Klimatförändringars effekt på den biologiska mångfalden i odlingslandskapets gräsmarker

Transkript

1 Klimatförändringars effekt på den biologiska mångfalden i odlingslandskapets gräsmarker Klimatförändringarna innebär att många hotade arter får ett större potentiellt utbredningsområde, men det är markanvändningen som avgör om arterna kan nyttja området För arktiska och alpina arter visar de klimatbaserade prognoserna på kraftigt minskade utbredningsområden i Sverige Klimatförändringarna kommer att påverka artsammansättningen i odlingslandskapets gräsmarker, men det är svårt att förutsäga hur det sker då flera faktorer påverkar och samverkar Rapport 2010:29

2

3 Lunds universitet, Artdatabanken och Centrum för biologisk mångfald (CBM) står för innehållet i denna rapport. Miljömålsrådet har finansierat undersökningen. Syftet med rapporten är att undersöka hur förväntade klimatförändringar påverkar biologisk mångfald på svenska gräsmarker. Vi vill även studera betydelsen av infrastrukturer, till exempel vägar, som potentiella spridningskorridorer vid stigande temperaturer. Rapporten kan fungera som ett kunskapsunderlag när det gäller arters utbredningspotential i odlingslandskapet. Redaktör Johan Wallander Miljöenheten, Jordbruksverket Foto på omslaget: Johan Wallander Författare Torben Wittwer Inst. för geo- och ekosystemvetenskaper, Lunds universitet Thomas Hickler Biodiversity and Climate Research Centre, Frankfurt Tommy Lennartsson Centrum för biologisk mångfald Anders Jakobson Artdatabanken Sofia Blank Artdatabanken J-O Helldin Centrum för biologisk mångfald Magnus Löf Inst. för sydsvensk skogsvetenskap, SLU, Alnarp Per Nyström Inst. för Miljövetenskaplig utbildning, Lunds universitet Richard Ottvall Zooekologi, Biologiska inst., Lunds universitet Erik Öckinger Inst. för ekologi, SLU, Uppsala

4

5 The purpose of this report is to study how expected climate changes may influence biodiversity in Swedish grasslands. We also intend to study the importance of infrastructures, like roads, as potential corridor dispersal routes in a changed climate. The report may be a useful knowledge base as regards the potential of various species to spread through the cultivated landscape. The results tell us the following: 1. Climate change means that many endangered species will have a larger potential range, but in Sweden land use is the factor that determines whether the species can take advantage of these areas. 2. For arctic and alpine species, climate-based prognoses indicate that the range will shrink severely in Sweden. 3. Climate change will have an effect on what species exist in the grasslands of the cultivated landscape, but it is difficult to predict what that effect will be, since several interacting factors come into play. The Lund University, the Swedish Species Information Centre, and the Swedish Biodiversity Centre are responsible for the contents of this report. The Swedish Environmental Objectives Council financed the study. Editor Johan Wallander Environment Division, Swedish Board of Agriculture Authors Torben Wittwer Inst. för geo- och ekosystemvetenskaper, Lunds universitet Thomas Hickler Biodiversity and Climate Research Centre, Frankfurt Tommy Lennartsson Centrum för biologisk mångfald Anders Jakobson Artdatabanken Sofia Blank Artdatabanken J-O Helldin Centrum för biologisk mångfald Magnus Löf Inst. för sydsvensk skogsvetenskap, SLU, Alnarp Per Nyström Inst. för Miljövetenskaplig utbildning, Lunds universitet Richard Ottvall Zooekologi, Biologiska inst., Lunds universitet Erik Öckinger Inst. för ekologi, SLU, Uppsala

6

7 Förord Resultaten från de analyser som ligger till grund för den här rapporten pekar på att naturvårdsarbetet i odlingslandskapets gräsmarker även i fortsättningen bör fokusera på skötsel och skapande av lämpliga livsmiljöer för att bevara hotade arter. Den förväntade utbredningen av de studerade arterna beror till största delen på markanvändningen, inte på förändrat klimat. Redan i dag använder flera arter endast en mindre del av sitt potentiella utbredningsområde eftersom pågående skötsel inte är lämplig. Det finns även arter som får en minskande areal potentiella utbredningsområden, speciellt gäller det för arktiska och alpina arter. För dessa arter är det viktigt att anpassa markanvändningen lokalt för att skapa passande miljöer för arterna. Det kan mildra effekterna av klimatförändringarna. Jordbruksverket kan utifrån rapporten således konstatera att vi även framöver ska fokusera på frågor om skötsel av ängs- och betesmarker för att bevara och stärka gräsmarkernas biologiska mångfald. För att hantera effekterna av ett ändrat klimat och för att långsiktigt skapa förutsättningar för biologisk mångfald behövs en helhetssyn på odlingslandskapets biotoper oavsett om de finns på jordbruksmark eller i omgivande vägkanter. I en del av projektet studerade man därför hur infrastrukturbiotoper fungerar som livsmiljö för hotade arter i dag och om de kan användas som spridningskorridorer. Denna del av projektet behandlas i appendix B. Där framkommer att skötsel av vägkanter och andra infrastruktursbiotoper som löper genom odlingslandskapet bör samordnas med skötsel av omgivande ängs- och betesmarker. Jordbruksverket sökte och fick pengar från Miljömålsrådet 2009 för att genomföra projektet Klimatförändringarnas effekter på odlingslandskapets biologiska mångfald. En arbetsgrupp med representanter för Centrum för biologisk mångfald, Artdatabanken och Lunds universitet har genomfört projektet efter uppdrag av Jordbruksverket. Arbetsgruppen ansvarar för rapportens innehåll. Arbetsgruppen har under arbetets gång haft regelbunden kontakt med Jordbruksverket, där Johan Wallander på miljöenheten har fungerat som projektledare. Lisa Karlsson, miljöenheten, har slutfört arbetet med rapporten. Lisa Karlsson

8

9 Sammanfattning Klimatförändringar kan komma att påverka den biologiska mångfalden och arters utbredning. Ett stort antal studier har visat hur utbredningen hos olika arter potentiellt kan förändras på grund av klimatförändringar. Nästan alla dessa studier behandlar effekterna på en större skala. Då problemen bara har betraktats ur ett europeiskt perspektiv kan vi inte anpassa oss effektivt eftersom mycket av arbetet med att bevara biologisk mångfald fortfarande samordnas på nationell nivå. Analysen i den här rapporten grundar sig på befintliga prognoser i förhållande till nationellt värdefulla betesmarker och slåtterängar. De förändringar av arters utbredning som modellerna visar har diskuteras mot bakgrund av arternas ekologi, aktuella hot, icke-klimatiska faktorer och historiska förändringar av deras populationer. På detta sätt utvärderas hur realistiska de förutspådda förändringarna i utbredning är och även möjliga åtgärder för att hantera effekterna av ett förändrat klimat. Som ett exempel på anpassningsåtgärder undersöks om vägkanter har en potential att hysa hotade arter som knyts till odlingslandskapet. Alla gräsmarker i Sverige kommer sannolikt att påverkas av en påtaglig uppvärmning i framtiden. Det finns tecken som tyder på att sommarnederbörden kommer att minska i södra Sverige där de flesta undersökta värdefulla ängs- och betesmarkerna finns. I norra Sverige, där de största Natura 2000-områdena finns, förväntas däremot nederbörden under sommaren att öka. För de modellerade arktiska och alpina arterna (fem hotade kärlväxter och sju fjärilsarter som inte är hotade) visar de klimatbaserade prognoserna på kraftigt minskade utbredningsområden i Sverige. Modellerna antyder att många rödlistade kärlväxter, fjärilar, kräl- och groddjur som har sin huvudsakliga förekomst i odlingslandskapet kan komma att få en större möjlig utbredning i Sverige på grund av klimatförändringarna. Stigande havsnivåer kan bli ett hot för många kustnära betes- och slåttermarker eftersom dessa mot landsidan ofta gränsar till vägar, bebyggelse och åkrar. Möjligheten för arter och livsmiljöer att expandera in mot land i takt med den stigande havsytan kan då blockeras. Det är svårt att bedöma effekterna av framtida havsnivåhöjningar eftersom det är oklart hur stora dessa höjningar kan bli och om de kan buffras med pågående landhöjning. Klimatförändringarna i sig kommer sannolikt inte att ha någon större direkt effekt på utbredningen av hotade arter på svenska gräsmarker. I de flesta fall kommer markanvändningen och anpassningen av denna till ett förändrat klimat att vara det som i huvudsak bestämmer de hotade arternas utbredning. Klimatförändringarna kommer dock att påverka artsammansättningen i landskapet då många arter sannolikt kommer att spridas norrut. Fokus vid bevarande av biologisk mångfald bör även i framtiden i huvudsak ligga på de viktigaste nuvarande hoten vilket i första hand är pågående markanvändning och i framtiden även förändringar av markanvändningen som en följd av ett annorlunda klimat.

10

11 Innehåll 1 Inledning Klimatförändringar Förändringar av det globala klimatet Klimatförändringar på regional nivå med fokus på Sverige Spridningsmodeller för arter Rödlistade arter i Sverige och prognoser för deras framtida utbredning Klimatets påverkan jämfört med andra faktorer Bedömning med hjälp av arter som omfattas av åtgärdsprogram Bedömning med hjälp av andra arter Förändringar av konkurrens-förhållanden mellan olika arter Bevarandearbete i fragmenterade landskap Stigande havsnivåer Diskussion Referenser Appendix A, Arters potentiella utbredningsområden Herptiler Växter Fjärilar Appendix B, Infrastrukturer Bakgrund och metodik Resultat och diskussion... 87

12

13 1 Inledning Klimatförändringar kan komma att påverka den biologiska mångfalden och arters utbredning på flera sätt. Ett stort antal studier har visat hur utbredningen av olika arter potentiellt kan förändras på grund av klimatförändringar. Nästan alla dessa studier berör effekterna på en större skala, till exempel sett ur ett europeiskt perspektiv. Europeiska Unionen har finansierat ett antal stora integrerade forskningsprojekt som handlar om förändringar av den biologiska mångfalden i Europa utifrån förväntade klimatförändringar. Att problemen hittills bara betraktats ur ett europeiskt perspektiv kan vara ett hinder för effektiv anpassning till klimatförändringar nationellt. De storskaliga studierna har heller inte tagit hänsyn till mer detaljerade kunskaper om arters ekologi och andra faktorer som olika typer av markanvändning. FN:s klimatpanel (IPCC) har i sin granskning som publicerades 2007 dragit slutsatsen att det senaste seklets uppvärmning av atmosfären med största sannolikhet orsakats av utsläpp av växthusgaser som härrör från mänskliga aktiviteter. Ytterligare uppvärmning med flera grader är också att vänta om utsläppen av växthusgaser inte minskar de närmaste tio åren (IPCC, 2007; Meinshausen et al., 2009). Enligt en genomgång i Sverige av forskning som publicerats efter IPCC:s rapport finns det mycket som pekar på att klimatförändringarna i framtiden kan bli mer omfattande än vad IPPC antog Då fortsatt uppvärmning är oundviklig har många länder påbörjat program för att anpassa sig till ett förändrat klimat. Prognoserna för hur mycket klimatet kommer att förändras är beroende av hur stora utsläppsminskningarna av växthusgaser blir. Klimatförändringarnas effekter på den biologiska mångfalden är svåra att förutsäga och beror bland annat på vilken taxonomisk grupp eller art man tittar på (Warren et al., 2001; Walther et al., 2002; Parmesan och Yohe, 2003). Thomas et al. (2004) visade att klimatförändringarna kan leda till en kraftigt förhöjd utdöendehastighet. Upprätthållandet av ekosystemtjänster är beroende av biologisk mångfald. Om mångfalden minskar, exempelvis regionalt utdöende av arter, kan ekosystemens funktion påverkas på ett negativt sätt (Millennium Ecosystem Assessment, 2005). Generellt kan man dra slutsatsen att klimatförändringarna kommer att medföra att arktiska och alpina arters potentiella livsmiljöer krymper avsevärt. För arktiska arter innebär detta att arter på norra halvklotet kommer att röra sig mot norr medan arter på södra halvklotet rör sig söderut. Alpina arter måste röra sig mot högre höjder för att undgå de högre temperaturerna. Även mer värmekrävande arter kommer att röra sig mot polerna och allt högre höjder i takt med att klimatet blir varmare (figur 1a, Parmesan, 2006). Mål och regelverk kring skydd av biologisk mångfald definieras ofta multilateralt eller av EU medan beslut om specifika åtgärder vanligen tas på nationell nivå. I en större skala är klimatet en viktig drivkraft bakom förändringar av biologisk mångfald medan landskapstyp och markanvändning ofta är viktigare i en mindre skala (Willis och Whittaker, 2002; Pearson och Dawson, 2003). Bedömningen av effekterna på biologisk mångfald blir därför otillräckliga om man inte tar hänsyn till markanvändningen (de Chazal och Rounsevell, 2009)

