MILJÖTILLSTÅNDET HOS SKYDDADE STRANDÄNGAR LÄNGS HALLANDSKUSTEN

INSTITUTIONEN FÖR BIOLOGI OCH MILJÖVETENSKAP MILJÖTILLSTÅNDET HOS SKYDDADE STRANDÄNGAR LÄNGS HALLANDSKUSTEN Med fokus på diversitet av kärlväxter och häckande fåglar Annika Englund Karlsson Uppsats för avläggande av naturvetenskaplig kandidatexamen med huvudområdet Biologi BIO602, Examenskurs i biologi, 15 hp Grundnivå Termin/år: VT 2017 Handledare: Donald Blomqvist, Institutionen för biologi och miljövetenskap Extern handledare: Lars-Åke Flodin, Länsstyrelse i Hallands län Examinator: Thomas Appelqvist, Institutionen för biologi och miljövetenskap

Bildkälla: Trift, Armeria maritima. Hans Hillewaert / CC BY-SA 4.0

Innehållsförteckning Sammanfattning... 2 Abstract... 3 Introduktion... 4 Syfte och frågeställningar... 5 Metod och material... 6 Naturtyper och indikatorer... 6 Strandängar... 6 Indikatorer och yttre faktorer... 6 Fältinventering... 7 Vegetation... 7 Häckande fågelpar... 8 Databearbetning... 9 Databehandlingsprogram... 9 Vegetationshöjd och hävdnivå... 9 Flikighet... 10 Exponering till havet... 11 Statistiska analyser... 11 Resultat... 12 Vegetation... 12 Statistiska tester... 13 Häckande fågelpar... 15 Statistiska tester... 16 Diskussion... 17 Slutsats... 21 Referenser... 23 Appendix A. Sammanställning av vegetationsindikatorerna... 25 Appendix B. Sammanställning av de häckande fågelparen... 26 Appendix C. Karta över de inventerade områdena längs Hallandskusten... 27 Appendix D. Lista över typiska och negativa arter... 28 Appendix E. Strandängarnas exponeringsgrad... 31 1

Sammanfattning Tre olika strandängshabitats miljötillstånd undersöktes genom statistiska analyser av ett flertal indikatorer, vilka var typiska och negativa arter, vegetationshöjd, hävdnivå och häckande fågelpar samt tre yttre faktorer, avstånd, flikighet och exponeringsgrad. Fältinventeringen av de indikatorer som använts utfördes av Länsstyrelsen i Hallands län, genom stickprov för flora och vegetation samt förenklad revirkartering för de häckande fågelparen. De statistiska analyserna och övrig data togs fram med ArcGIS samt SPSS. De tre habitaten har nära kontakt med varandra, där glasörtsstrandängarna ligger närmast havet för att efterföljas av de salta strandängarna och innan trädgränsen hittas fuktängarna. Resultatet för glasörtsstrandängarna visade att tätheten av de typiska arterna låg under den nationella medelnivån, emellertid var vegetationshöjden under gränsvärdet. Det kunde ses signifikant positiva samband för både typiska och negativa arter med vegetationshöjden, vilket indikerar att gränsvärdet för vegetationshöjden är satt för lågt. Habitatets exponeringsgrad till havet visade att negativa arter skiljdes signifikant mellan dem, där öppen exponering hade högst täthet. De salta strandängarna låg i nivå med den nationella medeltätheten för typiska arter, dock låg merparten av vegetationsvärdena över gränsvärdet. Här kunde ett signifikant negativt samband ses mellan typiska och negativa arter. Mellan negativa arter och vegetationshöjden fanns ett signifikant positivt samband som indikerar att gränsvärdet för vegetationshöjd bör följas för att undvika förlust av typiska arter. Exponeringsgrad till havet visade på en signifikant skillnad för både typiska och negativa arter. Fuktängarna visade en bättre status för tätheten av typiska arter som låg över den nationella nivån, dock låg alla vegetationsvärden över rekommenderat gränsvärde. Då det fanns ett signifikant positivt samband mellan negativa arter och vegetationshöjd är det viktigt att gränsvärdet följs. Även fuktängar påverkades av exponeringsgrad till havet. De häckande fågelparen analyserades också efter skillnader och samband med indikatorerna och de yttre faktorerna. Det gick endast att utläsa ett signifikant samband mellan fågellokalernas täthet av andfågelpar och avstånd mellan dem. Fågellokalerna inventerades under två år emedan de olika strandängarna inventerades under en längre tidsperiod. Detta ledde till att endast ett fåtal områden kunde användas vid analys vilket troligtvis gav ett missvisande resultat. Det finns en variation mellan områdenas miljöstatus för alla tre strandängshabitaten, men överlag är den inte tillfredställande och handlingsplaner bör utformas för vissa områden. Nyckelord: miljötillstånd, strandängar, typiska och negativa arter, vegetationshöjd, häckande fågelpar 2

