sou · GLB398 · 1998-01-01 00:00:00 — För att nå miljömålet måste man därför arbeta på detaljnivå (träd och grupper av träd), på beståndsnivå (hänsynsytor, dvs. delar av ett bestånd, och hänsynsområden, dvs. delar av flera angränsande bestånd) och på landskapsnivå (några hundra ha i och många tusen ha i norra ) (figur 1). De snabbt inlemmade nya kunskaperna, insikterna liksom 1990- talets intensiva praktiska arbete för att bevara skogens biologiska mångfald har naturligt nog varit bäst i detaljskalan (t.ex. hänsyn vid slutavverkning) och sämst i landskapsskalan. Studier av allt fler art- grupper visar också att konflikterna mellan bevarande av skogsmiljöer och olika typer av markanvändning ofta blir mycket olika för välkän- da fåglar och däggdjur jämfört med för de mer okända lägre djuren, växterna och svamparna. I den förra gruppen finns flera viltarter som gynnas av skogsbruk genom att tillgången på mat ökar kraftigt. Inom den senare gruppen kan vissa arter, åtminstone i ett kortsiktigt tids- perspektiv, genom ett traditionellt och fungerande hänsynsta- gande på detaljnivå och genom sparande av småbiotoper. I ett längre tidsperspektiv däremot behövs för bevarande av livs- kraftiga populationer av alla naturligt förekommande arter även ett nyskapande av olika skogsmiljöer. Detta kan ske genom att nya områ- den får utvecklas fritt, så att ett ständigt nytillskott av t. ex död ved i ett visst nedbrytningsstadium eller lövskog i en viss ålder upprätthålls. Återigen andra arter behöver vissa typer av störningar som brand, översvämning, reglering av betestryck eller av den antropogena föro- reningsnivån. För att nå miljömålet måste man därför tillgodose både krav på - att livsmiljön är stabil över - och på dynamik - att livsmiljön förändras och finns på en viss plats . Det är alltså lika normalt att vissa arter flyttar runt i landskapet som att andra har mycket svårt för att flytta på sig. Medlet att bevara biologisk mångfald i ett land som , som har en lång markanvändningshistoria, och därmed en större miljöskuld att ta hänsyn till (1992), måste alltså vara att bevara, nyskapa och att restaurera väsentliga naturliga och naturnära livsmiljöer, lik- som av människan skapade kulturbiotoper. Detta måste ske i olika geografiska skalor, samt under beaktande av de processer som åtföljer dessa biotoper. Man kan vanligen inte på ett enkelt sätt ersätta skydd i en stor skala med skydd i en liten skala. Däremot är motsatsen i princip möjlig, dock inte i då många av naturvär- dena fr.a. i finns kvar endast i små friliggande objekt. För att bevara alla naturligt förekommande arter i alla skogsmiljöer måste krav i olika geografiska skalor tillgodoses. Skogs- bruket arbetar normalt på detaljnivå (träd och grupper av träd) och på beståndsnivå (avdelningar, hänsynsytor, dvs. delar av ett bestånd, och hänsynsområden, dvs. delar av flera angränsande bestånd). För- utsättningarna för att arbeta på landskapsnivå (från några hundra ha i till många tusentals ha i norra ) är goda i nor- ra där storskogsbruket dominerar, men är sämre i södra rige, då antalet beslutsfattare per ytenhet är mycket större än i norr. 2.2 Det finns tröskelvärden för utdöende Trots att en arts livsmiljö finns kvar i landskapet i viss utsträckning kan arter vara utdöda eller vara dömda att dö ut i ett landskap eller i en region (se översikt i ) (figur 2). Om landskapet påver- kas så att en viss arts livsmiljö gradvis börjar minska så är minskning- en i mängden livsmiljö proportionell mot antalet individer som finns kvar. Då av en kontinuerligt utbredd ursprunglig livsmiljö, till exempel gammal skog omgiven av yngre skogar eller lövskog omgiven av barrskog, finns kvar så börjar fragment av den ursprungliga livsmiljön att isoleras. Fram till denna punkt är landska- pet alltså ännu kontinuerligt och inga isolerade öar finns. Den fort- satta förändringen från ett landskap där livsmiljön är kontinuerlig i rummet till den försvinner helt innehåller två faser. 