landoppervlak en de verdeling daarvan over het lichtspectrum) verzameld met camera onder een vliegtuig of satelliet bruikbaar zouden zijn voor het maken van vlakdekkende inventarisaties van het bloemaanbod voor bestuivers (Abdel-Rahman et al., 2015; Landmann et al., 2015; John et al., 2020). De resultaten zijn hoopgevend, met name op basis van opnames van relatief kleine gebieden, verzameld via gerichte vluchten met vliegtuigen met HS-apparatuur.

Het lijkt haalbaar om vegetatietypen te herkennen inclusief verschillen in bloemkleur (Abdel-Rahman et al., 2015). Landmann en collega’s (2015) konden op deze wijze een 85% accuraat beeld krijgen van het totale bloemaanbod in Afrikaans savannelandschap, en wisten tot op zekere hoogte ook de abundantie te schatten voor specifieke plantengroepen zoals ‘wit-bloeiende kruiden’). Satellietbeelden geven een minder hoge resolutie, maar lijken wel voldoende om de variatie in bloemaanbod gedurende het seizoen te vangen (John et al., 2020). Hoewel de kosten nog aanzienlijk zijn en het detailniveau nog verder moet worden verbeterd, lijkt het zinvol om verder te verkennen welke mogelijkheden deze methoden bieden voor toekomstige snelle en grootschalige bepalingen van het bloemaanbod in het Nederlandse landschap.

3.2.2

Voedselaanbod per plantensoort

Bloemen bieden voedsel voor bestuivers in de vorm van stuifmeel en nectar. De hoeveelheid stuifmeel en nectar die per bloem en per plant worden aangeboden, verschilt echter aanzienlijk tussen plantensoorten. Over het stuifmeel en nectaraanbod per plantensoort is een aanzienlijke hoeveelheid kennis beschikbaar, zowel voor gewassen als tuinplanten en wilde planten. Vaak betreft het daarbij echter een relatieve maat in de vorm van een zogenaamde ‘drachtwaarde’ (of specifiek ‘nectarwaarde’ en ‘stuifmeelwaarde’), die meestal is gebaseerd op een combinatie van de hoeveelheid aanwezig stuifmeel en nectar en de aantrekkelijkheid van de plant voor specifiek honingbijen (of tot op zekere hoogte vlinders). Daarmee is deze informatie maar zeer beperkt geschikt voor het daadwerkelijk kwantificeren van de absolute hoeveelheid aan stuifmeel- en nectarvoorraad per landoppervlakte. Wel geeft dit type informatie de mogelijkheid om verschillen in drachtaanbod in tijd en ruimte in beeld te brengen en op die manier een beeld te krijgen van het relatieve aanbod op een bepaalde plek en tijd. Reeds bestaande voorbeelden daarvan zijn: • De nectarindex van FLORON en de Vlinderstichting (https://www.floron.nl/bermen), een maat voor de potentie van een wegberm (schaal 1-5) als bron van nectar voor boerenlandvlinders.

Door deze index voor een groot aantal inventarisaties van wegbermen verspreid over het land op kaart te zetten, wordt een beeld verkregen van ruimtelijke verschillen in voedselwaarde. • De Bijenbomenvoedselkaart van ingenieursbureau Cobra Adviseurs (https://bignieuws.nl/cobrasbijenbomenvoedselkaart/), die middels een honingraat-grid op kaart de ruimtelijke verschillen weergeeft in het stuifmeelaanbod geleverd door voor bijen relevante bomen, op basis van gemeentelijke bomenkaarten. Per gridcel wordt daarbij tevens rekening gehouden met de bloeiperiode per boomsoort en de daaruit volgende verdeling van het stuifmeelaanbod gedurende het seizoen. Nectar wordt door de bloem in principe voortdurend geproduceerd, en opgebruikte voorraden worden over het algemeen ‘s nachts weer aangevuld. De hoeveelheid beschikbare nectar per bloem per 24 uur is daarmee de relevantste parameter voor berekening van het voedselaanbod (Hicks et al., 2016). Deze dagelijkse nectarvoorraad is experimenteel vast te stellen. Hicks en collega’s (2016) bepaalden het nectaraanbod per 24 uur voor een groot aantal bloemsoorten in stedelijke bloemrijke graslanden en lieten zien dat meerjarige bloemsoorten gemiddeld 20 keer meer nectar produceerden dan eenjarige bloemsoorten. De totale hoeveelheid voedsel die een bloem biedt, is mede afhankelijk van de levensduur van de bloem.