Abstract The environmental status for three different types of wet meadow have been statistical analysis by using five indicators (typical and negative species, vegetation height, level of maintenance and breeding birds), and three external factors (distance between areas, perimeter line index and degree of exposure to the sea). The field inventory were carried out by the County Administrative Board of Halland, by grid sampling of flora and vegetation as well as simplified territory mapping of breeding birds. The statistical analyzes and other data were developed with ArcGIS and SPSS. The three habitats is closely connected to each other, where the first one, salicornia and other annual colonizing mud and sand, is placed closest to the ocean to be followed by the salt meadows and before the tree line the, molinia meadows on calcareous, peary or clayey-siltladen soils. The result from the first type of wet meadow showed that the density of the typical species were below the national average level, however, the vegetation height were below the limit. There were a significant positive correlations for both typical and negative species with vegetation height, indicating that the limit of vegetation height is set too low. For the external factor, exposure to the sea, the negative species showed a significant difference with highest density at open exposure. The salt meadows were in line with the national average density of typical species, however, most of the vegetation values were above the threshold. There were a significant negative correlation between typical and negative species, and between negative species and vegetation height there was a significant positive correlation, indicating that the limit value for vegetation height should be followed to avoid loss of typical species. Degree of exposure to the sea showed a significant difference for both typical and negative species. The third type of wet meadows showed a better density status for the typical species, which were above the national level. However, all vegetation values were over the recommended limit and there was a significant positive correlation between negative species and vegetation height, which makes it important to withhold the maximum limit. Also this type of wet meadows were affected by the degree of exposure to the sea. The breeding bird were also analyzed for differences and correlations with the indicators and the external factors. From all the analysis, only a significant difference between the density of Anseriformes and distance between breeding locations could be seen. The breeding birds were only surveyed for two years while the various meadows were inventoried for an extended period of time. Because of this only a few areas could be used for analysis, which probably gave a misleading result. The environmental status vary between the inventoried locations for all three meadow habitats, but overall the result is not to satisfactory and action plans should be drawn up for certain areas. Keywords: environmental status, wet meadows, typical and negative species, vegetation height, breeding birds 3

