Natuur.focus 2003-1 Plantensamenstelling van houtkanten - Meerhout

(1)

Natuur.focus

Een toekomst voor de Rivierdonderpad in het Dijlebekken ?

Agrarisch natuurbeheer in Vlaanderen: beleid en praktijk

De kalkrijke kamgrasweide in Limburgs Haspengouw

Studie

(2)

Intrinsieke combinatie van natuur en cultuur

Als langgerekte, halfnatuurlijke biotopen met een houtachtige vegetatie is de ont- staansgeschiedenis van houtkanten nauw verbonden met de agrarische ontwikkeling van een streek; ze vormen het resultaat van een hechte wisselwerking tussen mens en natuur (Forman & Baudry 1984). Typische

‘bocagelandschappen’ gekenmerkt door een dicht netwerk van houtkanten, hebben zich onder invloed van een kleinschalige land- bouwpraktijk ontwikkeld (Hermy & De Blust 1997). Het behoud van kleine landschapselementen hangt in belangrijke mate samen met de mate waarin ze functioneel kunnen worden ingepast in veranderende landbouw- systemen (Burel & Baudry 1990a). Onder invloed van de schaalvergroting en intensivering in de landbouw zijn vele netwerken van houtkanten in de loop van de vorige eeuw zowel kwantitatief als kwalitatief sterk achteruitgegaan (Burel & Baudry 1990b).

Traditioneel werden houtkanten voornamelijk aangelegd als perceelsgrens, veekering en houtbron. Daarnaast hebben deze kleine landschapselementen een belangrijke cul- tuurhistorische en recreatieve waarde.

Tevens kunnen ze bodemerosie en pestici- dendrift tegengaan en vervullen ze een essentiële ecologische functie in het agrarisch landschap (Baudry et al. 2000). Hout- kanten vormen een leefgebied voor een uit-

gebreid scala aan fauna- en flora-elementen (French & Cummins 2001; Freemark et al.

2002). Daarbij spelen ze vaak de rol van refu- gium, een wijkplaats voor soorten die vroe- ger in het landschap wijdverspreid waren

Welke factoren beïnvloeden de plantensamenstelling van houtkanten?

Resultaten uit een studie in Meerhout

B

ART

D

ECKERS

, M

ARTIN

H

ERMY

& B

ART

M

UYS

Lijnvormige kleine landschapselementen, zoals houtkanten, herbergen tal van plant- en diersoorten en vormen een netwerk van ‘groene aders’ in het agrarisch landschap.

Een dieper inzicht in de factoren die de samenstelling van plantengemeenschappen in houtkanten beïnvloeden is evenwel noodzakelijk om tot onderbouwde adviezen voor een meer duurzaam beheer te komen. In deze studie wordt het relatief belang van een brede waaier van omgevingsfactoren op de verspreiding van plantensoorten in houtkanten nagegaan in een studiegebied in het Kempense Meerhout.

Figuur 1: Locatie studiegebied en schematische voorstelling van het geïnventariseerde houtkantennetwerk.

(3)

maar die vandaag in hun verspreiding beperkt zijn tot perceelsranden door de intensivering van de landbouw (Stoate et al.

2001; Robinson & Sutherland 2002). Daar- enboven kunnen houtkanten voor sommige organismen ook fungeren als een corridor voor de migratie van het ene geschikte habi- tatfragment naar het andere in een versnip- perd landschap (Corbit et al. 1999).

Vermits hogere planten de basisstructuur van een ecosysteem vormen en in belangrijke mate de variatie aan tal van andere levensvormen bepalen, is inzicht in de plantengemeenschappen van houtkanten essentieel voor de ontwikkeling van een onderbouwde strategie voor het behoud van soortenrijke houtkanten in het agrarisch landschap. Onze studie had tot doel om de invloed van een reeks omgevingsfactoren op de soortenrijkdom en -samenstelling van plantengemeenschappen in houtkanten op een systematische manier te analyseren.

Een netwerk van houtkanten in Vlaanderen

We verzamelden gegevens in een studiegebied te Zittaart, Meerhout (zuiden van de provincie Antwerpen). Het betreft het gebied rond de gehuchten ‘Hezemeer’ en ‘Geberg- te’, gekenmerkt door een dicht netwerk van onderling verbonden houtkanten (Fig. 1).

Het is een typisch oud cultuurlandschap, waarvan de kleinschalige perceelsstructuur (gemiddelde perceelsgrootte 0,6 ha), reeds grotendeels aanwezig op het einde van de

Fig. 3

Fig. 4

Fig. 5 Figuur 2: Houtkanten hebben een lange

geschiedenis van menselijk beheer, maar ook belangrijke ecologische functies in het

agrarisch landschap, zoals hier in Meer- hout .