1Den första fasen börjar då av livsmiljön ifråga är kvar och all livsmiljö är som öar i en skärgård. För arter som är helt beroen- de av att skogsfragmenten hänger ihop, och har svårt att flytta sig mellan de isolerade fragmenten genom omgivningen, kommer allt- så ett landskap med av gammal skog att bestå av isolerade delpopulationer med liten chans till nykolonisation då populationer dör ut i enskilda bestånd. Många arter, som fåglar och många insekter, kan dock snabbt förflytta sig mellan skogsfrag- menten trots att dessa är isolerade från varandra. Många växter kan göra detsamma, men det kan ta mycket . 2Då minskningen av livsmiljön fortsätter, och den täcker mindre än av landskapet, ökar avståndet mellan kvarvarande be- stånd exponentiellt med minskad mängd livsmiljö. Då får alltså även arter som kan röra sig mellan fragment raskt ökade problem. Från denna beskrivning kan man förvänta sig att påverkan på arter inte sker linjärt med minskad mängd livsmiljö. I början händer inte så mycket, utan först vid ett tröskelvärde sker stora förändringar i arters förekomst i landskapet. I många fall står vi efter en lång skogs- och markanvändningshistoria nära eller under sådana tröskelvärden. Teoretiska modeller liksom studier av den fläckiga ugglan i nord- västra och vår egen vitryggiga hackspett (figur 2) liksom ett trettiotal andra studier bekräftar detta mönster i en lång rad olika miljöer (1995, 1992, And- rén 1994). Fenomenet är dock huvudsakligen studerat för r yggrads- djur i landskapsskala, men för en lång rad olika livsmiljöer i olika sammanhang. Huruvida detta mönster gäller för andra artgrupper och i mindre skalor är inte studerat i detalj. Vår bedömning är dock att detta resonemang utgör en tillräckligt säker bas för en diskussion om skyddsbehovet av skog utifrån försiktighetsprincipen. Vad blir konsekvenserna av tröskelvärden i praktiken? Man kan till exempel föreställa sig en liten lappmes som lever av spindlar och andra småkryp uppe i trädens kronor. När andelen äldre skog med stora träd sjunker blir bestånden mindre. Då måste lappmesen flyga till nästa bestånd och fortsätta sitt födosök. Det går bra om det inte är för långt mellan bestånden. En kort och kall vinterdag kanske inte längre räcker för att hinna äta så många spindlar så att magen är mätt. Då är det stor risk att man fryser ihjäl, eller inte lika lätt hinner undan sparvugglan eller höken... Lappmesen kan även ses som en indika- torart (Angelstam 1997b) vars säkerställande garanterar insekters och lavars överlevnad i samma skogsmiljö. Tröskelvärden för utdöende. Vitryggig hackspett är en art som både är hotad på grund av landskapets omvandling , och som är väl studerad. Då mängden livsmiljö (lövbrännor, översvämningsskogar eller igenväxande inägor) minskar i landskapet så minskar sannolikheten att arten ska finnas kvar (1995). Först sakta och sedan allt snabbare. Tre viktiga saker måste påpekas. (se nästa sida) Figur 2. forts. -Även i ett idealiskt vitryggslandskap är det inte säkert att det alltid finns vitryggig hackspett. -När bara lite av den ursprungliga mängden livsmiljö finns kvar så försämras sannolikheten för överlevnad snabbt. -Om andelen livsmiljö är så är sannolikheten för stammens överlevnad Ett stort antal forskningsrapporter rörande många olika ekosys- tem bekräftar detta generella mönster (1994, 1997). 2.3 Utdöende och återskapande går trögt Men vitryggen har ju inte dött ut!? En viktig anledning till att man mycket lätt underskattar risken för utdöende är att de förhållanden som är kritiska inte inträffar . Om tillgången på död ved för den vitryggiga hackspetten är på gränsen att vara för liten så räcker maten kanske inte för att föda upp ett tillräckligt antal ungar så att de vuxna fåglarna kan ersättas. Om vintrarna är milda så kanske det ändå räcker för att den lokala stammen inte ska minska. Men, om det blir kallt så går det åt mer mat och då svälter några fåg- lar, eller blir enklare byten för rovdjur. Då finns mindre mat