14 a) b) c) Figur 1 (a) Sammanställning av förutsagda generella biologiska förändringar, det vill säga minskade utbredningsområden för köldanpassade arter och spridning av många arter norrut. De flesta gräsmarkera i Sverige finns i söder (jämför figur 1c). (b) Sammanställning av förväntade klimatförändringar i Sverige. Vinter- och sommartemperaturerna blir med stor sannolikhet högre vilket också leder till en längre vegetationsperiod. I södra Sverige kan de högre temperaturerna leda till sommartorka eftersom nederbörden under sommaren förväntas bli mindre (observera att inte alla klimatmodeller förutsäger det). Nederbörden under vintersäsongen kommer däremot sannolikt att öka. (c) Utbredningen av värdefulla ängar, naturbetesmarker, restaurerbara och ej aktuella marker som inventerats i ängs- och betesmarksinventeringen Dessa marker täcker totalt en yta av cirka hektar. De svarta ytorna visar utbredningen av alla Natura 2000-områden (habitatdirektivet och fågeldirektivet) i Sverige. Skiktet med inventerade ängs- och betesmarker ligger ovanpå Natura 2000-skiktet i kartan. Mellan 2002 och 2004 inventerades värdefulla ängs- och betesmarker i Sverige (ängs- och betesmarksinventeringen, Jordbruksverket, 2005). Totalt inventerades hektar värdefulla marker inventering, varav 85 procent var betesmarker, 2 procent slåtterängar och 13 procent var restaurerbara marker (figur 1c). Uppgifterna från inventeringen finns i Jordbruksverkets databas TUVA. I denna rapport kommer alla inventerade ängs- och betesmarker som ingår i TUVA-databasen att benämnas TUVA-marker. TUVA-markerna antas vara de mest värdefulla ängs- och betesmarkerna i Sverige och utgör en stor andel av Sveriges High Nature Value Farmlands (HNV; Andersen et al., 2003). De innehåller ett stort antal arter och har stor betydelse för den biologiska mångfalden i odlingslandskapet. Det är därför viktigt att veta om och i så fall hur dessa marker påverkas av klimatförändringarna. Natura 2000 är EU:s nätverk av skyddade områden med särskilt höga naturvärden och ingår som en viktig del i unionens direktiv på naturvårdsområdet (art- och habitatdirektivet (92/43/EEG) och fågeldirektivet (79/409/EEG)). Natura 2000-nätverket sträcker sig genom hela EU och syftet är att bevara och förstärka biologisk mångfald över nationsgränserna. I Sverige finns de största Natura 2000-områdena i norr, i synnerhet i fjälltrakterna som de sedan tidigare skyddade stora nationalparkerna Sarek och Padjelanta. 2

15 2 Klimatförändringar 2.1 Förändringar av det globala klimatet IPCC konstaterade 2007 att den globala temperaturen sannolikt kommer att stiga med mellan 1,1 och 6,4 C till slutet av detta århundrade (IPCC 2007, grå staplar i figur 2). Endast kärnan i detta intervall (1,2 till 4,0 C) täcks in av de standardmodeller för globala klimatförändringar (Global Climate Models, GCMs, figur 2) som används för att åskådliggöra effekterna på biologisk mångfald. Det större intervall som IPCC presenterar har baserats på standardmodeller, expertutlåtanden och en mängd modeller som behandlar olika aspekter av klimatsystemet. Eftersom standardmodellerna inkluderar interaktioner mellan oceanerna och atmosfären brukar de också kallas för Atmosphere-Ocean General Circulation Models (AOGCMs). I de fall effekterna på landekosystemen och markanvändningen också inkluderats i modellen kallas de Earth System Models. Eftersom människans utsläpp av växthusgaser anses vara den starkaste drivkraften bakom sentida och kommande klimatförändringar kräver klimatmodellerna att man gör specifika antaganden om hur stora de framtida utsläppen av växthusgaser kommer att bli (IPCC, 2007). Klimatförändringarna har beräknats för fyra olika grupper av scenarier (A1, A2, B1, B2). Scenarierna kännetecknar olika antaganden om den framtida globala socioekonomiska utvecklingen (Nakicenovic et al., 2000; Arnell et al., 2004). A -scenarier innebär att samhället utvecklas med tonvikt på ekonomin. I B -scenarier utvecklas samhället utifrån ekologisk hållbarhet. 1 och 2 betyder global respektive regional inriktning på utvecklingen i samhället. Antagandena har betydelse för hur mycket växthusgaser vi beräknas släppa ut globalt. Figur 2 Uppmätt global medeltemperatur under 1900-talet och prognoser från globala klimatmodeller (GMC) för 2000-talet. Olika färger på kurvorna motsvarar olika scenarier för de globala utsläppen av växthusgaser (B1, A1T, B2, A1B, A2, A1F1). Det totala spannet för sannolik uppvärmning till 2100 är 1,1 till 6,4ºC (grå staplar till höger). Endast en del av det totala spannet (1,4 till 4ºC) täcks av de standardmodellerna (GMCs) som är mest använda för att förutse effekter av klimatförändringarna. Den gula kurvan (constant concentration) visar uppvärmningen om koncentrationen av växthusgaser slutade öka

16 2.2 Klimatförändringar på regional nivå med fokus på Sverige Standardmodellerna (GCMs) delar in jordytan och atmosfären i ett rutnät med ett stort antal rutor. Varje ruta är hundratals kilometer bred. Det är en alltför grov skala för förutsägelser om förändringar på regional nivå. För utvärdering på nationell nivå används därför vanligen regionala klimatmodeller (Regional Climate Models, RCMs) med finare rumslig upplösning (Lind och Kjellström, 2008). En regional modell måste baseras på en global modell för att få grunddata. De båda modellerna slås därför samman och det är vanligt att ange namnet på både den omgivande globala modellen och den regionala modellen som tillämpas. Såväl valet av global modell som regional modell har betydelse för slutresultatet (Christensen och Christensen, 2007). SMHI:s klimatmodelleringsenhet Rossby Centre 2 har använt två standardmodeller (ECHAM4, som utvecklats av Max Planckinstitutet för meteorologi i Hamburg, Tyskland, och HADAM3H, som utvecklats av Hadley Centre i Exeter, Storbritannien) för att driva den svenska regionala modellen (Rossby Centre regional Atmosphere-Ocean model, RCAO), Denna svenska regionala modell har använts för att förutsäga klimatförändringar fram till Enligt de svenska simuleringarna kommer årsmedeltemperaturen i Sverige att stiga med 1 till 4 C eller 2 till 5 C beroende på vilket scenario för framtida utsläpp av växthusgaser man använder (figur 3). A2 står för en ekonomiskt baserad samhällsutveckling med regional inriktning och B2 för en samhällsinriktning som är baserad på ekologiskt hållbar utveckling med regional inriktning. Figur 3 Sammanställning av förväntade klimatförändringar i Sverige (Christensen and Christensen, 2007). Hela Sverige kommer att få högre temperaturer och längre växtsäsong och nederbörden kommer att öka påtagligt under vintern. Förändringen av nederbörden under sommaren kommer dock kanske att skilja sig mellan norra och södra Sverige. I norr förväntas en ökning av nederbörden medan det i söder kan bli en minskning. Alla klimatmodeller visar dock inte på en nederbördsminskning i söder under sommaren (Christensen och Christensen, 2007 samt Lind och Kjellström, 2008)

17 En sammanfattning av de förväntade klimatförändringarna i Sverige finns i figur 1b. Modellerna förutsäger en temperaturökning på 2 till 5 C under vintern och 1 till 4 C under sommaren (figur 4). Olika modeller ger något olika prognoser. Det varmare klimatet kommer också att förlänga växtsäsongen (då medeltemperaturen är över 5 C) med upp till 120 dagar per år i södra Sverige (figur 5). Figur 4 Temperaturförändringar i Sverige under perioden 2071 till 2100 under scenario A2 och B2 för utsläpp av växthusgaser enligt modelleringar med den regionala klimatmodellen RCAO och den omgivande globala modellen HADAM3H. DJF (december, januari, februari) visar förändringarna under vintern medan JJA (juni, juli, augusti) visar förändringarna under sommaren. 5

18 Figur 5 Vegetationsperiodens förändring i Sverige för perioden under A2 och B2 scenariot för växthusgasutsläpp. Modelleringarna har gjorts med den regionala modellen RCAO och de omgivande globala modellerna HADAM3H och ECHAM4. De olika modellerna förutsäger olika förändringar. Spannet i modellernas prognoser är att årsnederbörden ändras mellan -10 och +50 mm (figur 6). Vintrarna väntas generellt bli våtare (+10 till +50 mm) medan somrarna blir torrare (-30 mm) (figur 7). Dessa förutsägelser är genomgående för de flesta simuleringar med regionala modeller, men alla modeller överensstämmer inte när det gäller minskad sommarnederbörd i södra Sverige (Christensen och Christensen, 2007). Tillgången på vatten kan dock minska även om nederbörden inte minskar eftersom avdunstningen ökar i ett varmare klimat. I synnerhet under somrarna kan detta leda till torka. Å andra sidan kan växter nyttja vatten på ett effektivare sätt när koldioxidhalten i luften stiger, vilket skulle kunna motverka effekterna av sommartorka (Morgan et al., 2004). 6

19 Figur 6 Årsnederbördens förändring i Sverige under perioden för A2 och B2 scenariot för växthusgasutsläpp. Modelleringarna har gjorts med den regionala modellen RCAO och de omgivande globala modellerna HADAM3H. Figur 7 Nederbördsförändringar i Sverige under perioden under scenario A2 och B2 för utsläpp av växthusgaser enligt modelleringar med den regionala klimatmodellen RCAO och den omgivande globala modellen HADAM3H. DJF (december, januari, februari) visar förändringarna under vintern medan JJA (juni, juli, augusti) visar förändringarna under sommaren. 77

20 I södra Sverige kan förändringarna av vattentillgången få betydelse för ett stort antal TUVAmarker (figur 1a och 1c). Osäkerheten i modellerna är stor och det är svårt att ge skötselrekommendationer angående förändringar av vattentillgången under sommaren. Den högre temperaturen ger ökad avdunstning vilket skulle ge torrare förhållanden på många TUVA-marker i södra Sverige. Det skulle gynna många arter som hotas av igenväxning men samspelet med andra faktorer gör det svårt att peka ut vilka arter som kan komma att gynnas. Förutsägelserna att nederbörden under vintern ökar är mer robusta och detta kan påverka skötseln av markerna, till exempel genom längre perioder med översvämningar eller väta under den tidiga våren. Norra Sverige, där de största Natura 2000-områdena är belägna, kommer enligt modellerna att få varmare och fuktigare väder under större delen av året. Här kommer många arter att påverkas av stora förändringar i snötäckets djup och varaktighet. I norr, särskilt i fjällen, finns många köldanpassade arter som inte har möjlighet att sprida sig till kallare områden då deras livsmiljöer värms upp och försvinner. 2.3 Spridningsmodeller för arter De flesta spridningsmodeller för arter baseras på den klimatbestämda nisch (bioclimatic envelope) som arten förekommer i. Modellerna kallas därför för Bioclimatic Envelope Models (BEM). Den klimatbestämda nischen i en BEM-modell definieras genom att man korrelerar artens faktiska utbredning med klimatologiska variabler. Man gör alltså antagandet att artens utbredning begränsas av det nuvarande klimatet. Det finns olika korrelationsmetoder, till exempel Generalized Linear Models (GLM), Generalized Additive Models (GAM), Artificial Neural Networks (ANN), Classification Tree Analysis (CTA), Principle of maximum entropy (MAXENT), Regression Trees and Boosting methods (Marmion et al., 2009). De olika metoderna kan ge skiftande resultat. Användningen av BEM-modeller har kritiserats eftersom de inte tar hänsyn till olika arters interaktioner, evolutionära förändringar och spridningsförmåga (Pearson och Dawson, 2003; Hampe, 2004). I BEM-modellerna gör man också antagandet att arterna är i jämvikt med det nuvarande klimatet vilket inte behöver vara fallet i verkligheten. En del arter är fortfarande under spridning till följd av den uppvärmning som skett sedan den senaste istiden tog slut för år sedan och har ännu inte nått sin optimala utbredning i det rådande klimatet (Araujo och Pearson, 2005). BEM-modellerna tar inte hänsyn till att biotiska faktorer som konkurrensförhållanden mellan olika arter. Konkurrensförhållandena kan förändras under ett ändrat klimat. I realiteten baseras modelleringarna på respektive arts faktiska utbredning vilken är beroende av både abiotiska faktorer (icke-levande faktorer, till exempel klimat) och biotiska faktorer (levande faktorer, till exempel konkurrensförhållanden mellan arter). Det innebär att prognoser som har tagits fram med hjälp av BEM-modeller inte ses som förutsägelser utan som hypoteser om den potentiella klimatstyrda utredningen. BEM-modeller har nyligen fått ett visst stöd när det gäller fågelarter. Det har visat sig att historiska populationstrender hos olika sällsynta häckande fågelarter i Storbritannien är korrelerat med simulerade förändringar i klimatets lämplighet för respektive art under de senaste årtiondena (Green et al., 2008). De fåglar som under det kommande seklet förväntas uppvisa de största förändringarna är också de som historiskt haft de största populationssvängningarna (Gregory et al., 2009). Trots de uppenbara bristerna är BEMmodellerna de enda verktyg vi har för att göra prognoser om potentiell framtida utbredning för ett stort antal arter. För att kunna göra mer realistiska modeller behövs fler klimatberoende fysiologiska parametrar. Framtagandet av sådana parametrar kräver dock ofta specifika vetenskapliga studier vilket gör att de bara är tillgängliga för ett litet antal arter. 8