Figuur 3: Bomenrijen herbergen een beduidend lagere soortenrijkdom aan planten dan houtkanten van het hakhout-

of middelhouttype.

Figuur 4: Houtkanten zonder beheer zijn minder soortenrijk dan houtkanten die onderworpen zijn aan een combinatie van

verschillende beheersregimes.

Figuur 5: Een gepast beheer van houtkan- ten is essentieel om de floristische soor-

tenrijkdom in agrarische gebieden te behouden of te herstellen. Bufferstroken rond houtkanten kunnen daar een voorna-

me rol bij spelen (Foto’s: Bart Deckers).

Fig. 1

(4)

achttiende eeuw (cfr. stafkaart van graaf de Ferraris), tot op heden zeer goed behouden is gebleven. Het terrein is vrij vlak (maximaal hoogteverschil van 5,75 m) en wordt door- midden gesneden door een kleine beek (de Hezemeerloop). De bodems zijn vochtig tot matig droog met een zand tot zandlemige textuur. Het huidige landgebruik bestaat hoofdzakelijk uit verschillende vormen van grasland (extensief hooiland, intensief grasland en weides) en maïsakkers. Voor een beperkt deel van de percelen heeft een ver- waarlozing van het traditionele hooilandbe- heer recent geleid tot de ontwikkeling van ruigtevegetaties.

Verschillende types van houtkanten – vaak in combinatie met een gracht en/of een aarden wal – doorsnijden dit kleinschalige lap- pendeken. Vooral hakhoutstroken, bomenrijen en middelhoutstroken (combinatie van hakhoutstrook en bomenrij) komen veel voor. De aanwezigheid van zowel aangeplante als spontane elementen in combinatie

met een uitgebreide variatie in historiek en beheer leiden tot een hoge structurele diversiteit van deze houtkanten. De meest voor- komende soorten in de boom- en struiklaag zijn Zomereik, Sporkehout, Zwarte els, Ruwe berk en Lijsterbes.

Binnen dit studiegebied werden, voor elke houtkant afzonderlijk, alle hogere planten geïnventariseerd. Hierbij werden beide zijden van éénzelfde houtkant telkens apart opgenomen om verschillen in aangrenzend landgebruik in rekening te kunnen brengen en het specifieke effect van expositie te kunnen bestuderen (Mercer et al. 1999). Over het hele netwerk (511 houtkanten) registreer- den we 198 verschillende plantensoorten (ca. 30 % houtachtigen en 70 % kruidachti- gen). Ongeveer 20 % van de planten (een 40-tal soorten) was niet-inheems.

Daarnaast werden diverse omgevingsvaria- belen opgenomen (Tabel 1). Deze variabelen werden gegroepeerd tot vijf verschillende factorgroepen: structuur (de dimensies van

de houtkant, het percentage ‘gaten’, de aanwezigheid van een boomlaag en/of struiklaag, de aanwezigheid van een gracht en/of wal), abiotiek (bodemtextuur, vochtgehalte en profielontwikkeling, hoogteligging en waterniveau van de gracht), beheer (het beheer van de houtkant zelf en het aangrenzend landgebruik), historiek (de herkomst van de houtkant en het type houtkant) en ruimtelijke context (de expositie van de houtkant, het aantal aangrenzende houtkanten, het aantal houtkanten binnen een cirkel met een straal van resp. 50, 100 en 250 m, de aanwezigheid van een rechtstreekse verbinding met bos, de afstand tot bos en de dichtheid van het omgevende netwerk van houtkanten).

Invloed van verschillende factoren op soortenrijkdom en -samenstelling

Alle geregistreerde omgevingsvariabelen – met uitzondering van expositie – verklaar- den een beduidend deel van de variatie in de soortensamenstelling van hogere planten in houtkanten (Tabel 1, laatste kolom). Het aandeel van de totale variatie in het voorkomen van planten in houtkanten dat door individuele variabelen verklaard wordt, ligt tussen 0,3 en 5,0 %. Vooral aangrenzend landgebruik (5,0 %), type (3,5 %), bodem vochtgehalte (3,2 %), textuur (2,0 %) en profielontwikkeling (2,0 %), beheer (1,9 %) en herkomst van de houtkant (1,7 %) blijken beduidend bij te dragen tot de opbouw van plantengemeenschappen in houtkanten.

Een meer gedetailleerde analyse van het effect van herkomst, type, beheer en aangrenzend landgebruik op de soortenrijkdom van houtkanten is weergegeven in figuur 6.