kvar till nästa års hackspettungar och "plötsligt" så har vitryggen försv unnit från lokalen trots att inga avverkningar skett alls. Det var dock mycket sannolikt att detta skulle ske. Sådan är vitryggens situation i . Men eftersom vitryggen är en bra indikatorart, dvs. indikerar att många andra arter som är knutna till samma livsmiljö kan fortleva, så är trots allt satsningar på vitr yggens livsmiljö inte alls bortkastade. Återskapande går också trögt, både för att arter är svårspridda och för att återskapa olika livsmiljöer. En viktig del i ansträngningar- na för den biologiska mångfaldens bevarande är att man vill skapa nya livsmiljöer för att ersätta de som försvunnit. Leveranstiden är dock mycket olika lång ( tabell 1). Bedömningar av "leveranstider" för olika naturvårdssortiment. Skillnaderna i varaktighet mellan olika egenskaper påverkar typen och graden av skyddsbehov. Död ved av olika typ bete, fri utveckling 2.4 Vi har på oss Merparten av det svenska skogslandskapet har påverkats av ett vir- kesinriktat skogsbruk i som lägst ungefär . Därmed är det inte kvar innan merparten av de skogar som kommer att slutavver- kas kommer att ha anlagts då enbart virkesproduktion var syftet. Enligt Avverkningsberäkningen (AVB) 1992 kommer andelen äldre skog i att minska under det kommande halvseklet (SOU 1992:76). Den tröghet som finns i såväl återskapande - som utdöendepro- cessen talar också för att agera snabbt. Det kan inte uteslutas att utdö- endetakten ökar på kort sikt. Många områden med stort antal rödlista- de arter är små till ytan och har sinsemellan stora avstånd, vilket ökar risken för lokala utdöenden. Det är därför viktigt med ett landskap- sperspektiv även på bevarandet av småbiotoper. För att på bästa sätt kunna prioritera var och hur bevarandet av tillräckliga mängder av olika livsmiljöer skall ske, bedömer vi att tidsperioden för att nå de kortsiktiga målet - dvs. att bevara de befint- liga värdefulla skogsmiljöerna - är . Det långsiktiga målet - att även att ha börjat restaurera skogsmiljöer - sätter vi till . Skyddets intensitet i olika skalor och rum 3.1 Att bevara störningsregimer innebär inte alltid att skydda skog En mycket viktig grundbult för att bevara biologisk mångfald är att bevara störningsregimer - både naturliga och sådana som hör till det gamla kulturlandskapet (Angelstam 1996). Men detta innebär inte alltid att man ska skydda skog i traditionell mening. Att de befintliga formerna för naturskydd visar stor variation i intensitet och juridisk hemort i olika skalor och rum (tabell 2) är därför en stor fördel. De måste nyttjas flexibelt; ibland för sig och ibland i kombination. En grundläggande förutsättning för att bevara de naturligt före- kommande arterna i skogslandskapet är att alla de trädarter som hör till de olika skogsekosystemen är representerade. Dessutom krävs för alla trädarter att levande träd av olika åldrar och utvecklingsformer samt att död ved i olika nedbrytningsstadier finns i tillräckligt stora mängder. Träd kan bli mycket äldre (>300 år) än den ålder då de nor- malt avverkas (). Leveranstiden på död ved är ofta ansenlig för de mest nedbrutna stadierna. En gransumpskog blir alltså inte till i en handvändning. Många arter kräver också stora mängder av "sin" miljö i landskapet för att kunna överleva. Mot bakgrund av detta innebär vanligen skydd av enbart nyckelbi- otoper (storleksordningen av skogsmarken) inte att man bevarar biologisk mångfald på lång sikt. Det krävs därutöver att omgivande skogar behandlas så att naturvärden kan bevaras och vid behov restau- reras i dessa. 