De gemiddelde levensduur van bloemen is voor een flink aantal bijenplanten reeds bekend (zie o.a. Hicks et al.,

30 | Wageningen Environmental Research Rapport 3185

2016) en voor overige soorten in principe te bepalen. Een complicerende factor is echter dat bij sommige soorten het verwelken van de bloem wordt getriggerd door de bestuiving ervan. Voor populaties van deze bloemsoorten geldt dus dat een groter aantal bloembezoekende bijen ter plaatse de hoeveelheid beschikbare nectar in de daaropvolgende dagen beperkt. Daarnaast wordt de hoeveelheid nectar beïnvloed door weersomstandigheden (zie paragraaf 3.5). Stuifmeelkorrels worden eenmalig geproduceerd en de voorraad is dus eindig. Voor een beperkt aantal plantensoorten zijn gedetailleerde waarden beschikbaar over de gemiddelde hoeveelheid stuifmeel per bloem. Dit geldt met name voor veel geteelde gewassoorten, maar tot op zekere hoogte ook voor wilde plantensoorten. Onder andere Müller en collega’s (Müller et al., 2006) bepaalden voor enkele tientallen planten die als waardplant voor wilde bijen dienen het gemiddelde aantal en volume stuifmeelkorrels per bloem en per bloemtros. Dit is een tijdrovende bezigheid, maar het verzamelen van dit type informatie voor bijvoorbeeld de top 50 van meest door wilde bijen bezochte planten (Fijen et al., 2018) zou een grote stap voorwaarts zijn om beschikbaarheid van stuifmeel nader te kwantificeren op basis van de standaardinventarisaties van bloemaanbod zoals hierboven beschreven.

3.3

Ecologie van honingbijen

Op basis van vele jaren onderzoek en ervaring in de imkerij is veel kennis beschikbaar over het gedrag en de behoeften van honingbijen. Hieronder worden de belangrijkste aspecten samengevat. Aantal foeragerende honingbijen per volk Het aantal honingbijen per volk is enigszins variabel en verschillende getallen doen de ronde. In natuurlijke omstandigheden en bij natuurlijke grootte van het honingbijenvolk bleken volken in New York State bij hun piekgrootte (net voor het zwermen) uit ongeveer 15000-17000 individuen te bestaan (Smith et al., 2016). Volken waar gericht honingproductie mee bedreven wordt, zijn vaak groter. Seeley (Seeley, 1985; 1995) noemt voor dergelijke productievolken in Noord-Amerika en Europa een aantal van 30.000 individuen. Een artikel in Bijennieuws van 2011 (Andriessen, 2011) relativeert dit aantal: het is waarschijnlijk dat juist de maximale aantallen van 20-25.000 bijen (Winston, 1987; Moritz en Southwick, 1992) redelijk representatief zijn voor de Nederlandse volken. Dit honingbijenvolk is niet in zijn geheel actief in het landschap. Het volk bestaat voor ongeveer 25-40% (gemiddelde een derde; Van der Steen en Cornelissen, 2015) uit haalbijen, die uitvliegen om te foerageren.

Tijdens de piek van het bijenseizoen vliegen, zo rond de langste dag, zorgt een gemiddeld productievolk in Nederland dus voor zo’n 7000 foeragerende bijen in het omringende landschap. Daarvan vliegt ongeveer 70% (5000 bijen) op nectar, 15% (1000 bijen) op stuifmeel en de overige 15% op water. Vliegperiode Verder zijn deze foerageerbijen niet allemaal jaarrond actief. De vliegperiode onder Nederlandse condities is goed bekend. In Nederland zijn honingbijen grofweg actief vanaf begin maart tot eind oktober, al kunnen ze vroeger (januari en februari) en later (november en december) actief zijn als de weersomstandigheden daartoe uitnodigen (zonnig, >10°C). Deze vliegperiode overlapt dus bij benadering de gehele bandbreedte van vliegperioden van wilde bijen. Toch zijn honingbijen tijdens deze periode niet altijd met dezelfde aantallen aanwezig in het landschap. De foerageeractiviteit van honingbijen wordt sterk bepaald door de lokale omstandigheden. Een samenvatting van deze factoren is beschikbaar in Van der Steen en Cornelissen (2015). De hoeveelheid beschikbare dracht en de voedingswaarde daarvan, spelen een belangrijke rol. In de zomermaanden juli en augustus, wanneer massale bloei optreedt van een aantal belangrijke drachtplanten in Nederland (o.a. zomerkoolzaad, linde, eerste heideplanten), wordt meer gevlogen dan in de maanden ervoor.

Dit patroon valt samen met de toename in omvang van het broednest (Van der Steen en Cornelissen, 2015). Daarnaast zijn ook de weersomstandigheden van belang. Dit betreft met name neerslag, temperatuur en zonintensiteit, en het effect van deze twee factoren is voldoende nauwkeurig bekend om effectieve modelmatige voorspellingen te doen van de foerageeractiviteit (Clarke en Robert, 2018). Tot slot zijn ook intrinsieke eigenschappen van het volk bepalend (grootte van het volk, hoeveelheid broed, aanwezige voorraden). De activiteit van bijenvolken in een bepaalde periode in het jaar kan gevoed zijn door foerageeractiviteit in een veel eerdere periode: honingbijen broeden van januari tot maart eigenlijk grotendeels op de voorraad eiwit (in de voedsterbijen), stuifmeel en honing van het vorige jaar (Seeley, 1985).