Hieruit bleek – in overeenstemming met andere studies (bv. Boutin et al. 2002) – dat de soortenrijkdom van aangeplante houtkanten beduidend lager was dan die van spontaan ontwikkelde houtkanten (Fig. 6a).

Houtkanten met een combinatie van aangeplante en spontane elementen herbergden het grootste aantal plantensoorten.

Soorten typisch gebonden aan spontane houtkanten waren onder meer Wilde kam- perfoelie, Boswilg en Sporkehout. Er waren ook duidelijke verschillen in de soortenrijkdom tussen de verschillende types van hout- kanten (Fig. 6b). Bomenrijen werden geken- merkt door een lage soortenrijkdom (Fig. 3), terwijl in hakhout- en middelhoutstroken een groter aantal plantensoorten voorkwam. De houtkanten met de hoogste soortenrijkdom zijn evenwel de dubbele equiva- Figuur 6: Effect van herkomst (a), type (b), beheer (c) en aangrenzend landgebruik (d) op de soorten-

rijkdom (i.e. totaal aantal hogere plantensoorten) van houtkanten in een studiegebied in Meerhout.

De vlaggen tonen de betrouwbaarheidsintervallen (95%) rond de gemiddelde soortenrijkdom.

borrenrij spontane opslag hakhout middelhout dubbele borrenrij dubbele hakhoutstrook dubbele middelhoutstrook dubbele strook spontane opslag tuin verharde weg weide intensief grasland bos akker extensief grasland verwaarloosd grasland onverharde weg

a) c)

b) d)

(5)

lenten (langs beide zijden van een toegangsweg) van de vorige types. Vooral een aantal schaduwgebonden soorten zoals Gewone salomonszegel, Knopig helmkruid en Bosan- doorn kwamen voornamelijk in deze laatste elementen met een meer getemperd micro- klimaat voor. Op het vlak van de beheer- spraktijk nam het aantal plantensoorten toe van houtkanten zonder beheer over cyclische opsnoei, knotting en hakhoutbeheer tot houtkanten onderworpen aan een combinatie van verschillende beheersvormen (Fig. 6c – Fig. 4). Dit ligt in de lijn van de resultaten van andere studies (bv. McAdam et al. 1994; Moonen & Marshall 2001). Wat betreft aangrenzend landgebruik valt vooral het lage aantal plantensoorten in houtkanten langsheen tuinen of verharde wegen, en de hoge soortenrijkdom van houtkanten naast extensief of verwaarloosd grasland en onverharde wegen, op (Fig. 6d). Daarenbo-

ven bepaalde het aangrenzend landgebruik ook in belangrijke mate het type van planten dat in de houtkant voorkwam. Zo was de aanwezigheid van graslandsoorten met onder meer Pinksterbloem en Gewone rol- klaver typisch gebonden aan houtkanten langsheen graslanden, terwijl akkerlandsoor- ten zoals Melganzevoet, Akker-vegeet-mij- nietje en Akkerwinde voornamelijk in houtkanten langsheen akkers voorkwamen. De verwachte terugval in de soortenrijkdom van een houtkant met toenemende intensiteit van de landbouwparktijk op de omliggende precelen – zoals bv. vermeld door de Britse studies van Bunce et al. (1994), Cummins &

French (1994) en Hegarty et al. (1994) – wordt slechts gedeeltelijk bevestigd door onze resultaten.

De meeste omgevingsfactoren hangen sterk samen zowel met de totale soortenrijkdom aan planten als met het aantal kruidachtige

Figuur 7: De ruimtelijke structuur van een netwerk van houtkanten blijkt erg belang-

rijk te zijn voor plantensoorten die vooral door dieren verbreid worden zoals de Gel-

derse roos (Foto: Bart Deckers).

Tabel 1: Overzicht van de opgenomen omgevingsvariabelen en hun invloed op de variatie in soortensamenstelling van houtkanten

Variabele Bereik Groep Variatie verklaard (%)

Herkomst aangeplant, spontaan en combinatie van aangeplante en spontane elementen HS 1,7

Type hakhout, middelhout, bomenrij, spontane opslag + overeenkomstige dubbele equivalenten

(langs beide zijden van toegangsweg) HS 3,5

Beheer geen beheer, cyclische opsnoei, cyclische knotting, cyclisch hakhoutbeheer, combinatie van

verschillende beheersvormen BH 1,9

Aangrenzend landgebruik verwaarloosd grasland, extensief grasland, intensief grasland, weide, akker, verharde weg,

onverharde weg, tuin, bos BH 5,0

Lengte 10 - 401 m ST 0,5

Gemiddelde breedte 1.0 - 38.0 m ST 1,3

Variatie in breedte 0 - 1 - 2 - 3 (geen - weinig - matig - veel variatie in breedte) ST 0,3