21 3 Rödlistade arter i Sverige och prognoser för deras framtida utbredning Man känner i dag till omkring arter i Sverige. Av dessa är ungefär växter och djur, övriga är svampar och bakterier. Ungefär arter växt- och djurarter var rödlistade 2005 (Gärdenfors, 2005). För att bedöma effekten av klimatförändringar på hotade arter användes resultatet från tillgängliga BEM-studier. På en europeisk skala täcker de tillgängliga BEM-modellerna i nuläget relativt väl in fem taxonomiska grupper, fjärilar (Settele et al., 2008), herptiler (grodoch kräldjur; Araujo et al., 2006), kärlväxter (Thuiller, 2004) och fåglar (Huntley et al., 2007). Till denna undersökning valde vi arter från dessa taxonomiska grupper som är hotade i Sverige enligt Artdatabankens rödlista (Gärdenfors, 2005) och som förekommer i odlingslandskapet. Hotade arter är de som ingår i rödlistans kategorier akut hotad (CR), starkt hotad (EN) och sårbar (VU). Majoriteten av de hotade fjärilarna och herptilerna i undersökningen förutses inte påverkas negativt av klimatförändringar ens i det värsta scenariot enligt modellerna. Däremot kommer deras utbredning att expandera mot norr. Det förefaller som om en majoritet av dessa arter gynnas av ett varmare klimat och kan få en större utbredning i Sverige (tabell 1 och appendix A). Fjärilar är ofta beroende av en specifik värdväxt och ibland av andra insekter. Några arter i släktet Lycaenidae (blåvingar) har till exempel utvecklat ett intrikat samspel med vissa myrarter. Följaktligen är det för dessa arter viktigt att också känna till förändringar hos värdarten och inkludera detta i BEM-modellerna så att prognosen inte överskattar artens framtida utbredningsområde (se Schweiger et al., 2008). Detta har dock ännu inte gjorts i någon modell och det är därför oklart hur viktigt det är för slutresultatet. Tabell 1. Kvalitativ summering av resultaten från olika BEM-modeller för arters utbredning. Arterna är listade i den svenska rödlistan 2005 och tillhör 5 olika taxonomiska grupper. ++ : >10 % ökning av nuvarande livsmiljö, + : <10 % ökning av nuvarande livsmiljö, - : < 10 % förlust av nuvarande livsmiljö, -+ : ökning och förlust är nästan de samma [shift], ( ) : modellen kunde inte återge den nuvarande utbredningen i Sverige, 0 : inga förändringar. Vetenskapligt namn Svenskt namn Rödlistekategori 2005 (2010 inom parantes) Modellerad förändring Lepidoptera Aricia nicias Turkos blåvinge VU (VU) -+ Euphydryas aurinia Väddnätfjäril VU (VU) ++ Hamearis lucina Gullvivefjäril VU (VU) ++ Lycaena helle Violett guldvinge VU (EN) -+ Melitaea britomartis Veronikanärfjäril CR (CR) ( ) Parnassius mnemosyne Mnemosynefjäril EN (EN) ( ) 9

22 Maculinea alcon Alkonblåvinge VU (EN) ++ Maculinea arion Svartfläckig blåvinge VU (NT) ++ Plebejus argyrognomon Kronärtsblåvinge CR (EN) ( ) Pontia daplidice Grönfläckig vitfjäril VU (VU ) ++ Pyrgus alveus Kattunvisslare VU (VU) ++ Pyrgus armoricanus Backvisslare CR (EN) ++ Scolitantides orion Fetörtsblåvinge EN (EN) ( ) Amphibia Bufo calamita Strandpaddan EN (VU) ++ Bufo viridis Grönfläckiga paddan CR (CR) ++ Reptilia Coronella austriaca Hasselsnok VU (VU) ++ Lacerta agilis Sandödlan VU (VU) ++ Plantae Aconitum napellus Äkta stormhatt CR (CR) ++ Agrostemma githago Klätt EN (EN) ++ Alyssum alyssoides Grådådra VU (VU) ++ Arabis planisiliqua Gotlandstrav CR (CR) ++ Arenaria leptoclados Spädnarv CR (CR) ( ) Arenaria norvegica* Skrednarv VU (NT) -- Aristolochia clematitis Hålrot EN (NT) ++ Botrychium boreale* Nordlåsbräken VU (VU) -- Botrychium lanceolatum Topplåsbräken VU (VU) -+ Botrychium matricariifolium Rutlåsbräken VU (EN) -+ Botrychium simplex Dvärglåsbräken EN (EN) -+ Braya linearis* Fjällkrassing EN (VU) -- Camelina microcarpa Sanddådra VU (VU) -+ Cardamine parviflora Strandbräsma EN (EN) -+ 10

23 Cerastium brachypetalum Raggarv EN (EN) ++ Chenopodium murale Gatmålla EN (EN) ++ Chenopodium vulvaria Stinkmålla CR (CR) ++ Coronopus squamatus Kråkkrassing VU (VU) ++ Dianthus arenarius Sandnejlika EN (EN) ++ Dianthus armeria Backnejlika EN (EN) ++ Dianthus superbus Praktnejlika EN (EN) ++ Draba crassifolia* Dvärgdraba EN (VU) -- Draba nemorosa Sanddraba EN (EN) -+ Equisetum telmateia Jättefräken CR (CR) ++ Gypsophila muralis Grusnejlika EN (EN) ++ Holosteum umbellatum Fågelarv VU (VU) ++ Minuartia viscosa Sandnörel CR (CR) ++ Neslia paniculata Korndådra VU (EN) -+ Papaver radicatum* Fjällvallmo EN (NT) -- Parietaria officinalis Väggört EN (VU) ++ Petrorhagia prolifera Hylsnejlika EN (VU) ++ Petrorhagia saxifraga Klippnejlika EN (EN) ( ) Pulsatilla vernalis Mosippa VU (EN) -+ Ranunculus arvensis Åkerranunkel VU (VU) ++ Ranunculus ophioglossifolius Gotlandsranunkel CR (CR) ( ) Rumex conglomeratus Dikesskräppa EN (EN) ++ Sagina apetala Hårnarv EN (EN) ++ Ulmus laevis Vresalm VU (VU) ++ Aves Anser erythropus* Fjällgås CR (CR) -- 11

24 Circus cyaneus Blå kärrhök VU (NT) - Eremophila alpestris* Berglärka VU (VU) - Falco peregrinus Pilgrimsfalk VU (VU) -+ Anthus campestris Fältpiplärka EN (EN) ++ Carduelis flavirostris* Vinterhämpling VU (EN) 0 Circus pygargus Ängshök EN (EN) ++ Crex crex Kornknarr VU (NT) ++ Emberiza hortulana Ortolansparv VU (VU) ++ Philomachus pugnax Brushane VU (VU) -+ Porzana porzana Småfläckig sumphöna VU (VU) -+ Streptopelia decaocto Turkduva VU (NT) ++ Tyto alba Tornuggla CR (CR) -+ Upupa epops Härfågel CR (RE) -+ * Arktisk och alpin utbredning Det faktum att BEM-modellerna inte tar med spridningssvårigheter i beräkningarna är ett särskilt stort problem för prognoser om herptilers framtida utbredning. De flesta grod- och kräldjur har förhållandevis dålig spridningsförmåga och har svårt att hinna migrera med klimatförändringarna (Araujo et al., 2006). Trots att prognoserna visar att det i framtiden kommer att finnas mycket större områden med lämpligt klimat för herptilerna i Sverige (tabell 1) kommer dessa i realiteten inte att kunna utnyttja hela den klimatologiska potentialen. Herptilerna är också starkt påverkade av markanvändningen och en förändring av denna till följd av ett förändrat klimat kan leda till försämring eller förlust av livsmiljöer (Alford och Richards, 1999). På samma sätt tycks hotade fjärilsarter ha sämre förmåga att följa med klimatförändringarna än mer allmänna arter (Warren et al., 2001; Pöyry et al., 2009). Ett annat klimatrelaterat hot mot groddjuren i Sverige är den globala spridningen av svampen som orsakar Chytridsjuka (Fisher et al., 2009). Man kan förvänta sig att sjukdomen inom kort även kommer till Sverige eftersom den nyligen upptäckts i Danmark. I Danmark har man sett svampen på ön Pepparholmen som ligger nära Skånes kust, då man såg infekterade men inte sjuka individer av grönfläckig padda. Inom en snar framtid kan sjukdomen finnas i Sverige. Sjukdomsutbrott och effekterna av svampen kan påverkas av klimatförändringar eftersom svampens virulens är starkt temperaturberoende. Bland kärlväxterna finns det arter som kan förlora sina nuvarande livsmiljöer utan att nya skapas på andra ställen. Det gäller köldanpassade arter som lever i artiska eller alpina miljöer. Det samma gäller för några arktiska och alpina fjärilsarter, varav flera inte är hotade i dag 12

25 men kan komma minska i framtiden om klimatet blir varmare (tabell 2). I de fall dessa arter redan har små populationer är det viktigt med övervakning för att snabbt kunna vidta åtgärder om arterna i framtiden skulle bli hotade. Tabell 2. Köldanpassade fjärilsarter som för närvarande inte är hotade men som enligt modellsimuleringarna kommer att få starkt minskande utbredningsområden. Vetenskapligt namn Svenskt namn Pyrgus andromedae Blomvisslare Colias hecla* Högnordisk höfjäril Plebejus aquilo* - Boloria chariclea* Arktisk pärlemorfjäril Euphydryas iduna* Lappnätfjäril Erebia disa* Disas gräsfjäril Oeneis norna* Myrgräsfjäril * Förekommer endast i Skandinavien Generellt finns det tre sätt för arterna att reagera på de förväntade klimatförändringarna. 1. Det första sättet gäller arter i södra Sverige som fortfarande finns kvar i söder men som sprids norrut och på så sätt utökar sin utbredning (figur 8a) 2. Det andra gäller arter som sprids norrut men samtidigt försvinner från de sydliga delarna och därigenom förflyttar hela utbredningsområdet mot norr (figur 8b). 3. Det tredje gäller arter som förekommer i nordligaste Sverige eller i fjällen och vars utbredningsområden minskar eftersom de inte har någonstans att ta vägen när klimatet blir varmare (figur 8c). Modellsimuleringar visar också att arter som i dag inte är hotade kan försvinna från vissa landskap eller regioner när klimatet ändras. Exempel på arter som kan försvinna från södra Sverige är ormrot (Polygonum viviparum) och smörboll (Trollius europaeus) (figur 9). Precis som övriga taxonomiska grupper kommer förmodligen de flesta fåglar som ingick i undersökningen att kunna spridas norrut om klimatet blir varmare (Huntley et al., 2008) och därigenom öka sitt utbredningsområde i Sverige (tabell 1; Huntley et al., 2007). Hos några arter förväntas dock utbredningen minska enligt BEM-modellerna. Det gäller till exempel fjällgås (Anser erythropus) och rödstrupig piplärka (Anthus cervinus). Särskilt för fjällgås är detta alarmerande eftersom den redan nu är hotad (CR). 13

26 a) b) c) Figur 8 Generella mönster i utbredningsförändringarna exemplifierat med a) fågelarv (Holosteum umbellatum), b) mosippa (Pulsatilla vernalis) och c) fjällvallmo (Papaver radicatum). Figur 9 Exempel på två ej hotade kärlväxter, a) ormrot (Polygonum viviparum) och b) smörboll (Trollius europaeus) som för närvarade är spridda över nästan hela Sverige. BEM-modeller för dessa arter visar på en förlust av utbredningsområde i söder på grund av klimatförändringarna (här har B1 scenariot för utsläpp av växthusgaser använts). 14