Wageningen Environmental Research Rapport 3185

| 31

Vliegbereik en oppervlakte van het drachtgebied Over de afstanden van de bijenkast waarop honingbijen foerageren, bestaan veel data in de literatuur. Van der Steen en Cornelissen (2015) geven een samenvatting van wetenschappelijke literatuur, zowel over maximale afstanden als over de gemiddelde/gangbare afgelegde afstanden. Daaruit komen de volgende afstanden naar voren: voor water maximaal 2 km, voor stuifmeel maximaal 6 km, voor nectar maximaal 12-14 km. In theorie beslaat het drachtgebied van één honingbijenvolk dus een aanzienlijke oppervlakte, met een straal van maximaal 14 km. In uitzonderlijke gevallen, waarbij alle profijtelijke dracht op grote afstand ligt, kan de invloed van een honingbijenvolk dus tot deze afstand reiken. De gemiddelde vliegafstanden zijn echter veel kleiner, omdat de bijen het liefst zo min mogelijk energie verbruiken door te vliegen en dus een afweging maken tussen de drachtwaarde van de vegetatie en de afstand tot het nest. Van der Steen en Cornelissen (2015) noemen een gemiddelde vliegafstand gedurende het jaar van 4,5 km, wat resulteert in een drachtgebied van ongeveer 64,5 km2. Door de kwispeldansen van bijen af te lezen, kan een beeld worden verkregen waar bijen uit het volk hun nectar en stuifmeel oogsten.

Uit dergelijke onderzoeken blijkt dat bij optimale drachtbeschikbaarheid rond het nest verreweg het meeste wordt gehaald op 500 m rond het nest, wat onder deze omstandigheden resulteert in een drachtgebied van 0,78 km2. Dichtheden in het landschap Op basis van de bovenstaande gegevens over het aantal foeragerende bijen, hun taakverdeling en de omvang van hun drachtgebied bij gemiddelde en optimale dracht, zijn dichtheidsberekeningen te maken. Daarbij moeten ook het aantal vluchten en de vluchtduur in ogenschouw worden genomen. De gemiddeld 5000 werksters die nectar halen als het volk het grootst is, maken gemiddeld 10 vluchten elk, van ongeveer een uur lang. Eigenlijk zijn ze de hele dag op pad (hoewel op lange junidagen met mooi weer iets korter). Bij optimale dracht verdelen deze bijen zich over een oppervlakte van naar schatting 0,78 km2. Gemiddeld (afgezien van verschillen door verandering in weersomstandigheden) zul je op basis van bovengenoemde schattingen per moment op de dag dan een dichtheid nectar-haalbijen aantreffen van ongeveer 64 bijen per hectare per bijenkast). Voor stuifmeel is het sommetje iets anders: 1000 werksters doen gemiddeld elk 10 vluchten per dag, maar van slechts 10 minuten; kortom, elk moment is gemiddeld slechts 1/6 deel van 1000 in het veld aanwezig.

Op een willekeurig moment op de dag resulteert dat in iets meer dan 2 bijen per hectare die stuifmeel verzamelen. In werkelijkheid verschilt het aantal vluchten afhankelijk van de beschikbare dracht, en melden Van der Steen en Cornelissen (2015) tot 47 vluchten per werkster per dag op klaproos. In dat geval is de dichtheid hoger, maar nog altijd gering in verhouding tot de nectar-haalbijen. Als de dracht minder goed is, verdelen de bijen zich over een veel groter areaal. Echter, in dit geval verdelen de bijen zich ook minder homogeen en aggregeren ze zich op basis van de bijendans gezamenlijk op de plek waar zich een bepaalde profijtelijke drachtstand bevindt. In deze situatie is de lokale dichtheid binnen het drachtgebied sterk afhankelijk van de omvang en kwaliteit van de drachtstanden. Op basis van inventarisaties van onder meer bloemranden en koolzaad- en zonnebloemvelden in diverse onderzoeksprojecten, weten we dat de dichtheden daar kunnen oplopen tot honderden honingbijen binnen een gestandaardiseerde oppervlakte van 150 m2. Voedselbehoefte per volk (kwantitatief) Over de totale voedselbehoefte van een bijenvolk op jaarbasis bestaat een goede consensus. Een review van Brodschneider en Crailsheim (2010) gaat uit van een jaarlijkse behoefte van in totaal ~ 25 liter water, 20-30 kg stuifmeel en 125 kg nectar (uitgaande van een suikergehalte van 40%).