Gemiddelde hoogte 1.5 - 27.0 m ST 1,4

Variatie in hoogte 0 - 1 - 2 - 3 (geen - weinig - matig - veel variatie in hoogte) ST 0,3

Aanwezigheid boomlaag 0 - 1 (afwezig - aanwezig) ST 0,6

Aanwezigheid struiklaag 0 - 1 (afwezig - aanwezig) ST 0,7

Percentage gaten 0 - 95 % ST 1,1

Aanwezigheid aarden wal 0 - 1 (afwezig - aanwezig) ST 0,7

Aanwezigheid gracht 0 - 1 (afwezig - aanwezig) ST 1,3

Waterniveau gracht 0 - 1 - 2 - 3 (geen - weinig - matig - veel water) AB 1,5

Hoogteligging 19.25 - 25.00 m AB 1,5

Bodem textuur Z, P, S, / (*) AB 2,0

Bodem vochtgehalte a, b, c, d, e, / (*) AB 3,2

Bodem profielontwikkeling c, f, g, m, / (*) AB 2,0

Expositie N, O, Z, W (noord - oost - zuid - west) RC 0,3ns

Aantal aangrenzende houtkanten 1 - 8 RC 0,4

Aantal houtkanten binnen 50 m 2 - 20 RC 0,8

Aanwezigheid verbinding met bos 0 - 1 (afwezig - aanwezig) RC 0,4

Afstand tot bos 0 - 316 m RC 0,5

Dichtheid van houtkantennetwerk 2117 - 30073 m/km_ RC 1,1

Groep: HS = Historiek, BH = Beheer, ST = Structuur,AB = Abiotiek, RC = Ruimtelijke configuratie

Variatie verklaard: fractie van de totale variatie in vegetatiedata verklaard door individuele variabelen, bepaald via CCA (is statistisch significant, tenzij anders vermeld: ns ) (*): Naamgeving op basis van het Belgisch bodemclassificeringssysteem (Tavernier en Maréchal, 1972)

(6)

en houtachtige plantensoorten. Toch zijn hier duidelijke verschillen vast te stellen (Tabel 2). Hoe breder en langer een hout- kant, hoe meer soorten van beide ecologische deelgroepen deze houtkant herbergt.

Vooral de aanwezigheid van typische bos- soorten, bv. Speenkruid, is sterk gekoppeld met de breedte van de houtkant. Hogere houtkanten bevatten meer houtachtige maar minder kruidachtige soorten dan lagere houtkanten. Een groter aandeel gaten of openingen in de houtkant leidt dan weer tot meer kruidachtige en minder houtachtige soorten. Eenzelfde patroon kan worden waargenomen voor het waterniveau van de gracht, waarbij deze factor voornamelijk het voorkomen van waterplanten (bv. Grote waterweegbree en Drijvend fonteinkruid), en grondwater gebonden soorten (bv. Pinkster- bloem en Echte koekoeksbloem) beïnvloedt.

Houtkanten telden ook meer plantensoorten als er meer aangrenzende houtkanten waren, of wanneer er meer houtkanten in de nabijheid aanwezig waren (binnen een cirkel met een straal van resp. 50, 100 en 250 m).

Dit laatste verband werd zwakker naarmate die naburige houtkanten verder weg lagen.

De afstand van een houtkant tot het dichtst- bijzijnde bos had alleen een significante invloed op de soortenrijkdom aan houtachtige planten: hoe verder een houtkant van het bos verwijderd was, hoe minder hout-

achtige plantensoorten er te vinden waren.

De dichtheid van het omgevende netwerk aan houtkanten bleek tenslotte geen significant effect op de soortenrijkdom van een individuele houtkant te hebben.

Relatief belang van groepen van factoren

Hoewel de meeste omgevingsvariabelen significant samenhangen met de soortenrijkdom aan planten in houtkanten en dus een beduidend deel van de variatie in vegetatie- samenstelling verklaren, bemoeilijken onderlinge correlaties tussen deze variabelen de interpretatie van de rol van iedere factor afzonderlijk. Daarom werd de totale reeks van omgevingsvariabelen opgedeeld in vijf verschillende factorgroepen (zie ook hoger) en werd het onafhankelijk effect van iedere groep – gecorrigeerd voor correlaties met variabelen van andere groepen – op de samenstelling van plantengemeenschappen in houtkanten geanalyseerd. Hiervoor werd gebruik gemaakt van een speciale statisti- sche techniek (partiële canonische corre- spondentie analyse – Økland & Eilertsen 1994). Voor gelijkaardige voorbeelden ver- wijzen we onder meer naar Le Coeur et al.