Introduktion Genom tiderna har strandängen haft en viktig funktion för människan, som betesmark och källa till vinterfoder för gårdens djur, men också som en näringskälla för jordbruket genom tångtäkt (Svensson, 1998; Sundseth, 2008). Detta har lett till en sammansättning av växter som är beroende av en fortgående hävd/skötsel för att överleva och frodas (Sundseth, 2008). Många tidigare hävdade ängar har under 1900-talet tagits ur bruk eftersom jordbruket successivt förändrades, vilket har lett till igenväxning och förlust av den flora och fauna som gynnats av hävd (Svensson, 1998; Sundseth, 2008). Vissa ingrepp som dränering har skadat denna typ av habitat på ett sätt som gör det svårt att återställa, eftersom marken har ändrat karaktär och inte längre kan binda vatten lika effektivt (Kahlert et al., 2007). Resultaten från restaurerade våtmarker beror på tidigare markanvändning, där jordbruksmark tycks vara bland de mer svårrestaurerade, vilket visar på komplexiteten hos våtmarker (Kahlert et al., 2007; Spencer & Harvey, 2012). Med detta i åtanke blir bevarandet av de kvarvarande strandängarna allt viktigare och ett av de större hoten mot strandängar är ändrad markanvändning. Efterkrigstidens Europa genomgick omfattande förändringar i markanvändning då bönder uppmanades till effektiviseringar av jordbruket som svar på den matbrist som rådde (SCB, 2013; Sundseth, 2008). Resultatet blev stora monokulturer drivna av ett fåtal lantbrukare, vilket medförde en ökad urbanisering då arbetstillfällena minskade i de rurala områdena (SCB, 2013). Effektiviseringsprocessen vållade stora förluster av habitat och av arter eftersom den inte lämnade mycket utrymme för mångfald (Sundseth, 2008). Användandet av bekämpningsmedel i dessa storskaliga jordbruk var ett sätt att öka avkastningen, men efterhand hördes larmklockorna i form av bl.a. Rachel Carsons, Tyst vår, som utkom år 1962. Hon varnade för de effekter som användandet av bekämpningsmedel hade på bl.a. fågellivet. De visade sig att ansamlandet av DDT (DiklorDifenylTrikloretan) i kroppen försvagade äggskalet kring embryot, som ofta inte tålde de yttre påfrestningarna och krossades (Carson, 1962). De alltfler antropogena effekter som efter hand uppmärksammades stakade ut vägen för beslut som ledde fram till att bl.a. fågeldirektivet antogs år 1979 av dåvarande EG-medlemmar (Bird directive 79/409/EEC). Syftet var att skydda Europas fågelarter och idag omfattas 500 vilda arter i någon form av direktivet (European Commission, Wild birds, 2016). 13 år senare antogs art- och habitatdirektivet år 1992 till syfte att skydda livsmiljöer och dess flora och fauna (Habitat directive 92/43/EEG). Med det lanserades även Natura 2000 nätverket vars syfte var att binda ihop Europas skyddsvärda habitat (Sundseth, 2008). Ca 18 % av Europas landareal ingår nu i Natura 2000 nätverket och i Sverige finns det drygt 4000 sådana områden, som täcker upp en omfattande diversitet av naturtyper (European Commission, Natura 2000. 2016; Engström, 2016). I ett led att kvalitetssäkra naturvårdsarbetet i Sverige och uppfylla kriterierna i fågeldirektivet och art-och habitatdirektivet har Naturvårdsverket satt upp riktlinjer om obligatorisk uppföljning av tillståndet i skyddade områden, som nationalparker, naturreservat och Natura 2000-områden (Haglund, 2010). Detta ansvar ligger hos Sveriges länsstyrelser och arbetet har pågått under en längre tid. Uppföljningen utgår från naturtyp och kriterierna för dessa finns klassificerade i art- och habitatdirektivet bilaga 1 (Habitat directive 92/43/EEG). Länsstyrelse i Hallands län har inventerat gräsmarker som omfattade bl.a. följande naturtyper, leroch sandsediment med glasört och andra annueller (glasörtsstrandängar), salta strandängar och fuktängar med blåtåtel eller starr. Ett flertal olika målindikatorer, som typiska arter, negativa arter, vegetationshöjd samt häckande fågelpar, användes vid inventering av strandängarna (Haglund, 4

2010). De indikatorer som användes för att undersöka miljötillståndet har valts ut för att de har en specifik koppling till den naturtypen. Länsstyrelse i Hallands län planerar att detta arbete ska upprepas var sjätte år (vegetationshöjd) respektive var tolfte år (typiska arter), vilket ska leda till en bättre skötsel av områdena och med det en ökad artdiversitet. Syfte och frågeställningar Syftet med detta arbete är att undersöka miljötillståndet hos skyddade strandängar i Hallands län, genom att analysera samband och skillnader i diversitet hos: Flora, uttryckt i antal eller täthet av typiska och negativa kärlväxter (hädanefter skrivs arter), vegetationshöjd (cm) och hävdnivå-index Fauna, häckande fågelpar (antal eller täthet) Även hur yttre faktorer, som flikighet, avstånd och exponeringsgrad, påverkar diversitet av flora och fauna ska undersökas. Genom att studera de utvalda indikatorerna och de yttre faktorerna kan strandängarnas miljötillstånd analyseras med hjälp av dessa frågeställningar. Negativa arters syfte är att indikera en tillbakagång av typiska arter och med det ett försämrat miljötillstånd, det omvända är en indikation på ett välmående miljötillstånd. Finns det ett sådant samband mellan typiska och negativa arter som växer på skyddade strandängar? Föreligger det en skillnad mellan de olika naturtyperna, glasörtsstrandängar, salta strandängar och fuktängar? Påverkas mångfalden av typiska och negativa arter med mångfalden av häckande fågelpar? En annan indikator är vegetationshöjden som visar vilken intensitet av hävd/skötsel som stödjer ett välmående miljötillstånd, vilket innebär en hög täthet av typiska arter samt gynnsamma förhållanden för häckande fågelpar. Finns det ett samband mellan hävd/skötsel, i form av vegetationshöjd (cm) eller index för hävdnivå, och typiska arter, negativa arter eller häckande fågelpar? Det finns olika yttre faktorer som kan påverka de indikatorer som används för att mäta miljötillståndet. I detta arbeta kommer tre sådana faktorer att undersökas, exponeringsgrad till hav, avstånd mellan områden och ett områdes flikighet. Så frågan är finns det en skillnad mellan olika exponeringsgrader och de utvalda indikatorerna mellan olika naturtyper? Och, finns det något samband mellan flikighet eller avstånd med häckande fågelpar? 5