27 4 Klimatets påverkan jämfört med andra faktorer 4.1 Bedömning med hjälp av arter som omfattas av åtgärdsprogram För att utvärdera hur tillämpliga de klimatbaserade spridningsmodellerna är jämförs resultatet från BEM-modellerna med expertkunskaper om ekologin hos några av arterna i detta kapitel. Åtta av de modellerade arterna (sex fjärilar och deras värdväxter, en kärlväxt och en fågel) användes för en kvalitativ bedömning av klimatets effekter. Dessa arter omfattas av så kallade åtgärdsprogram och kunskapen om arterna är därför relativt god. Effekterna av ett torrare och varmare klimat bedömdes utifrån rena klimateffekter och effekter av förändrad markanvändning. Generellt visade analysen att ett torrare klimat kan få större betydelse för arterna än ett varmare klimat. Markanvändningen visade sig ha betydligt större betydelse än klimatförändringar, endast 14 procent av bedömningarna visade en ren klimateffekt jämfört med 40 procent av bedömningarna som visade rena markanvändningseffekter och cirka 30 procent visade klimateffekter men inom de ramar som markanvändningen skapar (tabell 3 och 4). Visserligen kan vissa livsmiljöer tänkas expandera i ett varmare klimat men det är markanvändningen som avgör om arten i fråga kan nyttja denna ökande areal. Redan i dag nyttjas endast en mindre del av det potentiella habitatet på grund av brister i skötseln. De svaga delarna i bedömningarna är att de huvudsakligen har gällt arternas aktivitetsperiod, det vill säga växtsäsongen samt att eventuella effekter av parasitoider och andra negativa mellanartsinteraktioner inte har kunnat bedömas eftersom det enligt åtgärdsprogrammen saknas kunskap. Det förstnämnda innebär att eventuella effekter på övervintring inte har bedömts. Vidare har inte torrare och varmare kvantifierats vilket innebär att det kan finnas tröskelvärden för när dessa klimatförändringar börjar ge effekt på biologisk mångfald. För de flesta av arterna är det uppenbart att bättre kunskap om habitat och andra livscykelvariabler behövs för att kunna göra säkra bedömningar. Å andra sidan visar analysen att det trots allt är möjligt att komma en bra bit på väg med befintlig kunskap. Markanvändningen antas i samtliga fall vara den viktigaste förklaringen till de undersökta arternas utbredning, antal och trender (tabell 3 och 4). Historiska populationstrender har varit negativa tvärt emot det som BEM-modellerna förutsett (tabell 5). Alla arterna hotas primärt av förlust av livsmiljöer på grund av igenväxningssuccession och upphörd hävd som extensivt bete och slåtter. I sex fall av åtta skiljde sig expertbedömningen i åtgärdsprogrammen från modelleringarna när det gäller rena klimateffekter (tabell 5). En orsak till detta kan vara att framtida klimatförändringar är mer komplexa än de förändringar som experterna baserat sina utlåtanden på (varmare och torrare). Ett varmare och torrare klimat under sommaren men fuktigare under vintern är ett sannolikt scenario för södra Sverige medan norra Sverige förmodligen kommer att få ett varmare och fuktigare klimat (se ovan). En annan orsak kan vara att effekterna av markanvändning har försummats i de rena klimatmodellerna. 15

28 16 Tabell 3. Bedömning av effekten av två klimatvariabler (torrare respektive varmare) på de viktigaste habitatvariablerna för åtta rödlistade arter. Siffrorna i kolumnerna negativ, neutral etc. anger hur många habitatvariabler som bedömts påverkas på respektive sätt. Habitatvariablerna är hämtade ur respektive arts åtgärdsprogram. Markanvändningsberoende klimateffekt innebär att markanvändningen har en avgörande effekt och att klimatförändringar verkar inom de ramar markanvändningen skapar, neutral innebär en ren markanvändningseffekt. Positiv minus negativ indikerar nettoeffekt av klimatförändringar om alla habitatvariabler bedöms som likvärdiga. Positiv minus negativ Antal bedömda habitatvariabler Ren klimateffekt Markanvändningsberoende klimateffekt Art och klimatvariabel Negativ Neutral Positiv Totalt Negativ Neutral Positiv Totalt Torrare Dvärglåsbräken Kornknarr Svartfäckig blåvinge Kronärtsblåvinge Mnemosynefjäril Veronikanätfjäril Väddnätfjäril Alkonblåvinge

29 Positiv minus negativ Antal bedömda habitatvariabler Ren klimateffekt Markanvändningsberoende klimateffekt Art och klimatvariabel Varmare Dvärglåsbräken Kornknarr Svartfäckig blåvinge Kronärtsblåvinge Mnemosynefjäril Veronikanätfjäril Väddnätfjäril Alkonblåvinge

30 Tabell 4. Sammanställning av hur bedömda habitatvariabler fördelar sig mellan olika huvudgrupper av klimateffekter. Antal Andel Totalt antal variabler bedömda 174 Ren klimateffekt 26 0,149 Markanvändningsberoende klimateffekt 54 0,31 Variabler oberoende av markanvändning totalt 49 0,282 Variabler beroende av markanvändning 125 0,718 Ingen klimateffekt 23 0,132 Enbart effekt av markanvändning 71 0, Bedömning med hjälp av andra arter Expertbedömningen av herptiler (9 arter), fjärilar (13 arter) och fåglar (14 arter), gav ett resultat (tabell 6) som liknar ovanstående bedömning. Experterna bedömde vilka faktorer som begränsar arternas utbredning, nutida och historiska hot samt historiska populationstrender. Observera att ytterligare fem groddjur har lagts till det ursprungliga urvalet i tabell 1 eftersom det var få arter där. Dessa är lökgroda (Pelobates fuscus), långbensgroda (Rana dalmatina), större vattensalamander (Triturus cristatus), lövgroda (Hyla arborea) och klockgroda (Bombina bombina). För alla arter som expertbedömdes är markanvändningen och andra mänskliga aktiviteter de största hoten. Klimatet spelar för närvarande ingen större roll. Det utesluter inte att klimatförändringar kan ha betydelse i framtiden. De historiska trenderna för fjärilar och herptiler är mestadels negativa samtidigt som modellerna för det mesta förutspår att klimatförändringarna har en positiv inverkan på dessa arter. Följaktligen kan arterna inte nyttja fördelarna med ett varmare klimat om de inte samtidigt gynnas av en lämplig markanvändning och möjlighet att sprida sig. Några arter påverkas negativt av det förändrade klimatet enligt experternas bedömningar. För dessa arter är det mycket viktigt att anpassa markanvändningen så att lämpliga miljöer för arterna skapas vilket kan mildra effekterna av klimatförändringarna. 18

31 Tabell 5. Bedömning av påverkansfaktorer. Resultaten från BEM-modeller jämförs med information om arternas ekologi. Dessa åtta arter är de som återfinns både på ArtDatabakens lista över rödlistade arter i odlingslandskapet och på listan över arter som har ett åtgärdsprogram (ÅGP). ++ : >10 % ökning av nuvarande livsmiljö, + : <10 % ökning av nuvarande livsmiljö, - : < 10 % förlust av nuvarande livsmiljö, -+ : ökning och förlust är nästan de samma, ( ) : modellen kunde inte återge den nuvarande utbredningen i Sverige. Art Rödlistekategori Förändring i modell 3 Krav på livsmiljö (jordmån, skötsel, näringsväxt, störning) Historiska populationstrender Total klimateffekt baserad på detaljerad autekologisk information Andel av habitatvariablerna som bestäms av markanvändning Huvudsakliga nutida hot Icke-klimatiska faktorer som begränsar utbredningen Lepidoptera Väddnätfjäril (Euphydryas aurinia) VU ++ Varma habitat med ängsvädd (Succisa pratensis), under måttlig störning och i den rätta typen av fuktig mark. Negativ - 0,42 Förlust av habitat, upphörd hävd Brist på människoskapade miljöer Veronikanätfjäril (Melitaea britomartis) CR ( ) Teveronika (Veronica chaemedrys), ganska ostört. Numera i tidiga successionsstadier på hyggen. Extremt lokal. Antagligen starkt negativ ++ 0,66 Habitatförlust på grund av succession. Brist på människoskapade miljöer Mnemosynefjäril (Parnassius mnemosyne) EN ( ) Hagmark med buskar och lövfällande träd, eller tidigare betade habitat av liknande typ. Ostörd nunneört (Carydalis) Starkt negativ 0 0,6 Förlust av habitat, upphörd hävd Brist på människoskapade miljöer Alkonblåvinge (Maculinea alcon) VU ++ Fuktiga hedar med klockgentiana (Gentiana pneumonanthe), ostörd näringsväxt. Ettermyra (Myrmica rubra) (åtminstone i Skåne). Negativ - 0,8 Förlust av habitat, upphörd hävd Brist på människoskapade miljöer Svartfläckig blåvinge (Maculinea arion) VU ++ Torra betesmarker eller tidigare betesmarker med myror och backtimjan (Thymus serpyllum). Starkt negativ på fastlandet. Antagligen stabil på Öland och Gotland. ++ 0,71 Förlust av habitat, upphörd hävd Brist på människoskapade miljöer Kronärtsblåvinge (Plebejus argyrognomon) CR ( ) Varma steniga hyggen, vägkanter etc, med sötvedel (Astragalus glycyphyllos). Negativ + 0,89 Habitatförlust på grund av succession Brist på människoskapade miljöer 3 Skillnaden mellan perioderna och

32 Art Rödlistekategori Förändring i modell 3 Krav på livsmiljö (jordmån, skötsel, näringsväxt, störning) Historiska populationstrender Total klimateffekt baserad på detaljerad autekologisk information Andel av habitatvariablerna som bestäms av markanvändning Huvudsakliga nutida hot Icke-klimatiska faktorer som begränsar utbredningen Plantae Dvärglåsbräken (Botrychium simplex) EN -+ Fuktig mark med låg vegetation, strandängar vid Östersjön, skogsvägar, översilad gräsmark på klippor? -- 0,64 Förlust av habitat, upphörd hävd Brist på människoskapade miljöer Aves Kornknarr (Crex crex) VU ++ Gräsmark med ganska hög men inte alltför tät vegetation: fuktiga ängar, vallar Negativ 0 1 Förlust av habitat, upphörd hävd Brist på människoskapade miljöer Tabell 6. Jämförelse mellan expertkunskap om arternas ekologi och resultatet från modelleringen med hjälp av BEM-modeller. För alla fjärilar gäller att de historiska trenderna hänvisar till förändringar i utbredningen snarare än populationsstorleken ++ : >10 % ökning av nuvarande livsmiljö, + : <10 % ökning av nuvarande livsmiljö, - : < 10 % förlust av nuvarande livsmiljö, -+ : ökning och förlust är nästan de samma, ( ) : modellen kunde inte återge den nuvarande utbredningen i Sverige, 0 : inga förändringar. Taxonomisk grupp Art Kategori i rödlistan Modellerad förändring av utbredning 4 Icke-klimatiska faktorer som begränsar utbredningen (till exempel jordart, värdväxt, skötsel) Huvudsakliga hypotetiska nuvarande hot Historiska trender (om kända - senaste decennierna) Lepidoptera Turkos blåvinge (Aricia nicias) VU -+ Blomsterrika lokaler med skogsnäva (Geranium sylvaticum) på kalkrika jordar Moderna skogsbruksmetoder och upphörd traditionell hävd Negativ Väddnätfjäril (Euphydryas aurinia) VU ++ Varma habitat med ängsvädd (Succisa pratensis), under måttlig störning och i viss typ av fuktig mark. Habitatförlust på grund av upphörd traditionell hävd Negativ Gullvivefjäril (Hamearis lucina) VU ++ Blomrika betesmarker med gullviva (Primula veris). Värdväxtens kvalitet och mikroklimatet verkar spela stor roll. Upphört bete eller alltför intensiv hävd på gräsmarkerna. Negativ 4 Skillnaden mellan perioderna och

33 Taxonomisk grupp Art Kategori i rödlistan Modellerad förändring av utbredning 4 Icke-klimatiska faktorer som begränsar utbredningen (till exempel jordart, värdväxt, skötsel) Violett guldvinge (Lycaena helle) VU -+ Fuktiga/våta ängar och betesmarker eller rikkärr med ormrot (Bistorta vivipara) Veronikanätfjäril (Melitaea britomartis) CR ( ) Teveronika (Veronica chaemedrys), ganska ostört. Tidiga successionsstadier på hyggen. Extremt lokal. Mnemosynefjäril (Parnassius mnemosyne) EN ( ) Hagmark med buskar och lövfällande träd. Ostörd nunneört (Carydalis). Alkonblåvinge (Maculinea alcon) VU ++ Fuktiga hedar med klockgentiana (Gentiana pneumonanthe), ostörd näringsväxt. Ettermyra (Myrmica rubra) (åtminstone i Skåne). Svartfläckig blåvinge (Maculinea arion) VU ++ Torra betesmarker eller tidigare betesmarker med backtmjan (Thymus serpyllum) och myror (särskilda arter i släktet Myrmica spp. regional variation i vilken art som utnyttjas). Kronärtsblåvinge (Plebejus argyrognomon) CR ( ) Varma, steniga hyggen, vägkanter etc, med sötvedel (Astragalus glycyphyllos). Grönfläckig kålfjäril (Pontia daplidice) VU ++ Torra, varma lokaler i tidiga successions-stadier med gulreseda (Reseda lutea). Kattunvisslare (Pyrgus alveus) VU ++ Torra näringsfattiga, kalkrika gräsmarker med solvända (Helianthemum spp.). I norr antagligen fingerört (Potentilla spp.) och/eller jungfrulin (Polygala spp.). Backvisslare (Pyrgus armoricanus) CR ++ Näringsfattiga gräsmarker med kort vegetation, varmt mikroklimat och brudbröd (Filipendula vulgaris) Huvudsakliga hypotetiska nuvarande hot Historiska trender (om kända - senaste decennierna) Förlust och fragmentering av habitat, upphörd hävd. Negativ Habitatförlust på grund av succession. Antagligen starkt negativ Förlust av habitat på grund av upphörd traditionell hävd Starkt negativ Upphörd traditionell hävd, exploatering, dränering som resulterar i förändrad hydrologi. Negativ Habitatförlust på grund av upphört bete, gödsling (aktivt eller via atmosfärisk deposition av kväve), exploatering Starkt negativ på fastlandet. Antagligen stabil på Öland och Gotland. Habitatförlust genom succession. Negativ Habitatförlust på grund av skogsplantering, exploatering (byggnader) och succession. Få bofasta populationer. Migrerar, invasionsart vissa år. Förlust och fragmentering av habitat på grund av upphört bete i lågproduktiva gräsmarker. Negativ i söder och norr. Antagligen stabil i Mellansverige (Uppland, Gästrikland). Habitatförlust på grund av förändrad markanvändning. Gödsling i gräsmarker. Antagligen svagt positiv, men stora fluktuationer mellan år