3.2 Naturhänsyn på detaljnivå (1997) har genom en fältundersökning skattat den mängd detaljhänsyn som tas inom skogsbruket i olika delar av . Vid avverkning har i medeltal av arealen lämnats som hänsynsytor (0,01-0,5 ha). Enskilda träd har inte räknats med i denna redovisning, men även de representerar betydande volymer. Vi- dare har omfattningen av hänsynsområden (>0,5 ha) genom en enkät skattats till ytterligare ca 300 000 ha eller ca 1,av arealen (SKS 1997). Tolkningen av enkäten är inte problemfri. Det är t.ex. inte helt klart hur arealen fördelar sig på områden av olika storlek. Osäkerhet råder också om hur det kommer att se ut när de stora bolagens nyin- delning och ekologiska landskapsplanering (ELP) är genomförd eller när landskapsplaner/gröna planer genomförts på privat mark. Under förutsättning att dessa arealer, liksom de träd som sparats där, kommer att finnas kvar , är vår bedömning att natur- hänsynen på detaljnivå har utvecklats avsevärt i rätt riktning. För att kunna säga att detaljhänsynen från naturvårdssynpunkt är helt till- fredsställande krävs studier där skogen undersöks både före och efter avverkning och att bättre biologisk kunskap tas fram. Detta är ett ar- bete som SKS gör inom ramen för utvärderingen av den nya skogspo- litiken och för forskningsfinansierande organ. I denna rapport kommer vi fortsättningsvis att inrikta oss på beståndsskala och däröver (se nedan). Målsättningsklasser för skogs- och naturvårdsplaner För att tydliggöra på vilket sätt naturvård bör bedrivas i olika skogs- bestånd är skogsvårdsorganisationen i färd med att arbeta fram ett system av målsättningklasser för den skogliga planeringen (pers. medd.). Dessa målsättningsklasser har en lång tidshorisont (minst en omloppstid) till skillnad mot åtgärderna enligt skogsskötsel- kartan som har ett kort tidsperspektiv (). Följande fyra olika koder används: SOU 1997:98 Bilaga 4 19 NO Naturvård utan produktionsintresse där området lämnas Orört för fri utveckling. NS Naturvård utan produktionsintresse där området gynnas av eller kräver återkommande naturvårdande Skötsel. Uttag får endast göras när det motiveras av naturvårdsskäl. KKombinerade mål med ett uttalat produktionsintresse och ett naturvårdsintresse som vida överstiger generell hänsyn. med Generell hänsyn i form av detaljhänsyn och hänsynsytor; minst enligt SVL §30. Dessa olika målsättningsklasser innebär en intensitetsgradient i skyd- dandet och därmed en grund för en juridisk gradient vad gäller de olika skyddsformer som finns (tabell 2). Det är inte vår uppgift att avgöra var dessa gränser går men vi tillåter oss en grov översättning till tänkbara olika skyddsformer. inom ramen för SVL inom ramen för SVL/naturvårdsavtal/reservat med viss kostnad biotopskydd/naturvårdsavtal/reservat/frivillig avsättning med investeringskostnader och ev. skötselkostnader biotopskydd/naturvårdsavtal/reservat/frivillig avsättning med Olika skyddsformers betydelse för naturvårdshänsyn i olika geografiska skalor. skalnivå detalj bestånd landskap Frivilliga avsättningar, inom t.ex. ELP 3.4 Om landskapsskalan och landskapsplanering Individer av de flesta ryggradsdjur och många insekter har ett behov av att , en årstid eller under en årscykel röra sig mellan olika fragment av en viss livsmiljö, eller att använda olika livsmiljöer för olika behov. Hos praktiskt taget alla arter kräver vidmakthållandet av livskraftiga populationer i ett längre perspektiv, mellan olika gene- rationer, att spridning sker så att lokala utdöenden kompenseras. Detta kräver som regel att man har ett landskapsperspektiv även på hänsyn och åtgärder i detalj- och beståndsskalan. har en sådan syn gradvis vuxit fram (Angelstam & 1996, 1997; 1995). Eftersom tolkningen av våra resultat beror på utvecklingsarbetet inom ekologisk landskapsplanering (ELP) inom skogsnäringen finner videt lämpligt att kort beskriva principerna för landskapsplanering. Upprättandet av en landskapsplan innebär att man utifrån det aktu- ella landskapets förutsättningar försöker bibehålla och/eller återskapa tillräckligt med biotoper för att bevara den biologiska mångfalden. Landskapsplanering som en praktisk metod befinner sig delvis i pro- första år gjorde skogsvårdsorganisa- tionen och några stora skogsföretag ett antal försök. har ett 100-tal försök gjorts, från till (och pers. medd.). I en översikt av första generationens landskapsplaner (Angelstam och 1996, 1997) hade fyra olika icke varandra uteslutande principer använts. Denna metod utgår från kända kärnområden med höga naturvärden som man sedan vid behov försöker förstärka eller eventuellt försöker binda ihop med nätverk eller korridorer. Kunskaper om naturlandskapets dyna- mik, t. ex. med den pedagogik som ASIO-modellen försöker förmedla (Rülcker m.fl. 1994a,b, Angelstam 1994, Angelstam 1997a,b). 