Metod och material Kapitlet är indelat i tre delar, först en beskrivning av naturtyperna samt de indikatorer och yttre faktorer som använts, därefter fältinventeringar och sist databearbetning. Litteratur har sökts på Web of Science, Google Scholar, Naturvårdsverket.se, Länsstyrelsen i Hallands län (hemsida), European Commission och bibliotekskatalogen GUNDA. Naturtyper och indikatorer Från Vallda i norr till Grimsholmen i söder inventerades 25 fågellokaler (appendix B & C), och 14 av dessa områden ingick även i uppföljningen av gräsmarker. (appendix A & C). I dessa inventerades typiska och negativa arter, vegetationshöjden och häckande fågelpar. Vegetationsinventeringarna pågick mellan år 2011 och år 2015, medan alla fågellokaler förutom Landa inventerades 2012, Landa inventerades ett år senare. Strandängar Tre stycken olika strandängar ingick i uppföljningsarbetet, vilka var ler-och sandsediment med glasört och andra annueller, glasörtsstrandäng, (EU-kod: 1310), salta strandängar (EU-kod: 1330) och fuktängar med blåtåtel eller starr (EU-kod: 6410) (Haglund & Vik, 2010). Glasörtsstrandängar: Denna naturtyp är periodvis översvämmad av havsvatten och de vanligaste kärlväxterna är glasört och andra annueller eller gräs. Ofta förekommer skonor eller saltbrännor som skapas i fördjupningar där havsvatten avdunstar. (Naturvårdsverket, 2011b) Salta strandängar: Naturtypen börjar vid medelvattenståndet och påverkas av vattenståndväxlingar med en salinitetnivå runt 15 promille. Den flora och fauna som finns där har anpassat sig efter den höga saltnivån och den rådande hävdstatusen. Det är en helt öppen miljö, dock kan enstaka buska och träd finnas. Salta strandängar är viktiga lokaler för häckande fåglar som vadare. Även här kan skonor förekomma. (Naturvårdsverket, 2011c) Fuktängar: Ligger nedanför trädgränsen och är hävdpräglad med blåtåtel eller starr. Den är vanlig in hela Sverige och påverkas starkt av marksammansättning och geografisk position. Den här naturtypen är beroende av någon form av hävd, annars växer den snabbt igen. Liksom salta strandängar är det en betydelsefull fågellokal. (Naturvårdsverket 2011a) Indikatorer och yttre faktorer Fem stycken indikatorer har använts för att analysera strandängarnas miljötillstånd. Dessa är typiska och negativa arter, vegetationshöjd, hävdnivå samt häckande fågelpar. Utöver detta har ett flertal yttre faktorer, som flikighet, exponeringsgrad och avstånd, också använts för att analysera data. Nedan beskrivs dessa mer ingående. Begreppet typiska arter (kärlväxter) är i art- och habitatdirektivet en koppling till dess definition av gynnsam bevarelsestatus. Arten ska dock vara väl förbunden med naturtypen, dess livsmiljökvalitet och den ska reagera på specifika förändringar som kan övervakas. Arten ska även vara ovanlig men inte så ovanlig att den blir svår att finna i naturtypen. (Haglund & Vik, 2010). Lista över de olika strandängarnas typiska arter kan ses i appendix D. Negativa arter är storvuxna och gynnas av svag hävd eller näringsrika förhållanden, vilket medför en snabb spridning av dem (appendix D) (Haglund & Vik, 2010). 6