34 Taxonomisk grupp Art Kategori i rödlistan Modellerad förändring av utbredning 4 Icke-klimatiska faktorer som begränsar utbredningen (till exempel jordart, värdväxt, skötsel) Huvudsakliga hypotetiska nuvarande hot Historiska trender (om kända - senaste decennierna) Fetörtsblåvinge (Scolitantides orion) EN ( ) Varma, steniga/klippiga lokaler med kärleksört (Sedum telephium), vit fetknopp (Sedum album) eller stor fetknopp (Sedum reflexum) (olika värdväxter i olika regioner) Habitatförlust genom succession, skogsbruk, exploatering. Negativ Amphibia Strandpadda (Bufo calamita) EN ++ Fragmenterad utbredning, temporärt solexponerade vatten utan predatorer. Habitatförlust genom succession, ökad konkurrens med vanlig padda samt inavel. Negativ Grönfläckig padda (Bufo virids) CR ++ Fragmenterad utbredning, temporärt solexponerade vatten utan predatorer. Habitatförlust genom succession, ökad konkurrens med vanlig padda samt inplantering av fisk. Negativ Lökgroda (Pelobates fuscus) NT ++ Sandiga habitat, rätt temperatur, solexponerade våtmarker. Begränsad spridningsförmåga, urbanisering (trafik). Eutrofiering av lekvattnen, intensifierat jord- och skogsbruk, trafikdöd, inplantering av fisk och kräftor. Svagt positiv efter en drastisk minskning Långbensgroda (Rana dalmatina) VU ++ Fragmenterad utbredning, beroende av lövskog. Intensifierat skogs- och jordbruk. Antagligen negativ Större vattensalamander (Triturus cristatus) LC ++ Urbanisering (trafik), gynnas av lövskog. Intensifierat skogs- och jordbruk. Inplantering av fisk och kräftor. Försurning av lekvatten. Antagligen negativ Lövgroda (Hyla arborea) LC ++ Temperatur, solexponerade våtmarker med vattenväxter. Intensifierat skogs- och jordbruk. Inplantering av fisk och kräftor. Upphört bete. Eutrofiering. Positiv Klockgroda (Bombina bombina) NT ++ Fragmenterad utbredning, temperatur solexponerade våtarker med vattenväxter. Intensifierat skogs- och jordbruk. Inplantering av fisk och kräftor. Positiv efter återintroduktion, men inte i alla områden. Reptilia Hasselsnok (Coronella austriaca) VU ++ Fragmenterad utbredning Intensifierat skogsbruk. Okänd populationsstorlek på lokalerna. Antagligen negativ Sandödla (Lacerta agilis) VU ++ Sandiga habitat Habitatförlust genom succession, intensivt skogsbruk. Antagligen negativ 22

35 Taxonomisk grupp Art Kategori i rödlistan Modellerad förändring av utbredning 4 Icke-klimatiska faktorer som begränsar utbredningen (till exempel jordart, värdväxt, skötsel) Huvudsakliga hypotetiska nuvarande hot Historiska trender (om kända - senaste decennierna) Aves Fjällgås (Anser erythropus) CR -- Alpina hedar nära våtmarker. Under flyttning betade ängar och åkrar. Jakt, störning från människor, predation, habitatförlust på grund av förstörelse av habitat och upphörd traditionell hävd. Positiv 5 Blå kärrhök (Circus cyaneus) VU - Öppna habitat med relativt kort men tät vegetation. Förekommer numera främst i norra Sverige. Födotillgång: gnagare Negativ Berglärka (Eremophila alpestris) VU - Alpina torra hedar Habitatförändringar i övervintringsområden. Negativ Pilgrimsfalk (Falco peregrinus) VU -+ Häckar främst på branta klippor där de kan vara ostörda. Illegal jakt, predation, störning från människor Starkt positiv Fältpiplärka (Anthus campestris) EN ++ Sanddyner, hedar, torra åkrar med kort vegetation. Vegetationsstörningar. Habitatförändringar i övervintringsområden. Negativ Vinterhämpling (Carduelis flavirostris) 6 VU 0 Öppen, trädlös hed. I Sverige i alpina gräsmarker med kort vegetation. Troligen habitatförändringar i övervintringsområden. Stabil Ängshök (Circus pygargus) EN ++ Öppna habitat med hög vegetation. Alvar, sjöar, ruderatmark, åkrar. Habitatförlust genom igen-växning. Störning från människor. Predation. Negativ Kornknarr (Crex crex) VU ++ Gräsmarker med ganska hög men gles vegetation. Fuktängar, åkrar med gräs. Habitatförlust på grund av upphörd traditionell hävd. Positiv 7 Ortolansparv (Emberiza hortulana) VU ++ Mosaikartade, öppna jordbruksmarker och hyggen. Habitatförlust på grund av upphörd traditionell hävd. Jakt under Negativ 5 I början av 1980-talet startades ett projekt för att förstärka den vilda fjällgåspopulationen genom utsättning av individer uppfödda i fångenskap. Vid denna tidpunkt fanns bara några få vilda par kvar i Sverige. Detta arbete har resulterat i en vild population på cirka 100 individer (Ottvall, 2008). 6 Finns endast i odlingslandskapet vintertid. 7 Kornknarren uppvisar en positiv trend över de senaste 30 åren, men en starkt negativ trend under 1900-talet som helhet

36 Taxonomisk grupp Art Kategori i rödlistan Modellerad förändring av utbredning 4 Icke-klimatiska faktorer som begränsar utbredningen (till exempel jordart, värdväxt, skötsel) Huvudsakliga hypotetiska nuvarande hot Historiska trender (om kända - senaste decennierna) flyttningen. Brushane (Philomachus pugnax) VU -+ Betade fuktängar eller starrängar i myrar eller längs lågalpina sjöar. Habitatförlust på grund av upphörd traditionell hävd samt förlust av våtmarker i Sahel (övervintringsområde) Negativ Småfläckig sumphöna (Porzana porzana) VU -+ Grunda sjöar/våtmarker med sparsam vegetation. Habitatförlust på grund av markavvattning och igenväxning av våtmarker. Stabil Turkduva (Streptopelia decaocto) VU ++ Urbana och lantliga miljöer. Tillgång till överbliven säd och frön under vintern. Lite mat under vintern, jakt. Negativ Tornuggla (Tyto alba) CR -+ Jordbruksområden, naturbetesmarker och ruderatmark nära våtmarker. Habitatförändringar i jordbruksområden, kalla vintrar. Negativ Härfågel (Upupa epops) CR -+ Betade fuktängar och naturbetesmarker med lämpliga boträd. Habitatförlust på grund av upphörd traditionell hävd. Negativ Bedömning av 37 kärlväxter För kärlväxterna i tabell 1 gjordes en bedömning av huruvida deras habitat är människoskapat (till exempel gräsmarker, ruderatmiljöer, urbana miljöer). Bedömningen visade att 30 av 37 arter förekommer i människoskapade biotoper, 3 arter i naturliga biotoper och att 4 arter förekommer i både naturliga och människoskapade biotoper. 24

37 5 Förändringar av konkurrensförhållanden mellan olika arter I den här delstudien har man fokuserat på förändring i utbredning hos arter eftersom det har utvärderats i många europeiska studier. Konkurrensförhållandena mellan olika arter kan också komma att förändras i framtiden. Arter konkurrerar om resurser och vilken art som är mest framgångsrik bestäms av ett stort antal faktorer. I gräsmarker är markanvändningen och markfuktigheten de faktorer som mest påverkar konkurrensförhållandena mellan arter (Risser, 1969). Konkurrensförhållandena kan till exempel förändras på grund av förlängd växtsäsong, ökad deposition av atmosfäriskt kväve vilket i sin tur ökar kvävetillgången i marken (Millennium Ecosystem Assessment, 2005) och direkta effekter av en förhöjd koldioxidhalt i atmosfären på växternas fysiologi. Koldioxid är en begränsande resurs för växterna och fotosyntesen ökar vanligtvis om koldioxidhalten förhöjs experimentellt (Long et al., 2004). Den här effekten brukar man ibland kalla koldioxidgödsling. Hur stor effekten blir är dock beroende av ett antal andra faktorer, vilken art det rör sig om och tillgången på näringsämnen. I torra gräsmarker tror man att en annan effekt av den ökande koldioxidhalten kan få ännu större betydelse. Mer koldioxid i atmosfären gör att växterna kan hålla sina klyvöppningar stängda under längre perioder men ändå få tillräckligt mycket koldioxid till fotosyntesen. Detta innebär samtidigt att mindre vatten dunstar bort. Den här effekten kan förväntas bli särskilt påtaglig i torra gräsmarker där den ökade mängden markvatten kan orsaka förändringar i artsammansättningen (Morgan et al., 2004; Körner et al., 2006). Stora förändringar i sammansättningen av gräsmarksarter har noterats i studier där man på experimentell väg höjt luftens koldioxidhalt (Smith et al., 2000; van Kleunen et al., 2006). Ännu större förändringar kan förväntas om man väger samman effekterna av förändrad markanvändning, klimatförändringar, fysiologiska effekter av ökad koldioxidhalt och kvävedeposition. Sambanden är dock så komplexa att det är omöjligt att förutsäga vilka arter som i slutändan kommer att bli vinnare eller förlorare (Potvin et al., 2006). Det finns förvånansvärt lite forskning om hur förlängd och förskjuten vegetationsperiod kan antas påverka arter. Ett undantag är ren produktionsforskning, forskning om biomassaproduktion, antal skördar etc. En typ av effekt på växtarter kan antas vara ändrade konkurrensförhållanden beroende på att olika arter kan nyttja den förlängda växtsäsongen olika bra. Inom vissa artgrupper fortsätter växtindivider att växa så länge temperatur och andra resurser är tillräckliga medan andra arter fullbordar sin årliga reproduktion varefter de slutar växa. Sådana effekter skulle kunna leda till att vissa gräs ökar i utbredning och täthet vilket kan missgynna vissa örter och arter som på något sätt är knutna till mosaik i vegetationstätheten. Även skillnader i artgruppers temperaturreaktion har betydelse. Exempelvis kan mossor tillväxa vid lägre temperatur än kärlväxter vilket gör att de kan öka sin täckning i gräsmarker och därmed försvåra för kärlväxter att etablera sig och konkurrera med småväxta arter. En annan typ av effekt är påverkan på vilande och övervintrande stadier. Generellt kan man säga att viloperioden är lika viktig för växt- och djurpopulationer som vegetationsperioden. Det gäller både förhållanden under själva viloperioden och när och 25

38 26 hur viloperioden börjar på hösten och slutar på våren. Milda snöfattiga vintrar kan antas öka risken för exempelvis svampangrepp och bete. Milda höstar kan göra att växter inte går in i invintringsfas utan luras att påbörja nästa års växtcykel redan under hösten. Tidig vår kan väcka arter i förtid vilket dels ökar risken för köldskador vid senare temperaturbakslag, dels kan sätta arter ur fas med andra resurser som felmatchning mellan växter och pollinatörer.