Seeley (1985, 1995) en Van der Steen en Cornelissen (2015) noemen vergelijkbare hoeveelheden. Wanneer een volk jaarrond op dezelfde plek staat, geven deze waarden een indicatie van de totale hoeveelheid stuifmeel en nectar die een volk uit zijn omgeving betrekt en dus het totale voedselaanbod (ofwel de draagkracht) dat per honingbijenvolk beschikbaar moet zijn in het omringende landschap (het gemiddelde drachtgebied met straal van 4,5 km). In de praktijk worden volken vaak verplaatst en voor een relatief korte periode op een locatie gezet waar op dat moment een massale dracht beschikbaar is. In dat geval is het dus de vraag hoeveel stuifmeel en nectar het volk op dat moment consumeert uit het landschap. Dit is op verschillende manieren te berekenen: vanuit behoefte en vanuit aanlevercapaciteit. Omdat geen grote stuifmeelvoorraden worden aangelegd, schaalt de stuifmeelbehoefte met het aantal bijen dat per tijdseenheid wordt grootgebracht, dat weer verband houdt met de totale volksgrootte. Bekend is dat

32 | Wageningen Environmental Research Rapport 3185

gemiddeld 130 mg stuifmeel nodig is voor de productie van 1 honingbij. Op basis daarvan kan worden ingeschat hoeveel stuifmeel bij een bepaalde gegeven volksgrootte (bijvoorbeeld bij een piekgrootte in de zomer van 25000 bijen) per tijdseenheid moet worden binnengehaald (Roessink en Van der Steen, 2021). Berekenen van de nectarbehoefte is iets complexer. De hoeveelheid nectar die per dag moet worden opgehaald om te voorzien in de energiebehoefte van het volk op dat moment, is te berekenen op basis van de volksgrootte en de energiebehoefte per bij. Deze behoefte zal fluctueren afhankelijk van de weerscondities, de behoefte om het broednest op temperatuur te houden en verschilt ook nog eens tussen verschillende typen werksters, maar is desalniettemin vrij goed te schatten. De nectarverzamelaars gebruiken de meeste energie, daar tegenover staat een heel lage behoefte van de voedsterbijen in het nest. Daarnaast wordt echter ook nectar binnengehaald voor de productie van een honingvoorraad voor de winter. Wanneer en hoe snel deze voorraad wordt aangelegd, hangt af van de beschikbare dracht en de mate waarin honing tussentijds wordt geslingerd door de imker. Makkelijker is wellicht om te rekenen met een maximale aanlevercapaciteit. Van der Steen en Cornelissen (2015) geven aan dat een honingbij gemiddeld 25-40 mg nectar per vlucht kan binnenbrengen.

Bij gemiddeld 7000 nectar-halende bijen die elk 10 vluchten per dag maken, kan daarmee de maximale nectarintake per dag worden berekend. Op basis van een dergelijke capaciteit is het in principe mogelijk om bij ideale omstandigheden te berekenen hoeveel stuifmeel en nectar een bijenvolk, dat bijvoorbeeld gedurende twee weken op een heideveld wordt geplaatst, aan dit heideveld onttrekt. Voedselbehoefte van het volk (kwalitatief) Van honingbijen is vrij nauwkeurig bekend aan welke drachtplanten zij de voorkeur geven voor het verzamelen van respectievelijk nectar en stuifmeel. Een uitgebreid overzicht op basis van diverse referenties is beschikbaar in Van der Steen en Cornelissen (2015), in de vorm van uitgebreide tabellen met drachtwaarden voor nectar en stuifmeel per plantensoort, uitgesplitst naar de aanwezige plantensoorten in diverse habitattypen (o.a. openbaar groen, sierteelt, natuurterreinen). Indien bekend is welke plantensoorten in bloei staan binnen het drachtgebied van een volk, is op basis van dergelijke drachtvoorkeurslijsten met enige redelijkheid een rangorde te maken van de plantensoorten waarop als eerste zal worden gevlogen.

Dat maakt het mogelijk om tot op zekere hoogte een inschatting te maken van welke plantensoorten het meest zullen worden bezocht om in de totale voedselbehoefte te voorzien, en welke planten waarschijnlijk in hoofdzaak zullen worden genegeerd indien planten met een hogere drachtwaarde al voldoende aanbod bieden. Zo’n lijst van bezochte planten zal echter altijd een inschatting blijven; in werkelijkheid maakt het volk een complexe afweging waarin ook afstand tot het nest en de bloembedekking per plantensoort worden meegewogen. De voorkeur voor het bezoeken van bepaalde bloemsoorten hangt samen met zowel het gemak waarmee nectar of stuifmeel uit de bloem kan worden verzameld (energie-efficiëntie) als met de kwaliteit van het voedsel. In geval van nectar is vooral het suikergehalte van belang. Bij het stuifmeel gaat het voornamelijk om de hoeveelheid eiwit die de korrels bevatten. Onderzoek laat zien dat het type stuifmeel waarop wordt gevlogen effect heeft op onder andere de gezondheid en levensduur van honingbijen (Di Pasquale et al., 2013). Zolang een hoogwaardige stuifmeelbron beschikbaar is (rijk aan de juiste eiwitten), lijkt de diversiteit van het stuifmeeldieet echter niet bepalend voor de gezondheid van honingbijenvolken (Di Pasquale et al., 2013; Barroso-Arévalo et al., 2019).