Vegetationshöjd är ett mått som med enkla medel beskriver ett områdes struktur, se mer nedan under fältinventering: vegetation samt databearbetning. Hävdnivå är också ett mått på vegetationens struktur, men bedömningen är subjektiv och omfattar även vilken form av markbearbetning som använts, se mer under databearbetning. De häckande fåglarna som ingår i denna studie omfattas av de två olika ordningarna, andfåglar, Anseriformes, och vadarfåglar, Charadriiformes (appendix B). Den senare delas in i två underordningar, vadare och måsfåglar. Även fåglar indelas i typiska arter, vilka är listade i appendix D, men i detta arbete avser typiska arter endast kärlväxter. Flikighetstalet beskriver hur ett område avviker från en perfekt cirkel, där index 1 är en perfekt cirkel (Arnow, 1982). Ju högre flikighetstalet är desto fler mikrohabitat är möjliga och med det en förmodad ökad diversitet av arter (Arnow, 1982; Rygne, 2008). Indexet har traditionellt använts på sjöar, shoreline development index, men används idag på många olika naturtyper som ängar, åkermarker, våtmarker m.fl. (Rygne, 2008). Mer information nedan under flikighet. Öppna områden är generellt mer utsatta för vind och hårt väder än skyddade, vilket skulle kunna ha en inverkan på dess biodiversitet (Bogren, et al., 2009). Detta medför att strandängarnas placering i förhållande till havet kan ha betydelse för den biologiska utvecklingen. Vissa ligger helt öppna mot havet och andra områden har skyddande barriärer i form av skär m.m. Därför kan det vara av intresse att undersöka om det finns en statistisk skillnad mellan olika exponeringsgrader för de olika strandängstyperna och indikatorerna (typiska och negativa arter samt häckande fågelpar). Se mer under, exponering till havet. Avståndet mellan de 25 fågellokaler som inventerats varierar, vilket skulle kunna ha en inverkan på spridningen mellan olika grupper av häckande fågelpar. Med ArcGIS har avstånden uppmätts, se under databehandlingsprogram. Fältinventering Avsnittet har delats in i två delar, vegetation och häckande fågelpar. Vegetation Innan inventering i fält kunde utföras behövdes naturtypernas geografiska utsträckning på kartmaterial bestämmas genom att utgå från naturtypskriterierna som beskrivs i art- och habitatdirektivet bilaga 1 (Habitat directive 92/43/EEG). Vid inventeringsarbetet togs stickprov med en gridmetod, vilket innebar att provpunkterna fördelades systematiskt längs ett linjesystem (Haglund & Vik, 2010). Enligt Naturvårdsverkets riktlinjer bör minst 50 provpunkter tas per område för att få ett statistiskt säkert resultat, dock bör det dubbla tas i områden större än 10 ha. Dessa stakades ut med hjälp av Global Positioning System (GPS), och X- och Y-koordinaten (SWEREF 99) för varje punkt registrerades tillsammans med de data som erhölls (Haglund & Vik, 2010). Vid varje provpunkt placerades en provruta på 0,5 0,5 m (0,25 m 2 ) och under en minut räknades alla typiska och negativa arter (Haglund & Vik, 2010). Om en av det förutbestämda provpunkterna visas ligga utanför naturtypen eller på gränsen flyttades den inte, utan noterades endast i fältprotokollet (Haglund & Vik, 2010). 7

Typiska och negativa arter presenteras i antal per provyta (0,25 m 2 ) som beskriver ett områdes täthet av indikator, eftersom detta rekommenderas i Naturvårdsverkets uppföljningsmanual (Haglund & Vik, 2010). Vegetationshöjden mättes först efter vegetationssäsongen och då främst i samma provpunkter, med en så kallad gräsmätare (Haglund & Vik, 2010). Det var en styv platta 30 30 cm som kopplades till en avståndsgraderad stav (Haglund & Vik, 2010). Vid avläsning rundas värdet upp till närmsta heltal (Haglund & Vik, 2010). XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XY XYXY XY XY XY XY XY XY XY XY Figur 1: En bild från GIS på Grimsholmen. De orangea områdena är fuktängar och de blå romberna symboliserar de provpunkter som ingick i stickprovet. De lila områdena med ljus blå prickar visar salta strandängar. Källa: grundkartan Lantmäteriet. XY XY XY XY XY Häckande fågelpar All data som använts är från rapporten, övervakning av häckande fåglar på havsstrandängar i Halland 2012, (Flodin 2015, appendix B). Vid inventeringen av häckande fågelpar användes en förenklad revirkarteringsmetod, men även räkning av bon utfördes (Flodin et al., 2008; Naturvårdsverket 2012; Blank, 2010). Metoden används om ett områdes areal är liten, då kraven på precision förmodligen är större och inventeringen antas göra kopplingar mellan naturtyp och fågelförekomst (Naturvårdsverket 2012). Tre inventeringsbesök utfördes från mitten av april till mitten av juni (Flodin et al., 2008). För varje lokal registrerades antalet fågelpar för svanar, andfåglar, vadare, måsfåglar och gulärla (Flodin et al., 2008). 8