39 6 Bevarandearbete i fragmenterade landskap De förändringar av landskapets strukturer som människan har orsakat kan ha negativa effekter på biologisk mångfald (Lindenmayer och Fischer, 2006). Landskapsförändringarna leder ofta till en fragmentering av arternas livsmiljöer. Det är viktigt att skilja mellan fragmentering och förlust av livsmiljöer (Fahrig, 2003). Fragmentering definieras som en uppsplittring och isolering av livsmiljöer i landskapet, medan förlust av livsmiljöer innebär att de försvinner. Effekterna av habitatförlust är generellt starkare än effekterna av fragmentering. Vanligen samverkar de båda faktorerna och förstärker varandra. När klimatet förändras kan fragmentering leda till att arterna inte kan spridas i takt med att deras klimatbestämda nisch rör sig norrut (Hill et al., 2001). I detta sammanhang kan konnektiviteten (kontakten) mellan livsmiljöfragmenten vara helt avgörande för en arts överlevnad. Fragmenten kan vara förbundna med varandra genom korridorer av lämpliga miljöer eller i sig fungera som språngbrädor för spridning. Hodgson et al. (2009) argumenterar dock för att vikten av konnektivitet är överskattad och att andra faktorer såsom livsmiljöns kvalitet och storlek har större betydelse än fysiska korridorer mellan livsmiljöfragmenten. Detta har bekräftats av studier på fjärilar (Öckinger och Smith, 2008). Eftersom både de klimatdrivna förändringarna av arters livsmiljöer och deras spridningsförmåga är mycket osäkra bör man i bevarandearbetet i första hand fokusera på åtgärder som man vet fungerar och som syftar till att öka livsmiljöernas areal och förbättra deras kvalitet (Hodgson et al., 2009). I ett stort sammanhängande område är det lättare att bibehålla och skapa den för arterna ofta nödvändiga småskaliga variationen av mikrohabitat och mikroklimat. Sådan variation inom naturtyper kan minska risken för utdöende under år med extrema väderförhållanden (Kindvall, 1996) något som man tror kommer att bli vanligare i framtiden (Beniston et al., 2007). När man utvärderar effekten av fragmentering på biologisk mångfald är det nödvändigt att också beakta andra aspekter av fragmenteringen än de rent strukturella, till exempel mängden habitat och graden av isolering. Flera studier förespråkar mer fokus på förlusten av funktionell konnektivitet (With et al., 1999) snarare än strukturell (Stevens et al., 2004; Butaye et al., 2005; Couvreur et al., 2004). Funktionell konnektivitet beskriver spridning mellan områden oberoende av det geografiska avståndet (Tischendorf och Fahrig, 2000). Funktionell konnektivitet kan reduceras när kvaliteten på habitatet försämras på ett sådant sätt att dödligheten under spridningen ökar (Hanski, 1998; Collinge, 2000). Spridningen kan också hindras rent fysiskt (Yanes et al., 1995; Lennartsson, 2002) eller i kombination med arternas beteende (Åberg et al., 1995). Förändrad markanvändning i odlingslandskapet har sannolikt ofta orsakat sådana kvalitetsförsämringar av spridningsmiljöerna. Dessutom har de antropogena och naturliga spridningsvektorerna i odlingslandskapet blivit färre och mindre effektiva (Poschlod och Bonn, 1998; Ozinga et al., 2004). Många artrika naturtyper i odlingslandskapet har minskat kraftigt och är numera starkt fragmenterade och deras kvalitet har försämrats. Sammantaget har de försämrats på ett sätt som ligger under gränsen för vad som är nödvändigt för många arters långsiktiga överlevnad (Kuussaari et al., 2009). På grund av detta koncentrerar man sig allt mer på att restaurera spridningskorridorer och ta bort spridningshinder. När man planerar 27

40 sådana åtgärder måste man vara medveten om att antropogen funktionell konnektivitet (inklusive spridning av husdjur och boskap) kan ha varit viktigare än strukturell konnektivitet i odlingslandskapet. Ett exempel på detta är landskap där jordmån och topografi begränsar konnektiviteten mellan torra gräsmarker (Gustavsson et al., 2006). I många regioner har naturtypernas areal och fördelning sedan lång tid, i vissa fall förmodligen alltid, legat under gränsvärdena för fragmentering av den strukturella konnektiviteten. Här är artrikedomen istället relaterad till funktionell konnektivitet. Innan bevarandeåtgärder vidtas bör man analysera den historiska funktionella och strukturella konnektiviteten. Sådana analyser kan visa att det finns ett behov av att restaurera den funktionella snarare än den strukturella konnektiviteten. För att sammanfatta så behöver vi i odlingslandskapet restaurera och ersätta förlorad funktionell konnektivitet (på grund av upphörd traditionell markanvändning) och förlorad strukturell konnektivitet (på grund av habitatförlust orsakad av upphörd traditionell markanvändning). Därutöver behöver vi kompensera för lokalt ökande utdöendehastighet orsakad av klimatförändringar och andra förändringar av miljön i de kvarvarande områdena med lämplig livsmiljö. Infrastrukturens biotoper som vägkanter och kraftledningsgator kan komma att bidra till hanteringen av alla dessa problem. Vägkanter och en del andra människoskapade miljöer, såsom järnvägsbankar, fungerar som viktiga livsmiljöer för många hotade arter i Sverige (Appendix B). Deras stora utbredning i landskapet och linjära form innebör också att de har en potential att fungera som spridningskorridorer (Tikka et al., 2001). Särkilt viktigt kan detta bli vid klimatförändringar. I trakter som domineras av skog är vägkanternas funktion som spridningskorridorer den viktigaste (figur 10), medan funktionen som ersättningsbiotop är viktigare i jordbruksbygder med dåligt skötta naturbetesmarker och slåtterängar (figur 11). Vägkanternas fulla potential som ersättningsbiotoper och spridningskorridorer uppnås sällan eftersom skötseln vanligtvis inte är optimerad för att gynna biologisk mångfald. I många fall skulle situationen kunna förbättras med bara mindre förändringar av skötseln för att till exempel skapa ett mer gynnsamt mikroklimat (Söderström och Hedblom, 2007). Vägkanternas potential som spridningskorridorer för arter är dåligt undersökt. För djur kan området mellan betesmarksytorna fungera som spridningshabitat även om arterna inte kan föröka sig där, under förutsättning att de överlever tillräckligt länge (Brooker et al., 1999; Stevens et al., 2004). Växter flyttar sig däremot inte spontant genom området mellan ytorna med lämpligt habitat (med några få undantag) om de inte producerar spridningskroppar. Därför måste spridningshabitatet normalt även fungera som reproduktionshabitat. När vägkanter och andra linjära element fungerar som spridningskorridorer för djur sker det förmodligen mestadels i form av daglig förflyttning över korta distanser ( routine movements sensu ; Van Dyck och Baguette (2005)), vilket resulterar i en jämn spridning ( diffusion ) av individ längs korridoren (Öckinger och Smith 2008). Sällsynt långdistansspridning däremot är mindre beroende av korridorer men kan vara mycket viktig för nyetablering i isolerade områden som nyligen fått ett för arten lämpligt klimat. Läs mer om vägkanter och andra infrastrukturer i Appendix B. 28

41 Figur 10 Naturbetesmarker omgivna av skog i Malungs kommun i södra Dalarna. Betesmarkerna är direkt sammanbundna via vägar. Under förutsättning att vägkanterna innehåller lämpliga miljöer skulle de kunna underlätta spridning av arter mellan betesmarksytorna. Figur 11 Naturbetsmarksytor på Öland (Kalmar län, Morbylånga kommun). Ytorna är belägna i ett landskap som domineras av betesmarker som sköts på ett för många arter ogynnsamt sätt. Här bidrar vägkanterna till att utöka arealen av lämpligt habitat för många av de arter som missgynnas i omgivningen. 29

42 7 Stigande havsnivåer Stigande havsnivåer kan vara ett hot mot biodiversiteten i kustområden. Mot landsidan begränsas till exempel strandängar ofta av vägar och bebyggelse eller åkrar. På grund av detta finns inget utrymme för strandängen att expandera inåt land om havsytan stiger. Det samma gäller grönfläckig padda (Bufo viridis) och strandpadda (Bufo calamita) som förekommer längs kusten. Vägar, bebyggelse och åkrar utgör sannolikt hinder för spridning inåt land av dessa arter om havsytan stiger. Stigande havsnivåer kan inte bara orsaka att kustnära områden översvämmas utan även leda till saltvatteninträngning i lågt liggande områden nära kusten, där arterna inte är anpassade till höga salthalter. En detaljerad analys av effekterna av stigande havsnivåer ligger dock utanför ramen för denna rapport. Det är osäkert hur stor en framtida höjning av havsytan kan bli eftersom nuvarande modeller av förändringar hos landisarna inte tar hänsyn till plötsliga kollapser av stora ismassor ( dynamisk isförlust ; Overpeck et al., 2006; Hansen et al., 2007; IPCC, 2007). De globala modeller över smältande landis- och havsnivåförändringar som inte beaktar dynamisk isförlust prognostiserar en höjning av havsytan med 18 till 59 centimeter till slutet av detta sekel (IPCC, 2007). Det är dock omdiskuterat hur stor den största möjliga havsnivåhöjningen fram till 2100 kan bli (Hansen, 2007). De flesta författare sätter en gräns vid ungefär 1,5 meter (Rahmstorf, 2007; Pfeffer et al., 2008). Lokalt kan havsnivån även påverkas av andra faktorer som förändrad densitet hos havsvattnet, förändrade havsströmmar och förhärskande vindar. Sådana faktorer kan lägga till ytterligare ca 20 centimeter till havsnivåhöjningen i stora delar av Europa (IPCC, 2007). Fler kraftiga stormar över norra Atlanten (IPCC, 2007) skulle påskynda kusterosionen. I norra Sverige kommer havsnivåhöjningen troligen att motverkas av den pågående landhöjningen. Eftersom temperaturhöjningen fram till 2100 sannolikt kommer att bestå i minst år (Solomon et al., 2009), är en havsnivåhöjning på flera meter på längre sikt oundviklig om inte utsläppen av växthusgaser inte minskar. En sådan höjning av havsytans nivå skulle förstöra mängder av kustnära värdefulla miljöer för biologisk mångfald. Det är dock svårt att förutsäga om hur stora effekterna kommer att bli eftersom tidsskalan och den slutliga havsnivåhöjningens storlek är väldigt osäkra. 30

43 8 Diskussion Potentiell respektive realiserad utbredning beror på markanvändning En arts livsmiljö skapas av en kombination av naturliga faktorer och antropogena processer. Exempelvis kan en art kräva ädellövskog som är en naturtyp som norrut tämligen starkt begränsas av klimatet. Emellertid kan arten vara beroende av viss struktur på lövskogen vilken skapas av markanvändningen, exempelvis bete. En modellering av naturtypens utbredning kan visa förändringar i den klimatbegränsade lövskogen i sig, men denna förändrade (ökade) areal utgör ingen livsmiljö förrän lövskogen blir föremål för rätt markanvändning. Man kan således tala om potentiell respektive realiserad arealökning. Ändrat mikroklimat ofta viktigare än klimatförändringar Även andra detaljer i arters krav kan komplicera artens respons på klimatförändringar på motsvarande sätt. Ofta är det förändringar i biotopens utbredning som modelleras, men arter kan mycket väl vara knutna till små strukturer, mikroklimatiska förhållanden som varierar mer eller mindre oberoende av biotopen. Det bör betonas att många former av markanvändning påverkar lokalklimatet mer än klimatförändringarna i sig. Temperaturskillnader vid marken mellan hög och låg vegetation påverkas av hävd. Temperaturskillnader mellan gran- och lövskog påverkas av skogsbruket. Skillnader i flygtid för fjärilar mellan buskrik och buskfattig betesmark påverkas av röjningar. Skillnad i översvämningsfrekvens mellan reglerade och oreglerade vattendrag påverkas av regleringar. (Lennartsson och Simonsson, 2007) Klimatförändringar kan i vissa fall motverkas med ändrad markanvändning Klimatförändringar påverkar biologisk mångfald i interaktion med markanvändning, vilket innebär att klimateffekter i vissa fall kan motverkas med ändrad markanvändning. Ett exempel är att torrare förhållanden i betesmarker får mycket stora konsekvenser för gräsmarksväxter om betestrycket hålls oförändrat, medan effekterna blir mindre om betestrycket minskar (Lennartsson, 2000). Det är angeläget att identifiera naturtyper, områden och arter för vilka effekter av klimatförändringar kan buffras genom markanvändning, och på vilket sätt det skulle kunna göras. I många fall kommer klimatförändringar att påverka biologisk mångfald i hävdade biotoper utan att man kan förhindra det med ändrad hävd. Det är viktigt att ta fram verktyg för att identifiera biotop- och artgrupper som påverkas på detta sätt. För dessa biotoper och arter krävs särskilda analyser och åtgärder för bevarande (Lennartsson och Simonsson, 2007). I denna rapport har expertutlåtanden bara funnits tillgängliga för ett litet antal av de arter som modellerats. De är därmed inte säkert att ovanstående slutsatser kan appliceras generellt. Fler arter måste analyseras på ett liknande sätt för att man ska kunna testa hur robusta resultaten är. Den förutspådda och i några fall mycket kraftiga tillbakagången för arktiska/alpina arter är sannolikt mer pålitlig eftersom dessa arter i liten grad är associerade med odlingslandskapet och därigenom sannolikt är mindre beroende av särskilda typer av markanvändning. Köldanpassade arter med liten populationsstorlek bör övervakas noggrant så att negativa förändringar upptäcks i ett tidigt skede. 31

44 Studien indikerar således att arbete med bevarande av biologisk mångfald i odlingslandskapet även i fortsättningen främst bör fokusera på markanvändning, skötselmetoder och skapande av lämpliga livsmiljöer. Markanvändningen är avgörande för naturvärdena, inte den förväntade klimatförändringen. Alla odlingslandskapets biotoper bör beaktas För att hantera effekterna av ett ändrat klimat och långsiktigt skapa förutsättningar för biologisk mångfald behövs ett helhetsgrepp på odlingslandskapets biotoper oavsett om de finns i vägkanter eller på omgivande jordbruksmark. Skötsel av vägkanter och andra infrastruktursbiotoper som löper genom odlingslandskapet bör samordnas med skötsel av omgivande traditionella jordbruksbiotoper som ängar och betesmarker. Detta kräver ett närmare samarbete mellan aktörer med ansvar inom jordbruk och infrastruktur. Klimatförändringarna kan innebära att Sverige får fler ansvarsarter Resultaten i denna analys går bara att använda för förhållanden i Sverige. Många arter som får större potentiell utbredning i Sverige på grund av klimatförändringarna kommer att minska eller försvinna där de finns i dag. Såväl globalt som på en Europeisk nivå kommer klimatförändringarna vara ett hot mot nuvarande biologisk mångfald och tillhörande ekosystemtjänster. Sverige kan få ett ökat ansvar för bevarande av arter som förlorar livsmiljöer längre söderut. En analys av detta ligger dock utanför ramen för denna rapport. Tack Vi tackar Henrik Smith som har bidragit med värdefulla kommentarer. Utbredningskartor tillfördes av EC FP6 ALARM projekt. Finansiellt stöd har vi fått från Miljömålsrådet via Jordbruksverket. 32