Ook met betrekking tot nectar lijkt vooral het totale aanbod aan energiewaarde van belang, en speelt diversiteit in nectaraanbod geen bewezen rol.

Wageningen Environmental Research Rapport 3185

| 33

Figuur 6

Honingbij op Korenbloem (Centaurea cyanus), een bloemsoort die tevens door veel solitaire

bijen wordt bezocht en in de top 25 van meest belangrijke voedselbronnen voor Rode Lijst-bijensoorten staat. Foto: Arjen de Groot, Wageningen UR.

3.4

Ecologie van wilde bijensoorten

In ons land leven circa 360 wilde bijensoorten, die onderling sterk verschillen in verspreidingsgebied, levenswijze, vliegafstanden en voedselvoorkeur. Hoewel we op hoofdlijnen al veel weten over de resulterende eisen die wilde bijen stellen aan het landschap, blijft de detailinformatie die kwantitatieve uitspraken mogelijk maakt, voor veel soorten incompleet. Hieronder geven we een overzicht van de beschikbaarheid van verschillende soorten informatie die nodig is om uit te rekenen welke draagkracht in het landschap vereist is. (In potentie) aanwezige bijensoorten Verspreidingsgegevens van wilde bijensoorten in ons land worden primair verzameld via een beperkt aantal experts van onderzoeksinstituten, waaronder EIS, Naturalis, Vlinderstichting en Wageningen UR, aangevuld met een aantal adviesbureaus, zoals Ecologica. Jaarlijks worden door deze instituten op vele plekken in het land inventarisaties uitgevoerd middels netvangsten. Echter, deze inventarisaties worden uitgevoerd binnen een breed scala aan verschillende projecten met verschillende doelstellingen, met als gevolg dat de gehanteerde protocollen verschillen qua timing, duur en aantal herhalingen van meetrondes. Ook zijn de bezochte locaties dus projectgebonden.

Een gestandaardiseerde monitoringsstrategie met landelijke dekking (zoals het NEM) ontbreekt voor wilde bijen, al wordt hier wel over nagedacht (Schmidt en Meij, 2020). Daarmee ontbreekt momenteel ook een totaaloverzicht (database) van waarnemingen van wilde bijen per locatie en tijdstip. De compleetste database van verspreidingsgegevens, die de basis vormde voor de verspreidingskaartjes in de atlas De Nederlandse Bijen (Peeters et al., 2012) en voor trendanalyses zoals toegepast ten behoeve van de Rode Lijst Bijen (Reemer, 2018) en de Nulmeting Bijenstrategie (Reemer en de Groot, 2019), wordt beheerd door EIS Kenniscentrum Insecten, maar is uitsluitend gebaseerd op gegevens in eigendom bij EIS. Aanvullende waarnemingsgegevens zijn in toenemende mate, tegen vergoedding, beschikbaar via NDFF (waarneming.nl), maar de dekkingsgraad (en vermoedelijk ook de betrouwbaarheid) wisselt sterk per gebied. Kortom, landelijk beschikbare verspreidingsgegevens voor wilde bijen zijn nog altijd onderhevig aan een flinke waarnemersbias.

34 | Wageningen Environmental Research Rapport 3185

Wanneer het doel is om voor een bepaald gebied een zo compleet mogelijk beeld te krijgen van de ter plaatse aanwezige bijensoorten, kan ter plekke een doelgerichte inventarisatie worden uitgevoerd. Voor een zo compleet mogelijk beeld vereist dit meerdere inventarisatierondes in voorjaar en zomer (zie onderdeel vliegperiode) en de beschikbaarheid van een expert. Indien de focus gericht is op bedreigde soorten, geldt dat deze vaak (hoewel zeker niet altijd) in lage aantallen en in een beperkte tijdsperiode voorkomen en dus relatief veel arbeid vergen om uitputtend te inventariseren. Een veelbelovende methode die in de toekomst veel arbeid zou kunnen schelen, is het gebruik van camera’s gekoppeld aan automatische beeldherkenning (Naturalis, 2020). Toepasbaarheid in de huidige context hangt echter wel af van hoe betrouwbaar een dergelijke methode een beeld geeft van de lokale soortensamenstelling. Bij de huidige methode hangt het sterk van het lokale bloemaanbod af in hoeverre bijen door het gekleurde oppervlak van de cameraval worden aangetrokken, wat de uitkomsten sterk kan beïnvloeden (zie vergelijkbare resultaten voor bijvoorbeeld pan-vallen, Westerberg et al., 2021).