Databearbetning Alla test är utförda med SI-enheter, även om andra enheter visas i grafer (km, ha, per provyta, m.m.). Databehandlingsprogram Utöver Microsoft Office har två specialinriktade programvaror använts, ESRI ArcGIS 10 och IBM SPSS Statistics 24. Dessa har använts för att bearbeta och analysera de data som erhållits i fält. ESRI ArcGIS 10 är ett geografiskt informationssystem (GIS) som kan användas för många olika former av databearbetning (esri.se). I detta arbete har ArcGIS först och främst använts till att lagra den information som samlats in vid fältinventeringarna. Varje provpunkts X- och Y-koordinat (SWEREF 99) har registrerats tillsamman med data om typiska och negativa arter, vegetationshöjd samt övrig informativ data som datum, naturtyp, inventerare m.m. Koordinaten för naturtypernas yttre gräns registrerades också. Data från provpunkterna och naturtypsgränserna lagrades i shapefiles, vilka sedan använts för att projiceras informationen på ett kartunderlag i ArcMap för vidare bearbetning och analysering (esri.se). Fågellokalernas area och omkrets togs fram genom beräkningar i ArcMap, vilka sedan användes för att beräkna flikighetstalen (se under flikighet). Avståndet mellan de olika lokalerna mättes också upp, genom att först approximera varje lokals mittpunkt och därefter mäta avståndet till de närliggande lokalerna. Varje lokal tilldelades ett värde för medelavståndet mellan de närmst liggande lokalerna. IBM SPSS Statistics 24 är ett statistiskt analysprogram och alla beräkningar och analyser har utfördes med detta program. Vegetationshöjd och hävdnivå Vid bedömning av vegetationshöjdsstatus rekommenderar Naturvårdsverket denna indelning: glasörtsstrandäng <2,5 cm, salta strandängar <4 cm och fuktängar <6 cm, där värden som överstiger innebär en försämring av miljöstatus (Haglund & Vik, 2010). Hävd/skötsel status för fågellokaler bedömdes subjektivt utifrån en fyrgradig skala, (tabell 1) (Haglund & Vik, 2010; Flodin, 2015). Bedömningen av hävd/skötsel status utfördes samtidigt som inventering av häckande fågelpar utfördes (Flodin, 2015). Tabell 1: Bedömningskriterier för hävd/skötsel-status. En förenklad beskrivning, för mer detaljer se Haglund & Vik, 2010; Flodin, 2015. 1. Välhävdat Slås och betas väl. Inga vegetationsbarriärer. 2. Måttlig hävd Slås och betas måttligt. Busksnår har börjat växa till. 3. Svag hävd Fjolårsgräset täcker stora delar. Höga vegetationsbarriärer. 4. Hävd saknas Området är täckt av fjolårsgräs. Träd och buskar expanderar. Överväxt vattenzon. 9