(1997).

Figuur 8 toont het aandeel van de totale variatie dat door de verschillende factorgroepen wordt verklaard. Zoals voor de

meeste ecosystemen (Økland & Eilertsen 1994) blijken de abiotische omgevingscon- dities de belangrijkste variabelen te zijn die de soortenrijkdom van houtkanten beïnvloe- den (met een aandeel van 21 % binnen de totale hoeveelheid verklaarde variatie). In het bijzonder soorten die specifiek gebonden zijn aan welbepaalde bodemcondities zoals Valse salie en Grote brandnetel worden sterk gestuurd door deze factorgroep. Het beheer van de houtkant zelf en van de omliggende percelen – m.a.w. het (antropogene) versto- ringsregime van een houtkant (Boutin &

Jobin 1998) – vormt de tweede belangrijkste groep (ca. 19 % van de verklaarde variatie).

Zowel graslandsoorten (bv. Gewoon dui- zendblad) als tred- en zoomplanten (bv. Gro- te weegbree) worden sterk door beheersva- riabelen beïnvloed. Vervolgens komt de structuur van een houtkant (ca. 13 % van de verklaarde variatie), met vooral een effect op de verspreiding van bepaalde boom- en struiksoorten, zoals Eenstijlige meidoorn en Amerikaanse vogelkers, als typische bos- planten (bv. Speenkruid). Herinner dat deze factorgroep de mate van ruimtelijke hete- rogeniteit en habitatdiversiteit bepaalt, als- ook de vorm van de houtkant. Smalle, langgerekte leefgebieden zijn gevoeliger voor omgevingsinvloeden vanuit het omliggend agrarisch landschap dan leefgebieden met een lagere omtrek/oppervlakte verhouding (Forman & Baudry 1984; Burel & Baudry 1994; Hegarty et al. 1994). Omdat het hui- dig verspreidingspatroon van planten in houtkanten sterk beïnvloed wordt door de historische achtergrond van een houtkant (Forman & Baudry 1984; Boutin et al. 2002) zien we die factor ook in onze analyse een beduidend deel van de variatie verklaren (ca.

10 % van de verklaarde variatie). Tenslotte vonden we dat de factorgroep ‘ruimtelijke configuratie’ in onze studie wat minder variatie verklaarde (ca. 9 %), maar toch wel significant was. De ruimtelijke structuur is immers van belang voor verbreidingsproces- sen en dus voor de mogelijkheden van migratie en kolonisatie (Burel & Baudry 1994; Corbit et al. 1999). Vooral het voorkomen van planten die door dieren verbreid worden, zoals bijvoorbeeld Lijsterbes en Gel- derse roos, bleek sterk door ruimtelijke varia- belen beïnvloed te worden (Fig. 7).

Dat de ruimtelijke variabelen hier in vergelij- king met de andere factorgroepen een relatief beperkte invloed hadden, kan verklaard worden door de vaststelling dat de meeste plantensoorten in de bemonsterde houtkanten goede verbreiders zijn (cfr. Forman &

Figuur 8: Relatief belang van diverse factorgroepen (AB = Abiotiek, BH = Beheer, ST = Structuur, HS = Historiek, RC = Ruimtelijke configuratie) voor het verklaren van de soortenrijkdom aan hogere planten in houtkanten. De witte balken geven de fracties verklaarde variatie wanneer niet

werd gecorrigeerd voor het feit dat er onderlinge verbanden tussen de variabelen van verschil- lende groepen bestaan; bij de grijze balken werd daar wel voor gecorrigeerd.

(7)

Baudry 1984; French & Cummins 2001). De rol van de ruimtelijke structuur wordt meer uitgesproken voor soorten met een gering kolonisatievermogen. Merk bovendien op dat de meeste bosfragmenten in het studiegebied vrij jong zijn, en dus maar in beperkte mate als bron van (bos)planten kunnen fungeren voor de geleidelijke kolonisatie van de omliggende houtkanten (Peterken &

Game 1981). Voor sommige houtachtige soorten kunnen recente bossen echter wel als kolonisatiebron optreden (Boots 2001).

Dit ligt in de lijn met onze vaststelling van een sterkere relatie met de afstand van een houtkant tot bos voor de houtachtige dan voor de kruidachtige soortenrijkdom (Tabel 2). Bedenk ook dat het effect van de ruimte- lijke variabelen mogelijk deels gemaskeerd wordt in dit studiegebied door de hoge dichtheid en mate van verbinding (connectiviteit) van het bestudeerde houtkantennetwerk. Deze factorgroep speelt dan ook mogelijk een sterkere rol in gebieden waar minder houtkanten meer verspreid in het landschap voorkomen (bv. een gedegradeerd houtkantennetwerk).