3.Kulturlandskapet som bas. Historiska kartor ger utomordentliga möjligheter till att spåra olika bestånds förutsättningar t.ex. i form av olika grad av skoglig kontinuitet (1996, 1996). 4.Icke-ekologiska principer som t.ex. estetik. Slutsatsen av genomgången var att det fanns stora regionala skillnader i angreppssätt. Eftersom människan koloniserade från söder finns en tydlig koppling mellan en avtagande andel privat mark och latitud (figur 3). I de boreala områdena blandades de båda första prin- ciperna, medan i var det i hög grad historiska aspekter som styrde arbetet. En fullständigare beskrivning av det praktiska arbetet med landskapsplanering i barrskogslandskapet ges av Rülcker m.fl. (1994) och Angelstam och (1995 och ms. I detta sammanhang ges endast en komihåglista över vad som be- höver göras så snart en enhet för landskapsplanering behöver avgrän- sas och planeras. -en regionindelning som tar hänsyn till vilka typer av ekosystem som finns i regionen -en landskapsanalys med en bedömning av landskapets förutsättningar -en landskapsanalys med en beskrivning av dagsläget -en bristanalys som utgår från vad som är tillräckligt för att bevara den biologiska mångfalden jämfört med en beskrivning av dagsläget i det aktuella landskapet -målformulering utifrån kritiska gränsvärden för vad som är tillräckligt för att bevara den biologiska mångfalden -planer för genomförande -kontroll av att målen nås I de landskapsplaner som utförts med personal som tagit del av mo- dern naturvårdsutbildning fördelar sig skogsmarksarealen vanligen som PG, K och NO + NS enligt SKS klassificering (, pers. medd.). Notera att den detaljhänsyn som behandlas i avsnitt 3.2 ingår i arealen PG. Andelen privat mark på olika latitud (1995) 4 Bristanalys i allmänhet 4.1 En ideal modell för bristanalys En allmän ideal modell för att ta reda på behovet av att skydda skog i ett visst geografiskt område vore att arbeta igenom följande steg: Att dela upp det aktuella området i olika regioner med likartad sammansättning av livsmiljöer. Graden av skyddsbehov för var och en av dessa livsmiljöer beror av de speciella egenskaper som de olika livsmiljöerna har. Sådana egenskaper kan beskrivas i form av krav på orördhet (lång/kort), varaktighet (lång/kort) eller i form av förekomst av speciella störningar (brand, mulbete, luckbildning, översvämning) för att livsmiljön skall vidmakthållas på en viss plats eller i landska- pet. Om livsmiljön karakteriseras av krav på lång orördhet och har lång varaktighet och kan vidmakthållas utan speciella störningar så är skydd i traditionell mening nödvändigt. Om däremot livsmiljöns var- aktighet är kort så är traditionellt skydd av skogen inte ett effektivt medel. Att kartera/beräkna förutsättningarna för varje typ av livsmiljö i de olika delarna av en viss region. Detta kan uppskattas eller bedö- mas utifrån hur stor andel av olika marktyper som fortfarande finns kvar inom ägoslaget skog och genom kopplingen mellan olika träds- lags ekologi och ståndorten. Eftersom olika arter har olika krav på arealen av sin livsmiljö bör analysen även innefatta livsmiljöer i olika skalor, från detaljer (träd) och bestånd till landskap. Att beräkna hur mycket av olika livsmiljöer som behövs för att de tillhörande arterna skall överleva i livskraftiga bestånd . På landskapsnivå visar studier av ryggradsdjur att intervallet kvar av en viss livsmiljö är kritisk. Motsvarande data för andra artgrupper finns ej än vad vi vet. Att mäta hur mycket som finns kvar i landskapet av olika livsmiljöer, respektive