Los van de gebruikte methode zijn voor een goede indruk van de aanwezige soorten metingen vereist gedurende een geheel vliegseizoen, wat betekent dat bruikbare data voor een risicoschatting pas nadien beschikbaar zijn. Voor het in deze studie beoogde doeleinde, bepalen met welke soorten rekening te houden bij het bepalen van de minimaal beschikbare draagkracht van het landschap voor wilde bijen, is het ook denkbaar om uit te gaan van een lijst van soorten waarvan de kans bestaat dat ze in het gebied zouden kunnen voorkomen. Een landelijke kaart van de potentiële bijenrijkdom per gridcel is beschikbaar via Naturalis, en is gebaseerd op zogenaamde ‘species distribution models’ waarbij inventarisatiedata van EIS zijn gekoppeld aan landgebruikdata en klimaatdata (o.a. Marshall et al., 2015). De nauwkeurigheid van de voorspellingen uit dergelijke modellen is nog voor verbetering vatbaar, maar deze modellen zijn momenteel nog volop in ontwikkeling en maken interessante vorderingen. Het resultaat is een model dat per bijensoort per gridcel voorspelt of de soort op basis van het leefgebied ter plaatse daar in potentie zou kunnen voorkomen. Het voordeel van deze methode is dat het genereren van aanvullende inventarisatiedata niet meer noodzakelijk is of dat hiermee aangegeven wordt dat gericht onderzoek nodig is.

Een nadeel van gebruik van dit type data voor het huidige doeleinde kan zijn dat de benodigde draagkracht (hoeveelheid voedsel) voor wilde bijen wordt overschat ten opzichte van de hoeveelheid die op dat moment daadwerkelijk nodig is voor de bijen ter plaatse. Dit kan echter in sommige situaties ook juist als wenselijk worden beschouwd, als het doel is om voldoende draagkracht te reserveren om ook de groei van populaties en de vestiging van aanvullende wilde bijensoorten niet in de weg te staan (bijvoorbeeld voor natuurgebieden met een belangrijke ‘refugiumfunctie’ in een kaal landschap). Welke aanpak het meest geschikt is en hoeveel aanvullend werk nodig is om deze aanpak toe te passen, hangt dus sterk af van de lokale beheerdoelstellingen. Werkelijke populatieomvang en gewenste populatieomvang In hoeverre naast waarnemingen van aangetroffen soorten ook hun aantallen (talrijkheid) worden vastgelegd, hangt sterk af van het type waarnemer en de doelstelling van het project. In de meeste gevallen wordt bij inventarisatierondes door onderzoeksinstituten zowel de soortenrijkdom als het aantal waargenomen exemplaren per soort genoteerd. Echter, dit geeft slechts een beeld van relatieve aantallen binnen een bepaald onderzoeksgebied.

Gegevens over de populatieomvang per aanwezige soort zijn zelden beschikbaar, afgezien van anekdotische gevallen waar voor een bepaalde soort alle aanwezige nesten in kaart zijn gebracht. Indien gebruik wordt gemaakt van de bovengenoemde modelmatige aanpak (potentiële bijenrijkdom), zijn gegevens over talkrijkheid geheel afwezig. Al met al weten we dus bijna niks over de omvang van populaties van wilde bijensoorten in ons land en het is dus momenteel praktisch onhaalbaar om uitspraken te doen over het aantal bijen per soort dat ter plaatse op zoek is naar voedsel. Het is echter de vraag of het wel noodzakelijk en wenselijk is om te berekenen hoeveel voedsel er exact nodig is voor het aantal wilde bijen dat er op een bepaald moment per soort aanwezig is in een gebied. Belangrijker is wellicht om de voedselbehoefte te baseren op streefwaarden voor de populatiegrootte per soort. De definitie van die streefwaarde hangt af van de doelstelling en is daarmee uiteindelijk een maatschappelijke en/of politieke keuze. Als minimale ambitie kan worden gesteld dat lokale populaties niet uitsterven. Een relevante streefwaarde is in dit geval het minimale aantal individuen waaruit een populatie moet bestaan om zichzelf duurzaam in stand te kunnen blijven houden. In de wetenschappelijke literatuur wordt dit aantal aangeduid met de term ‘minimal viable population size’ (MVP).