Lessen voor een ecologisch onderbouwd beheer

Op basis van de resultaten van deze studie kunnen een aantal richtlijnen worden gefor- muleerd voor een meer duurzaam beheer van houtkanten met het oog op floristische soortenrijkdom in het agrarisch landschap.

Hoewel op de meeste plaatsen het land-

schapsecologisch netwerk sterker gedegradeerd is dan in het bestudeerde studiegebied, zijn de verschillende types van houtkanten in Meerhout vrij representatief voor de situatie in de rest van de Kempen. In hoe- verre de bekomen conclusies ook geldig zijn voor andere types van lijnvormige kleine landschapselementen in Vlaanderen, zoals bijvoorbeeld meidoornhagen in Vlaams-Bra- bant, valt niet onmiddellijk uit deze studie af te leiden. Duidelijke gelijkenissen tussen onze resultaten en die van buitenlands onderzoek uitgevoerd op andere soorten van houtkanten binnen een totaal andere land- schapscontext maken het echter aanneme- lijk dat de meeste richtlijnen tot op zekere hoogte ook gelden voor de rest van het Vlaamse landbouwlandschap.

Het beheer van de houtkant vormt vanzelf- sprekend de meest directe factor waarop kan worden ingespeeld. Een combinatie van verschillende beheersvormen blijkt in dit verband de beste optie.Vooral een cyclisch hakhoutbeheer leidt tot soortenrijke houtkanten (Moonen & Marshall 2001). Een stopzetting van het traditionele beheer van deze houtachtige kleine landschapselementen leidt tot een achteruitgang van de diversiteit aan planten (McAdam et al. 1994).

Voor de invloed van de omliggende land- bouwpercelen, sluiten onze resultaten gedeeltelijk aan bij de vaststelling van meer soorten in een houtkant bij minder intensief landgebruik (bv. extensief grasland vs. akker) op het aangrenzend perceel (Bunce et al.

1994; Hegarty et al. 1994; Mercer et al.

1999). Omdat in de meeste actieve land- bouwgebieden weinig invloed kan worden uitgeoefend op verschuivingen naar minder intensieve beheerspraktijken, vormt de aanleg van niet-gecultiveerde bufferstroken of het onbespoten en onbemest laten van perceelsranden naast houtkanten een pragma- tisch alternatief (Marshall & Moonen 2002).

Hoewel in Vlaanderen tot op heden weinig onderzoek hieromtrent werd uitgevoerd, hebben ervaringen uit het buitenland (o.a.

Groot-Brittannië, Duitsland en Nederland) een duidelijk positieve invloed van perceels- randenbeheer op de biodiversiteit in het agrarisch landschap aangetoond (De Snoo &

De Haes 1994; Moonen & Marshall 2001).

Bovendien kunnen Vlaamse landbouwers, via het afsluiten van een beheersovereen- komst met de Vlaamse Landmaatschappij (VLM), sinds kort ook subsidies ontvangen voor de aanleg van zulke bufferstroken, met een breedte tussen 5 en 10 m, langsheen heggen of houtkanten (voor meer info:

www.vlm.be). Verder vormt de hoge soortenrijkdom van houtkanten langsheen onverharde wegen – in tegenstelling tot die naast verharde wegen – een argument tegen een ondoordacht verbreden en verharden van wegen en voor de opwaardering van zandwegen in het landbouwlandschap. Met betrekking tot de structuur van deze lijnvormige kleine landschapselementen toont deze studie in eerste instantie het belang aan van de dimensies van een houtkant.

Hierbij dient er vooral gestreefd te worden naar zo breed mogelijke houtkanten, vermits de breedte van de houtkant in belangrijke mate de proportie van rand- en kernhabitat bepaalt en op die manier een sterk effect heeft op de soortensamenstelling (Forman

& Baudry 1984; Hegarty et al. 1994). Wan- neer de aanleg van houtkanten kan in combinatie met andere interessante ecologische structuren, zoals een aarden wal en/of een gracht met water, neemt de diversiteit aan ecologische niches toe en dus ook de soortenrijkdom aan planten (Le Coeur et al.

1997). Tenslotte dient gestreefd te worden naar een zo groot mogelijke mate van ver- bondenheid of connectiviteit tussen de verschillende houtkanten in het landschap (Baudry 1984; Burel & Baudry 1994; Corbit et al. 1999; Boots et al. 2001). Een aange- paste ruimtelijke inpassing van nieuwe houtkanten in combinatie met een duurzame instandhouding van het bestaande netwerk staat hierbij centraal.