som redan säkerställts av olika typer av livsmiljöer genom skydd och/eller skötsel av de olika typerna av livsmiljöer Att bedöma hur mycket som behöver förstärkas och/eller åter- skapas. Om markanvändningshistorien är intensiv och/eller mycket lång behöver man även mäta hur stora arealer som behöver restaureras för att tillsammans med de arealer som kan skyddas komma upp i den önskvärda mängden. Svaret på frågan om skyddsbehov ges i form av skillnaden mellan svaren i steg 3 och steg 4. Ett plustecken indikerar överskott och ett minustecken en brist. Storleken på detta underskott indikerar hur mycket som behöver återskapas enligt steg 5. Detta resonemang återges grafiskt i figur 4. (se text nästa sida) (föregående sida) Principen för bristanalys. De naturligt förekommande arterna i är anpassade till olika livsmiljöer som förr fanns i landskapet. Med förr avser vi perioden från ca till ca innan landskapet kom att omvandlas i snabb takt (se figur 7 om och län samt ). Steg 1 i bristanalysen är att beräkna eller bedöma den mängd av en viss livsmiljö som förr fanns i landskapet. Steg 2 är att mäta eller upp- skatta den mängd som finns . Steg 3 är att jämföra den mängd som finns nu med den andel av det som fanns som är tillräcklig för att livsmiljön säkert skall kunna hysa livskraftiga stammar av de arter som är knutna till den livsmiljön. Vad man vet så varierar denna an- del och visas som ett horisontellt band med me- delvärdet . I figuren beskrivs två hypotetiska livsmiljöer. I det vänstra fallet finns livsmiljön kvar i stor omfattning och tillräckligt mycket finns och som skulle kunna bevaras. Det går även att ta bort mer av livsmiljön utan problem för bevarandet av biologisk mångfald. Den högra livsmiljön har redan reducerats kraftigt och kräver både beva- rande (den undre delen av Sedan-stapeln) och aktivt återskapande (den övre snedstreckade delen av Sedan-stapeln) för att man skall nå upp till målnivån. Tyvärr tillgodoser inte verkligheten denna ideala bild av ana- lysmöjligheterna. Skälen till detta är många. För att visa på bristerna i underlaget för att genomföra en bristanalys enligt denna ideala modell kommer vi att följa arbetsgångens principer men förenkla där detta är nödvändigt. 4.2 Bristanalys i internationell utblick Den traditionella reaktionen på lokalt och regionalt utdöende av arter är att försöka rädda enskilda arter på utrotningens brant. reagerade forskare och praktiker i mot denna situ- ation eftersom en mycket liten andel av det totala artantalet, och än mindre livskraftiga populationer och funktionella uthålliga ekosystem, kunde bevaras inom den skyddade arealen. Ett långsiktigt bevarande av hela biodiversiteten blev därmed ett betydligt större åtagande än bevarandet av de akut hotade arterna (Noss 1990, m.fl. 1991, m.fl. 1996). Den amerikanska termen gap analysis (m.fl. 1987, 1989, 1991, 1993, 1996, 1997; Burley 1988, m.fl. 1990) blev den sammanfattande benämningen på ett systematiskt identifierande av brister i hur representativ den natur som skyddats eller sköts är för att säkerställa biologisk mångfald. Det främsta ar- gumentet för gap analysis är att det är förebyggande - syftet är att identifiera, avsätta och sköta lokaler eller landskapsavsnitt med hög biologisk mångfald så att livskraftiga bestånd av inhemska arter beva- ras och inte behöver riskera att nå kritiskt låga beståndstätheter. m.fl. (1993) ger en grundlig genomgång av hur gap analysis går till men identifierar även åtskilliga brister i denna arbetsmodell: -eftersom gap analysis bygger på en översik tlig kartering av livsmil- jöer behandlas vanligen inte livsmiljöer som är små -de vegetationskartor som vanligen används återger inte beståndsål- der i skog -metoden är grov och därför dålig på att återge övergångar mellan olika miljöer -gap analysis är inget substitut för listning av hotade arter och försök att rädda utrotningshotade arter -gap analysis är inget substitut för grundliga nationella biologiska inventeringar