De Bijenstrategie hanteert een ambitieuzere doelstelling, waarbij populaties niet alleen behouden moeten blijven, maar waar ook sprake is van een positieve populatietrend. Juist omdat we zo weinig weten over de aantallen per lokale populatie,

Wageningen Environmental Research Rapport 3185

| 35

wordt deze trend echter gedefinieerd in termen van aantal bezette kilometerhokken, waarbij dus feitelijk sprake is van een uitbreiding van het aantal populaties. Echter, op lokaal niveau betekent dit wel dat een specifieke populatie niet alleen moet kunnen overleven, maar ook moet kunnen groeien om zich vervolgens te verspreiden naar de omgeving. Een logische aanpak zou dan zijn om een hogere streefwaarde te kiezen die hoger is dan, maar wel in verhouding staat tot de MVP (bijvoorbeeld anderhalf of tweemaal de MPV). Vuistregels uit de dier-ecologische literatuur voor het bepalen van deze MVP-waarde zijn met name gericht op het behoud van genetische variatie op korte en lange termijn (o.a. Lande et al., 2003). Deze aantallen (variërend van 50/500 tot 500/5000 voor respectievelijk korte/lange termijn) zijn echter gebaseerd op een aantal aannames over de genetische structuur en voortplantingspatronen (waaronder gelijke kansen voor alle mannen en vrouwen om nageslacht te produceren) die voor de meeste insecten per definitie niet opgaan. In de literatuur zijn enkele voorbeelden beschikbaar voor insectensoorten waarvoor modelmatig een minimale populatieomvang kon worden geschat op basis van nauwkeurige langjarige meetreeksen van aangetroffen aantallen individuen (met name vlinders, zie o.a. Schultz en Hammond, 2003).

Waarschijnlijk zou dit ook mogelijk zijn voor wilde bijensoorten, echter dit vergt per soort intensieve meerjarige monitoring van meerdere populaties in verschillende typen habitattypes. Op korte termijn lijkt dit voor de 360 soorten in ons land niet haalbaar. Een uitzondering vormen wellicht enkele soorten die ook commercieel worden gekweekt zoals de aardhommel (Bombus terrestris) en enkele metselbijen (Osmia cornuta en Osmia bicornis). Vliegperiode Met uitzondering van hommels hebben de meeste wilde bijensoorten niet, zoals de honingbij, een langdurige vliegperiode die zich uitstrekt van het vroege voorjaar tot in de herfst. Hoewel er gedurende de gehele periode dat honingbijen actief zijn ook wilde bijensoorten actief zijn, verschilt de vliegperiode sterk per soort en is gemiddeld veel korter. Deze seizoensgebonden patronen zijn voor de Nederlandse bijensoorten goed bekend. Het boek De Nederlandse Bijen (Peeters et al., 2012) bevat per soort een duidelijke grafiek met de aanwezigheid en talrijkheid per moment in het jaar, waaruit blijkt dat veel solitaire bijen slechts een heel korte periode vliegen, die per soort anders is (en zelfs tussen mannelijke en vrouwelijke leden van dezelfde soort). Zo zijn veel zandbijen bijvoorbeeld al vroeg in het jaar actief met een piek in april/mei, terwijl de Pluimvoetbij voornamelijk actief is in juli/augustus.

Sommige soorten hebben twee generaties in een jaar, resulterend in twee piekperioden qua aanwezige aantallen individuen. Wanneer inventarisatiegegevens zoals gebruikt in het boek De Nederlandse Bijen (Peeters et al., 2012) van alle Nederlandse soorten worden samengevoegd, ontstaat een beeld van de verdeling van aanwezige aantallen wilde bijen en aantallen soorten wilde bijen over het jaar. Daarbij valt op dat er twee perioden in het jaar zijn waarin het absolute aantal wilde bijen dat actief rondvliegt het hoogst is (Figuur 7): in april en in augustus. Deze pieken worden echter veroorzaakt door een beperkt aantal soorten die in vrij hoge aantallen voorkomen (o.a. Osmia en enkele zandbijen). Dit blijkt ook uit de vergelijking met Figuur 8, die laat zien dat het aantal actieve soorten juist gelijkmatig oploopt gedurende het voorjaar, met een piek in het begin van de zomer (juni) en daarna weer langzaam afneemt. In deze zomerperiode is een vrij groot aantal soorten actief, met elk wat lagere aantallen.

36 | Wageningen Environmental Research Rapport 3185

Figuur 7

Totale talkrijkheid van actieve wilde bijen (solitaire bijen en hommels) per week in het jaar.

Gebaseerd op Peeters et al., 2012.

Figuur 8

Aantal actieve wilde bijensoorten (solitaire bijen en hommels) per week in het jaar.

Gebaseerd op Peeters et al., 2012.