Tabel 2: Relaties tussen individuele omgevingsvariabelen van een houtkant enerzijds en het aantal kruidachtige, houtachtige en totale aantal plantensoorten van een houtkant anderzijds.

De tabel geeft de correlatiecoëfficiënten en het significantieniveau (Spearman rank correlaties).

Variabele Aantal kruidachtige Aantal houtachtige Totaal aantal

soorten soorten plantensoorten

Lengte 0,389*** 0,322*** 0,509***

Gemiddelde breedte 0,071* 0,218*** 0,099**

Variatie in breedte 0,162*** 0,069* 0,166***

Gemiddelde hoogte -0,147*** 0,233*** -0,001ns

Variatie in hoogte 0,036ns 0,246*** 0,164***

Percentage gaten 0,100** -0,329*** -0,080*

Waterniveau gracht 0,214*** -0,081* 0,125***

Hoogteligging 0,043ns -0,134*** -0,030ns

Aantal aangrenzende houtkanten 0,079* 0,179*** 0,146***

Aantal houtkanten binnen 50 m 0,080* 0,178*** 0,153***

Aantal houtkanten binnen 100 m 0,058ns 0,141*** 0,116***

Aantal houtkanten binnen 250 m 0,032ns 0,051ns 0,048ns

Afstand tot bos 0,013ns -0,106** -0,038ns

Dichtheid van houtkantennetwerk 0,048ns 0,006ns 0,053ns

***: P £ 0,001; **: P £ 0,01; *: P £ 0,05; ns: niet significant

(8)

SUMMARY BOX:

DECKERS B., HERMYM. & MUYSB. 2003. Factors affecting plant species richness and composition of hedgerows - Results from a field study in Meerhout [in Dutch].

Natuur.focus 2(1): 11-17.

Plant species diversity is a major focal issue for the conservation of biodiversity in agricultural landscapes. Therefore, a better insight into the structure of plant communities in hedgerow habitats is required. Based on a detailed survey of the occurrence of plant species in hedgerows within a tradi- tional agricultural landscape in Meerhout (Flanders), we studied the effect of individual explanatory variables – and

the relative importance of variable groups – on species richness and composition. Besides a predominant impact of abi- otic environmental conditions, management and structural aspects had a relatively stronger effect on the distribution of plant species in hedgerows than the historical background or spatial configuration within the surrounding hedgerow network and woodlots. Nevertheless, the independent effect of each of the five distinct factor groups was significant. A more detailed analysis of individual explanatory variables indicates that particularly adjacent land use, hedgerow type, soil conditions, hedgerow management and hedgerow origin are important factors affecting hedgerow plant communities. These results can be translated into practical guide- lines.

DANKWOORD:

Dit onderzoek wordt financieel ondersteund via een onder- zoeksbeurs van het Fonds voor Wetenschappelijk Onder- zoek – Vlaanderen (FWO). Verder dank aan Olivier Honnay voor het nalezen van dit manuscript.

AUTEURS:

Bart Deckers is als onderzoeker (aspirant FWO-Vlaanderen) verbonden aan het Laboratorium voor Bos, Natuur en Landschap van de Katholieke Universiteit Leuven. Martin Hermy en Bart Muys zijn beide professor aan ditzelfde labo- ratorium.

CONTACT:

B. Deckers, Laboratorium voor Bos, Natuur en Landschap, Faculteit Landbouwkundige en Toegepaste Biologische Wetenschappen, Katholieke Universiteit Leuven, Vital Decosterstraat 102, B-3000 Leuven, Tel: 016/32.97.73, E-mail: bart.deckers@agr.kuleuven.ac.be

Referenties

Baudry J. 1984. Effects of landscape structure on biological communities: the case of hedgerow network landscapes. In: Brandt, J. & Agger, P. (red.) Methodology in landscape ecological research and planning. Proceedings of the 1st International Seminar of the International Association for Landscape Ecology (IALE), pp. 55-65.

Baudry J., Bunce R.G.H. & Burel F. 2000. Hedgerows:An international perspective on their origin, function and management. Journal of Environmental Management 60, 7-22.

Boots A.J. 2001. The effect of connection to woodlands on the woody species composition of hedgerows: a case study on the Mendip Hills plateau, North Somerset. In: Barr C. & Petit S. (red.) Hedgerows of the world: their ecological functions in different landscapes. Proceedings of the 2001 Annual IALE(UK) Conference, pp. 157-162.

Boutin C. & Jobin B. 1998. Intensity of agricultural practices and effects on adjacent habitats. Ecological Applications 8, 544-557.