45 9 Referenser Alford, R.A. och Richards, S.J. (1999) Global amphibian declines: A problem in applied ecology. Annual Review of Ecology and Systematics, 30, Andersen, E., Baldock, D., Bennett, H., Beaufoy, G., Bignal, E., Brouwer, F., Elbersen, B., Eiden, G., Godeschalk, F., Jones, G., McCracken, D.I., Nieuwenhuizen, W., van Eupen, M., Hennekens, S. och Zervas, G. (2003) Developing a high nature value indicator. Report for the European Environment Agency, Copenhagen. Araujo, M.B. och Pearson, R.G. (2005) Equilibrium of species' distributions with climate. Ecography, 28, Araujo, M.B., Thuiller, W. och Pearson, R.G. (2006) Climate warming and the decline of amphibians and reptiles in Europe. Journal of Biogeography, 33, Arnell, N.W., Livermore, M.J.L., Kovats, S., Levy, P.E., Nicholls, R., Parry, M.L. och Gaffin, S.R. (2004) Climate and socio-economic scenarios for global-scale climate change impacts assessments: characterising the SRES storylines. Global Environmental Change-Human and Policy Dimensions, 14, Beniston, M., Stephenson, D.B., Christensen, O.B., Ferro, C.A.T., Frei, C., Goyette, S., Halsnaes, K., Holt, T., Jylhä, K., Koffi, B., Palutikof, J., Schöll, R., Semmler, T. och Woth, K. (2007) Future extreme events in European climate: an exploration of regional climate model projections. Climatic Change, 81, Brooker, L., Brooker, M. och Cale, P. (1999) Animal dispersal in fragmented habitat: measuring habitat connectivity, corridor use, and dispersal mortality. Conservation Ecology, 3,4 (online). Butaye, J., Adriaens, D. och Honnay, O. (2005) Conservation and restoration of calcareous grasslands: a concise review of the effects of fragmentation and management on plant species. Biotechnology, Agronomy, Society and Environment, 9, de Chazal, J. och Rounsevell, M.D.A. (2009) Land-use and climate change within assessments of biodiversity change: A review. Global Environmental Change-Human and Policy Dimensions, 19, Christensen, J.H. och Christensen, O.B. (2007) A summary of the PRUDENCE model projections of changes in European climate by the end of this century. Climatic Change, 81, Collinge, S.K. (2000) Effects of grassland fragmentation on insect species loss, colonization, and movement patterns. Ecology, 81, Couvreur, M., Christiaen, B., Verheyen, K. och Hermy, M. (2004) Large herbivores as mobile links between isolated nature reserves through adhesive seed dispersal. Applied Vegetation Science, 7, Van Dyck, H. och Baguette, M. (2005) Dispersal behaviour in fragmented landscapes: Routine or special movements? Basic and Applied Ecology, 6, Fahrig, L. (2003) Effects of habitat fragmentation on biodiversity. Annual Review of Ecology Evolution and Systematics, 34, Fisher, M.C., Garner, T.W.J. och Walker, S.F. (2009) Global emergence of Batrachochytrium dendrobatidis and amphibian chytridiomycosis in space, time and host. Annual Review of Microbiology, 63, Green, R.E., Collingham, Y.C., Willis, S.G., Gregory, R.D., Smith, K.W. och Huntley, B. (2008) Performance of climate envelope models in retrodicting recent changes in bird population size from observed climatic change. Biology Letters, 4, Gregory, R.D., Willis, S.G., Jiguet, F., Vorisek, P., Klvanova, A., van Strien, A., Huntley, B., Collingham, Y., Couvet, D. och Green, R.E. (2009) An indicator of the impact of climate change on european bird populations. PLoSONE, 4, e4678. Grime, J.P., Fridley, J.D., Askew, A.P., Thompson, K., Hodgson, J.G. och Bennett, C.R. (2008) Longterm resistance to simulated climate change in an infertile grassland. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 105,

46 Gustavsson, E., Lennartsson, T. och Emanuelsson, M. (2006) Land-use more than 200 years ago explains current grassland plant diversity in a Swedish agricultural landscape. Biological Conservation, 138, Gärdenfors, U. (2005) Rödlistade arter i Sverige Artdatabanken, Uppsala. Hampe, A. (2004) Bioclimate envelope models: what they detect and what they hide. Global Ecology and Biogeography, 13, Hansen, J.E. (2007) Scientific reticence and sea level rise. Environmental Research Letters, 2, , doi: / /2/2/ Hansen, J., Sato, M., Kharecha, P., Russell, G., Lea, D.W. och Siddall, M. (2007) Climate change and trace gases. Philosophical Transactions of the Royal Society A -Mathematical Physical and Engineering Sciences, 365, Hanski, I.A. (1998) Metapopulation dynamics. Nature, 396, Hill, J.K., Collingham, Y.C., Thomas, C.D., Blakeley, D.S., Fox, R., Moss, D. och Huntley, B. (2001) Impacts of landscape structure on butterfly range expansion. Ecology Letters, 4, Hodgson, J.A., Thomas, C.D., Wintle, B.A. och Moilanen, A. (2009) Climate change, connectivity and conservation decision making: back to basics. Journal of Applied Ecology, 46 (5), Huntley, B., Collingham, Y.C., Willis, S.G. och Green, R.E. (2008) Potential impacts of climatic change on European breeding birds. PLoSONE, 1, e1439. Huntley, B., Green, G., Collingham, Y. och Willis, S.G. (2007) A Climatic Atlas of European Breeding Birds. Lynx Edicions, Barcelona. IPCC (2007) Climate Change 2007: The Physical Science Basis. Contribution of Working Group I to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Cambridge University Press, Cambridge, United Kingdom and New York, NY, USA. Jordbruksverket (2005) Ängs- och betesmarksinventeringen Rapport 2005:1. Kindvall, O. (1996) Habitat heterogeneity and survival in a bush cricket metapopulation. Ecology, 77, van Kleunen, M., Stephan, M.A. och Schmid, B. (2006) CO 2 - and density-dependent competition between grassland species. Global Change Biology, 12, Kuussaari, M., Bommarco, R., Heikkinen, R.K., Helm, A., Krauss, J., Lindborg, R., Öckinger, E., Pärtel, M., Pino, J., Rodá, F., Stefanescu, C., Teder, T., Zobel, M. och Steffan-Dewenter, I. (2009) Extinction debt: a challenge for biodiversity conservation. Trends in Ecology and Evolution, 24, Körner, C., Morgan, J.A. och Norby, R. (2006) CO 2 fertilisation: when, where, how much? In: Canadell, S.G., Pataki, D.E., Pitelka, L.F. (Eds.), Terrestrial ecosystems in a changing world. Springer, Berlin Heidelberg. Lennartsson, T. (2000) Management and population viability of the pasture plant Gentianella campestris: The role of interactions between habitat factors. Ecological Bulletines, 48, Lennartsson, T. (2002) Extinction thresholds and disrupted plant-pollinator interactions in fragmented plant populations. Ecology, 83, Lennartsson, T. och Simonsson, L. (2007) Biologisk Mångfald och klimatförändringar: vad vet vi, vad behöver vi veta, vad kan vi göra? I: SOU 2007:60, Sverige inför klimatförändringarna hot och möjligheter; Slutbetänkande av Klimat- och sårberhetsutredningen. Bilaga B 30. Lennartsson, T. och Gylje, S. (2009) Infrastrukturens biotoper en refug för biologisk mångfald. CBM:s skriftserie 31. Lind, P. och Kjellström, E. (2008) Temperature and precipitation changes in Sweden, a wide range of model-based projections for the 21st century. Report on meteorology and climatology, 113. Lindenmayer, D.B. och Fischer, J. (2006) Landscape Change and Habitat Fragmentation. Washington, DC: Island Press. Long, S.P., Ainsworth, E.A., Rogers, A. och Ort, D.R., (2004) Rising atmospheric carbon dioxide: plants FACE the future. Annual Review of Plant Biology, 55, Marmion, M., Luoto, M., Heikkinen, R.K. och Thuiller, W. (2009) The performance of state-of-the-art modelling techniques depends on geographical distribution of species. Ecological Modelling, 220,

47 Meinshausen, M., Meinshausen, N., Hare, W., Raper, S.C.B., Frieler, K., Knutti, R., Frame, D.J. och Allen, M. R. (2009) Greenhouse-gas emission targets for limiting global warming to 2ºC. Nature, 458, Millennium Ecosystem Assessment (2005) Ecosystems and Human Well-being: Biodiversity Synthesis. World Resources Institute, Washington, DC. Morgan, J.A., Pataki, D.E., Körner, C., Clark, H., Del Grosso, S.J., Grünzweig, J.M., Knapp, A.K., Mosier, A.R., Newton, P.C.D., Niklaus, P.A., Nippert, J.B., Nowak, R.S., Parton, W.J., Polley, H.W. och Shaw, M.R. (2004) Water relations in grassland and desert ecosystems exposed to elevated atmospheric CO 2. Oecologia, 140, Nakicenovic, N., Alcamo, J., Davis, G., de Vries, B., Fenhann, J., Gaffin, S., Gregory, K., Grübler, A., Jung, T. Y., Kram, T., la Rovere E. L., Michaelis, L., Mori, S., Morita, T., Pepper, W., Pitcher, H., Price, L., Riahi, K., Roehrl, A., Rogner, H.-H., Sankovski, A., Schlesinger, M. E., Shukla, P., Smith, S., Swart, R. J., van Rooyen, S., Victor, N. och Dadi, Z. (2000) Emissions Scenarios. A Special Report of Working Group III of the Intergovernmental Panel on Climate Change, Cambridge University Press, Cambridge. Ottvall, R. (2008) Feasibility study of catching and genetic screening of Swedish Lesser White-fronted Geese Lesser erythropus. Department of Ecology, Lund University, 36 pp. Overpeck, J.T., Otto-Bliesner, B.L., Miller, G.H., Muhs, D.R., Alley, R.B. och Kiehl, J.T. (2006) Paleoclimatic Evidence for Future Ice-Sheet Instability and Rapid Sea-Level Rise, Science, 311, Ozinga, W.A., Bekker, R.M., Schaminee, J.H.J. och Van Groenendael, J.M. (2004) Dispersal potential in plant communities depends on environmental conditions. Journal of Ecology, 92, Parmesan, C. (2006) Ecological and evolutionary responses to recent climate change. Annual Review of Ecology Evolution and Systematics, 37, Parmesan, C. och Yohe, G. (2003) A globally coherent fingerprint of climate change impacts across natural systems. Nature, 421, Pearson, R.G. och Dawson, T.P. (2003) Predicting the impacts of climate change on the distribution of species: are bioclimate envelope models useful? Global Ecology and Biogeography, 12, Pfeffer, W.T., Harper, J.T. och O'Neel, S. (2008) Kinematic Constraints on Glacier Contributions to 21st- Century Sea-Level Rise. Science, 321, Pierce, N.E., Braby, M.F., Heath, A., Lohman, D.J., Mathew, J., Rand, D.B. och Travassos, M.A. (2002) The ecology and evolution of ant association in the Lycaenidae (Lepidoptera). Annual Review of Entomology, 47, Poschlod, P. och Bonn, S. (1998) Changing dispersal processes in the central European landscape since the last ice age: an explanation for the actual decrease of plant species richness in different habitats? Acta Botanica Neerlandica, 47, Potvin, C., Chapin III, F.S., Gonzales, A., Leadley, P., Reich, P. och Roy, J. (2006) Plant biodiversity and responses to elevated carbon dioxide. In: Canadell, S.G., Pataki, D.E., Pitelka, L.F. (Eds.), Terrestrial ecosystems in a changing world. Springer, Berlin, Heidelberg. Pöyry, J., Luoto, M., Heikkinen, R.K., Kuussaari, M. och Saarinen, K. (2009) Species traits explain recent range shifts of Finnish butterflies. Global Change Biology, 15, Rahmstorf, S. (2007) A Semi-Empirical Approach to Projecting Future Sea-Level Rise. Science, 315, Risser, P.G. (1969) Competitive relationships among herbaceous grassland plants. Botanical Review, 35, Schweiger, O., Settele, J., Kudrna, O., Klotz, S. och Kuhn, I. (2008) Climate change can cause spatial mismatch of trophically interacting species. Ecology, 89, Settele, J., Kudrna, O., Harpke, A., Kühn, I., van Swaay, C., Verovnik, R., Warren, M., Wiemers, M., Hanspach, J., Hickler, T., Kühn, E., van Halder, I., Veling, K., Vliegenthart, A., I., W. och Schweiger, O. (2008) Climatic Risk Atlas of European Butterflies. Pensoft, Sofia. Smith, S.D., Huxman, T.E., Zitzer, S.F., Charlet, T.N., Housman, D.C., Coleman, J.S., Fenstermaker, L.K., Seemann, J.R. och Nowak, R.S. (2000) Elevated CO 2 increases productivity and invasive species success in an arid ecosystem. Nature, 408, Solomon, S., Plattner, G.-K., Knuttic, R. och Friedlingstein, P. (2009) Irreversible climate change due to carbon dioxide emissions. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 106,