Foerageerafstanden Er bestaat de nodige informatie over bijensoorten en hun mobiliteit en de vliegafstand vanaf het nest (Gathmann en Tscharntke, 2002; Zurbuchen et al., 2010b). In het algemeen geldt hoe groter, hoe mobieler. Een kleine soort (zoals een maskerbij, Hylaeus spp.) vliegt maximaal 150 m vanaf het nest, terwijl een middelgrote bij (zoals de Pluimvoetbij, Dasypoda hirtipes, Figuur 9) tot 400 m kan afleggen voor een bezoek aan geschikte bloemen. Grotere soorten, zoals veel hommels, kunnen 1000 tot 2000 m overbruggen tijdens het foerageren. Ook binnen deze groep is er echter veel variatie. Zo is binnen de hommels de aardhommel veel mobieler dan de moshommel (actieradius tot respectievelijk 2000 m en 200 m; Peeters et al., 2012). En van lang niet alle soorten zijn gedetailleerde gegevens beschikbaar. Dit beperkt de mogelijkheid tot harde uitspraken over foerageerafstanden, maar indien soortspecifieke indicatiewaarden vereist zijn, lijkt het redelijkerwijs haalbaar om deze te berekenen op basis van de relatie tussen vluchtafstand en gemiddelde lichaamsgrootte (Greenleaf et al., 2007). Belangrijk is echter dat voor het bepalen van vuistregels voor de voedselbehoefte van wilde bijenpopulaties de maximale foerageerafstand van beperkte waarde is.

Het overbruggen van grotere afstanden kost veel meer tijd en energie; hierdoor kunnen de solitaire bijen minder broedcellen van voedsel voorzien (Zurbuchen

Wageningen Environmental Research Rapport 3185

| 37

et al., 2010a). Bij sociale bijen (hommels) leiden te grote foerageerafstanden in het voorjaar tot een sterke afkoeling van het nest en een langzamere ontwikkeling van de larven (Goulson, 2009). En voor beide groepen geldt dat een langere afwezigheid van het nest leidt tot een grotere kans dat ongenode gasten schade veroorzaken. Kortom, wanneer een wilde bijenpopulatie genoodzaakt wordt om de foerageerafstand tot het maximum op te rekken om voldoende voedsel binnen te halen (bijvoorbeeld omdat bloemen dichter bij huis worden vermeden omdat daar een groot aantal honingbijen foerageert), kan dit dus leiden tot minder nageslacht en een kwetsbaardere populatie. Bij berekeningen van de voedselbeschikbaarheid voor een wilde bijenpopulatie is het dan ook van belang om terughoudend te zijn met de gehanteerde radius waarbinnen het voedsel beschikbaar moet zijn. Welke radius als veilig beschouwd mag worden, zal wederom verschillen per soort. Bij onderzoek met gemarkeerde individuen van zes soorten kleine solitaire bijen met nesten in smalle bloemstroken, werd een gemiddelde afstand tussen nest en bezochte bloemen gevonden die circa zeven keer kleiner was dan de maximale afstand (Hofmann et al., 2020).

Het zou waardevol zijn om dit soort informatie voor meer wilde soorten te verzamelen en zo na te gaan in hoeverre ook de gemiddelde vliegafstand (onafhankelijk van voedselcompetitie) schaalt met lichaamsgrootte.

Figuur 9

Aggregatie van nesten van een pluimvoetbij (Dasypoda hirtipes) op een zandpad door een

bloeiend heideveld (links) en een pluimvoetbij die terugkeert naar haar nest (rechts). Foto’s: Arjen de Groot, Wageningen UR.

Voedselbehoefte per populatie (kwantitatief) Muller en collega’s (Müller et al., 2006) verzamelden broedcellen uit diverse natuurlijke nesten van veertien verschillende solitaire bijensoorten, en bepaalden het gemiddelde aantal en volume aan stuifmeelkorrels per broedcel per soort. Dergelijk onderzoek maakt het mogelijk om de hoeveelheid stuifmeelkorrels te kwantificeren die nodig is voor de ontwikkeling van een individuele bij en daarmee, gegeven een bepaalde gewenste populatieomvang, een voortzetting van de populatie. Het betreft wel zeer tijdrovend onderzoek dat lastig te realiseren is voor alle wilde bijensoorten. Binnen de veertien onderzochte bijensoorten bleek het volume stuifmeelkorrels per broedcel echter sterk gerelateerd aan het gemiddelde lichaamsgewicht van een volwassen individu van een soort. Muller en collega’s (2006) stellen dat het door hen ontwikkelde regressiemodel voor het verband tussen lichaamsgewicht en benodigde hoeveelheid stuifmeel een betrouwbare schatting mogelijk maakt van de stuifmeelbehoefte die een solitaire bijensoort heeft voor diens voortplanting. Bij sommige, maar niet alle, solitaire bijensoorten kan er wel een duidelijk verschil optreden tussen de hoeveelheid stuifmeel die nodig is voor de ontwikkeling van een vrouwtje of een mannetje (Neff, 2008).