Boutin C., Jobin B., Bélanger L. & Choinière L. 2001. Comparing weed composition in natural and planted hedgerows and in herbaceous field margins adjacent to crop fields.

Canadian Journal of Plant Science 81, 313-324.

Boutin C., Jobin B., Bélanger L. & Choinière L. 2002. Plant diversity in three types of hedgerows adjacent to cropfields. Biodiversity and Conservation 11, 1-25.

Bunce R.G.H., Howard D.C. & Barr C.J. 1994. Botanical diversity in British hedgerows.

BCPC monographs 58, 43-52.

Burel F. & Baudry J. 1994. Control of biodiversity in hedgerow network landscapes in Wes- tern France. In:Watt T.A. & Buckley G.P. (red.), Hedgerow management and nature conservation, Wye College Press, Ashford, Kent, pp. 47-57.

Burel F. & Baudry J. 1990a. Hedgerow network patterns and processes in France. In: Zon- neveld I.S. & Forman R.T.T. (red.), Changing landscapes: an ecological perspective, Sprin- ger-Verlag, New York, pp. 99-120.

Burel F. & Baudry J. 1990b. Structural dynamic of a hedgerow network landscape in Brit- tany France. Landscape Ecology 4, 197-210.

Corbit M., Marks P.L. & Gardescu S. 1999. Hedgerows as habitat corridors for forest her- bs in central New York, USA. Journal of Ecology 87, 220-232.

Cummins R.P. & French D.D. 1994. Floristic diversity, management and associated land use in British hedgerows. In:Watt T.A. & Buckley G.P. (red.) Hedgerow management and nature conservation, Wye College Press, Ashford, Kent, pp. 95-106.

De Snoo G.R. & De Haes H.U. 1994. Onbespoten akkerranden. Landschap 11, 17-32.

Forman R.T.T. & Baudry J. 1984. Hedgerows and hedgerow networks in landscape ecology. Environmental Management 8, 495-510.

Freemark K.E., Boutin C. & Keddy C.J. 2002. Importance of farmland habitats for conservation of plant species. Conservation Biology 16, 399-412.

French D.D. & Cummins R.P. 2001. Classification, composition, richness and diversity of British hedgerows. Applied Vegetation Science 4, 213-228.

Hegarty C.A., McAdam J.H. & Cooper A. 1994. Factors influencing the plant species composition of hedges - implications for management in environmentally sensitive areas.

BCPC Monographs 58, 227-234.

Hermy M. & De Blust G. 1997. Punten en lijnen in het landschap. Stichting Leefmilieu, Van de Wiele, Brugge.

Le Coeur D., Baudry J. & Burel F. 1997. Field margins plant assemblages: variation parti- tioning between local and landscape factors. Landscape and Urban Planning 37, 57-71.

Marshall E.J.P. & Moonen A.C. 2002. Field margins in northern Europe: their functions and interactions with agriculture. Agriculture, Ecosystems and Environment 89, 5-21.

McAdam J.H., Bell A.C. & Henry T. 1994. The effect of restoration techniques on flora and microfauna of hawthorn-dominated hedges. In: Watt F.A. & Buckley G.P. (ed.), Hedge- row management and nature conservation, Wye College Press, Ashford, Kent, pp. 25- 32.

Mercer C., Cherrill A., Tudor G. & Andrews M. 1999. Hedgerow plant communities: rela- tionships with adjacent land use and aspect. Aspects of Applied Biology 54, 345-352.

Moonen A.C. & Marshall E.J.P. 2001. The influence of sown field margin strips, management and boundary structure on herbaceous field margin vegetation in two neigh- bouring farms in Southern England. Agriculture, Ecosystems and Environment 86, 187- 202.

Økland R.H. & Eilertsen O. 1994. Canonical Correspondence Analysis with variation par- titioning: some comments and an application. Journal of Vegetation Science 5, 117- 126.

Peterken G.F. & Game M. 1981. Historical factors affecting the distribution of Mercuria- lis perennis in central Lincolnshire. Journal of Ecology 69, 781-796.

Robinson R.A. & Sutherland W.J. 2002. Post-war changes in arable farming and biodiversity in Great-Britain. Journal of Applied Ecology 39, 157-176.

Stoate C., Boatman N.D., Borralho R.J., Carvalho C.R., de Snoo G.R. & Eden P. 2001. Eco- logical impacts of arable intensification in Europe. Journal of Environmental Manage- ment 63, 337-365.

Tavernier R. & Maréchal R. 1972. Carte des Associations des Sols 1/500.000, Atlas de la Belgique, feuilles IIA et IIB. IGN, Bruxelles.