48 Stevens, V.M., Polus, E., Wesselingh, R.A., Schtickzelle, N. och Baguette, M. (2004) Quantifying functional connectivity: experimental evidence for patch-specific resistence in the Natterjack toad (Bufo calamita). Landscape Ecology, 19, Söderström, B. och Hedblom, M. (2007) Comparing movement of four butterfly species in experimental grassland strips. Journal of Insect Conservation, 11, Thomas, C.D., Cameron, A., Green, R.E., Bakkenes, M., Beaumont, L.J., Collingham, Y.C., Erasmus, B.F.N., de Siqueira, M.F., Grainger, A., Hannah, L., Hughes, L., Huntley, B., van Jaarsveld, A.S., Midgley, G.F., Miles, L., Ortega-Huerta, M.A., Peterson, A.T., Phillips, O.L. och Williams, S.E. (2004) Extinction risk from climate change. Nature, 427, Thuiller, W. (2004) Patterns and uncertainties of species range shifts under climate change. Global Change Biology, 10, Tikka, P.M., Högmander, H. och Koski, P.S. (2001) Road and railway verges serve as dispersal corridors for grassland plants. Landscape Ecology, 16, Tischendorf, L. och Fahrig, L. (2000) How should we measure landscape connectivity? Landscape Ecology, 15, Walther, G.R., Post, E., Convey, P., Menzel, A., Parmesan, C., Beebee, T.J.C., Fromentin, J.M., Hoegh- Guldberg, O. och Bairlein, F. (2002) Ecological responses to recent climate change. Nature, 416, Warren, M.S., Hill, J.K., Thomas, J.A., Asher, J., Fox, R., Huntley, B., Roy, D.B., Telfer, M.G., Jeffcoate, S., Harding, P., Jeffcoate, G., Willis, S.G., Greatorex-Davies, J.N., Moss, D. och Thomas, C.D. (2001) Rapid responses of British butterflies to opposing forces of climate and habitat change. Nature, 414, Willis, K.J. och Whittaker, R.J. (2002) Species Diversity Scale Matters. Science, 295, With, K.A., Cadaret, S.J. och Davis, C. (1999) Movement responses to patch structure in experimental fractal landscapes. Ecology, 80, Yanes, M., Velasco, J.M. och Suarez, F. (1995) Permeability of roads and railways to vertebrates: the importance of culverts. Biological Conservation, 71, Åberg, J., Jansson, G., Swenson, J.E. och Angelstam, P. (1995) The effect of matrix on the occurrence of hazel grouse (Bonasa bonasia) in isolated habitat fragments. Oecologia, 103, Öckinger, E. och Smith, H.G. (2008) Do corridors promote dispersal in grassland butterflies and other insects? Landscape Ecology, 23,

49 10 Appendix A, Arters potentiella utbredningsområden I detta appendix presenteras simulerade, klimatdrivna förändringar av utbredningen för arter av kärlväxter, fjärilar, grod- och kräldjur. Modellerna baseras endast på klimatet. Andra faktorer som begränsar utbredningen hos arter har inte beaktats, som exempelvis markanvändning, jordart, värdväxter, djur (särskilda myrarter som är viktiga för några fjärilar) och förmåga att sprida sig i takt med klimatförändringarna. Kartorna ska därför inte ses som förutsägelser om arternas framtida utbredning. Kartorna visar istället vilka områden som i framtiden kommer att hysa ett lämpligt klimat för arterna med utgångspunkt från deras nuvarande utbredning. Simuleringarna antyder att de flesta av de arter som undersökts kan komma att gynnas av klimatförändringarna i Sverige. För många arter är den ökade arealen med lämpligt klimat (bruna områden i kartorna), mycket större än den befintliga (orange) och förlorade (grått) arealen. För några arter, främst alpina och arktiska arter, visar dock simuleringarna att arealerna med lämpligt klimat kan komma att krympa avsevärt. Några andra arter kan komma att försvinna från vissa regioner (till exempel sydligaste Sverige) på grund av klimatförändringarna. 37

50 10.1 Herptiler Strandpadda 38 39

51 Grönfläckig padda 39

52 Lökgroda 40 41

53 Långbensgroda 41

54 Större vattensalamander 42 43

55 Lövgroda 43

56 Klockgroda 44 45

57 10.2 Växter Jättefräken 45

58 Dvärglåsbräken 46 47

59 Nordlåsbräken 47

60 Topplåsbräken 48 49

61 Vresalm 49

62 Väggört 50 51

63 Hålrot 51

64 Dikesskräppa 52 53

65 Stinkmålla 53

66 Gatmålla 54 55

67 Skrednarv 55

68 Spädnarv 56 57

69 Sandnörel 57

70 Fågelarv 58 59

71 Raggarv 59

72 Fältnarv 60 61

73 Klätt 61

74 Klippnejlika 62 63

75 Hylsnejlika 63

76 Sandnejlika 64 65

77 Praktnejlika 65

78 Knippnejlika 66 67

79 Äkta stormhatt 67

80 Mosippa 68 69

81 Åkerranunkel 69

82 Gotlandsranunkel 70 71

83 Fjällvallmo 71

84 Fjällkrassing 72 73

85 Strandbräsma 73

86 Grådådra 74 75

87 Kråkkrassing 75

88 10.3 Fjärilar Backvisslare 76 77

89 Mnemosynefjäril 77

90 Grönfläckig vitfjäril 78 79

91 Violett guldvinge 79

92 Fetörtsblåvinge 80 81

93 Svartfläckig blåvinge 81

94 Alkonblåvinge 82 83

95 Kronärtsblåvinge 83

96 Turkos blåvinge 84 85

97 Gullvivefjäril 85

98 Väddnätfjäril 86 87

99 11 Appendix B, Infrastrukturer 11.1 Bakgrund och metodik Vägkanter kan fungera som biotoper för odlingslandskapets arter, dels som komplement till gräsmarkerna, dels som spridningsvägar. Vägkanters funktion som spridningsväg kan bli extra betydelsefull i och med förväntade klimatförändringar. För att vägkanten ska kunna ha denna funktion krävs att arter kan nyttja vägkanten som livsmiljö, antingen under hela sin livscykel eller under spridning. Här analyseras infrastrukturens biotopers funktion som livsmiljö för 63 rödlistade arter. Arterna ingår i åtgärdsprogram för hotade arter. Inom åtgärdsprogrammen har tillgänglig kunskap om respektive art sammanfattats i ett bevarandesammanhang. Denna kunskap kan användas för att bedöma exempelvis vägkanternas betydelse. Programmen har lästs in i samband med ett projekt beställt av Naturvårdsverket medan analysen av vägkanternas betydelse har genomförts inom detta projekt samt inom programmet TRIEKOL vid Centrum för biologisk mångfald. Data från åtgärdsprogrammen har kompletterats med information från Artdatabankens databaser BIUS och Artfakta Resultat och diskussion Infrastrukturens biotoper har betydelse för hotade arter Analysen av arter som omfattas av åtgärdsprogram visade att vägrenar, skjutfält, täkter och liknande människoskapade miljöer hör till de allra viktigaste biotoperna för dessa hotade arter (tabell 1). Även för rödlistade arter i stort är infrastrukturens biotoper viktiga och väl jämförbara med mer traditionella biotoper i jordbrukslandskapet (figur 1 och 2). Dessa siffror visar att man i naturvårdssammanhang troligen har underskattat betydelsen av infrastrukturens biotoper. På samma sätt har man underskattat hur allvarlig situationen är i arternas ursprungliga biotoper i odlingslandskapet. För många rödlistade arter fungerar infrastrukturbiotoperna som komplement till andra biotoper. För vissa arter är de i dag till och med huvudbiotop (figur 3). Exempel på det är smällvedel i vägkanter och väddnätfjäril i kraftledningsgator. Tabell 1. Biotoper för hotade arter (63 arter från 36 åtgärdsprogram), sorterade efter betydelse (antal program). Biotop Antal arter Antal program Torr sandig buskrik betesmark (eller f.d.) med svagt eller varierat bete Aktiv eller f.d. grus- eller lertäkt Vägren, vägslänt, bangård Motorbana, skjutfält 18 7 Betad eller f.d. betad alvarmark med glest buskskikt, vätar och grusryggar 12 7 Hårdvallsäng, änge (eller f.d.)

100 Biotop Antal arter Antal program Slåttrad, betad eller f.d. hävdad kalkfuktäng, sidvallsäng, rikkärr 8 5 Relativt öppen frisk/fuktig betesmark (eller f.d.) 7 5 Industri, fyllnadsmassor etc 7 5 Hävdad eller f.d. slåttermad el. havsstrandäng 6 5 Kraftledningsgata 5 4 Aktivt dynfält, dynnära betesmark (eller f.d.) 4 4 Hygge, f.ra. på kalkrik mark 4 4 Sandig ljung/ginsthed 15 3 Backafall 4 3 Sandstäpp, betad eller f.d. betad 5 2 Betad eller f.d. betad fukthed, myrkant etc 3 2 Kustnära betesmark med hällar (eller f.d.) 2 2 Betad eller f.d. betad träd-buskmosaik/, gles skog etc 2 2 Tidvis översvämmad strand 2 2 Åkerren, vändteg 2 2 Skogsbilväg, körväg 2 2 Blomrika, torra, sandiga slänter och skärningar i tätort 2 2 Trädgård, tomt 2 2 Badplats 2 2 Brandfält 2 1 Kalktallskog/trädalvar, betad eller f.d. betad 1 1 Rasthage häst 1 1 Dike 1 1 Vall för höproduktion 1 1 Sandig trädesåker 1 1 Tallhed på sand 1 1 Erosionsslänt, brink 1 1 Blockmark, brant 1 1 Skidbacke

101 Figur 1 Antal rödlistade arter i olika biotoper i jordbrukslandskapet enligt Artdatabankens databas BIUS. Infrastrukturens biotoper och liknande visas som blå staplar, övriga som orange. Figur 2 Antal arter i olika grupper av rödlistade arter som utnyttjar väg- och järnvägsmiljöer respektive grus- och sandtäkter enligt Artdatabankens BIUS 89

102 Figur 3 Antal arter i olika grupper av rödlistade arter som utnyttjar väg- och järnvägsmiljöer som huvudbiotop resp. komplementbiotop. Källa: Artdatabankens databas Artfakta. Det finns arter som med stor sannolikhet hade varit rödlistade om de inte hittat en biotop i vägkanter och liknande miljöer. Ett exempel är ängsgentiana som nästan har försvunnit från sina ursprungliga slåtter- och betesmarker. Istället har den blivit vanlig längs vägar, skogsbilvägar och kraftledningsgator i vissa kalktrakter Infrastrukturernas biotoper behöver skötas Eftersom infrastrukturens biotoper är viktiga för hotade arter blir också biotopernas skötsel en angelägenhet för arbetet med att bevara odlingslandskapets arter. I tabell 2 har de viktigaste åtgärderna och hoten i infrastrukturens biotoper sammanfattats, huvudsakligen baserat på genomgången av de 36 åtgärdsprogrammen för hotade arter. Bland de fyra viktigaste åtgärderna för hotade arter i odlingslandskapet hittar man att undvika skogsplantering och att undvika fullständig utplaning vid efterbehandling av täkter. På så sätt bibehålls en solig, örtrik och sandig miljö lämplig för många växter och insekter. Denna åtgärd skulle gynna omkring en tredjedel av de 63 arterna. Genom igenväxning av åsmiljöer där hävden upphört har arterna successivt trängts tillbaka till täkten. När täkten efterbehandlas på traditionellt sätt försvinner arterna. På sikt behövs åtgärder för att hålla den gamla täktmiljön öppen, något som även gäller långa sandiga vägslänter. En viktig åtgärd är sen slåtter av vägkanter vilket gynnar blomning och fröproduktion. Det är lika viktigt är att torra vägkanter, vägslänter och järnvägsmiljöer inte slås varje år. På mer produktiva vägkanter hämmas krävande arter av att den slagna vegetationen ligger kvar efter slåttern. Torrare väg- och järnvägsmiljöer är däremot så lågproduktiva att det inte blir något större problem med kvarliggande förna. I dessa miljöer är det för hård eller frekvent slåtter som är ett större problem. Det är vid anläggningsarbeten som det avgörs om värdefulla miljöer kommer att skapas. Fin sand som ytmaterial, solexponering, buskmosaiker, örtrikedom och inhemska växter är faktorer som skapar värdefulla biotoper i exempelvis vägslänter och andra urbana miljöer. Omvänt är det oftast förödande med grovt eller lerigt täckmaterial, plantering av träd eller täckande buskar, samt insådd med gräsfrö. Insådd av arter som inte är inhemska bör helt undvikas och man bör istället använda sig av lokalt frömaterial