Flikighet Ett områdes flikighet kan beräknas genom att dela värdet på ett områdes omkrets med en cirkels omkrets för samma area, vilket då ger ett s.k. flikighetstal. Nedan beskrivs två olika förenklingar av den ekvationen. Mer ingående information om flikighet kan ses ovan under, indikatorer och yttre faktorer. I ArcMap konstruerades en shape-file där varje fågellokal utgjorde en polygon, vilka gav information om area och omkrets. Utifrån denna information kan ett områdes flikighet beräknas med följande ekvation. Areacirkel (A) = πr 2 Omkretscirkel (Oc) = 2πr Flikighetstal (f) = Områdets omkrets, L, (m) Cirkelomkrets (m) (samma area ska användas) (Arnow, 1982) För att kunna omvandla det utvalda områdets omkrets till en cirkels omkrets behövs arean för detta område. Med hjälp av geometriska formler (Ekbom et al., 2000) för cirkeln kan den erhållna arean omvandlas till en cirkelomkrets. Vid omvandlandet ska arean antas vara cirkelns area. Ekvationen kan förenklas på två olika sätt. Med den första förenklingen kan den erhållna arean direkt läggas in i nämnaren (Arnow, 1982). Förenkling 1: L1 = omkrets (m) A1 = area (m 2 ) Flikighetstal (f 1 ) = L 1 (2 π A 1 ) (Arnow, 1982) Storleken på områden som används för att beräkna flikigheten är oftast omfattande, vilket medför att arean oftast uttrycks i hektar (ha). Då den första förenklingen utförd av Arnow, 1982 kräver SIenheter har en mer lättarbetad version tagits fram och finns beskriven i statens jordbruksverks författningssamling: föreskrifter om miljöstöd (SJVFS 2000:101). Detta underlättar beräkning av flikighetstalet, vilket krävdes i SJVFS 2000:101 för att få söka bidrag från EU. Områdets omkrets (L) uttrycks i 100-tal meter och arean i ha. Förenkling 2: Flikighetstal (f 2 ) = L 2 A 2 (SJVFS 2000:101) L2 = omkrets (100-tal m) A2 = area (ha) Resultatet från beräkningar med Arnows förenkling (1) och Jordbruksverkets förenkling (2) blir inte lika, utan värdet blir högre med version 2, dock är metoderna perfekt korrelerade (r = 1 och n = 25). Detta innebär att båda metoderna är likvärdiga, men det är viktigt att klargöra vilken formel som använts eftersom värdena för samma omkrets och area skiljer sig åt. I detta arbete har Arnows, 1982, förenkling använts. 10

Exponering till havet Exponering till havet har delats i tre kategorier, öppen, sluten och delvis (tabell 2). Kriteriet för öppen är som det indikerar inga hinder mellan hav och område. Ett slutet område är skyddad mot direkt påverkan av vind och hårt väder från havet. Den tredje kategorin som kallas delvis är en blandning mellan de två olika typerna. Indelningen av områdena är listade i appendix E. Tabell 2: En beskrivning av de kriterier som använts vid indelning av områden utifrån exponeringsgrad. Tre kategorier ingår, öppen, sluten och delvis. Öppen Sluten Delvis Området vetter ut mot öppet hav utan skydd av fysiska barriärer som öar eller skär. Skydd i form av öar, skär eller inne i slutna vikar. Inne i Kungsbacka viken, men helt öppen mot vattnet. Områden som både har öppna delar och skyddade för samma naturtyp. Statistiska analyser De insamlade data om typiska och negativa arter, vegetationshöjd och häckande fågelpar omvandlades först till beskrivande statistik. Detta för att bl.a. avgöra vilka analyser som var lämpliga att använda, eftersom många metoder ställer specifika krav på data för att resultatet ska kunna anses statistiskt hållbart. För alla indikatorer och områden beräknades medelvärdet, varians, standardavvikelse (SD), standardfel (SE) och konfidensintervall (95 %). Dessutom kunde ett histogram samt en, Normal Q- Q plot, erhållas för att visuellt undersöka om data var normalfördelad, vilket även kunde utföras med ett statistiskt test, Tests of Normality av Kolmogorov-Smirnov och Shapiro-Wilk, där H0 = data är normalfördelad (Ennos, 2012; Wahlgren, 2009; IBM SPSS). Data som inte var normalfördelad transformerades med tiologaritmen (Log10), vilket fungerade ibland (Ennos, 2012). Om inte valdes tester som inte förutsätter normalfördelning. Vid analys av samband användes korrelation och valet av analysmetod beroende på om normalfördelning var ett rimligt antagande eller inte. Om så var fallet användes Pearsons korrelations koefficient (r), om inte så valdes istället Spearman rank (rs) korrelation (Ennos, 2012). För att undersöka skillnader användes one-way ANOVA, vars funktion är att undersöka efter skillnader mellan medelvärden (Ennos, 2012). Metoden förutsätter att data är normalfördelad och att varianserna är lika (Ennos, 2012). Den signifikansnivå som använts vid alla hypotesprövningar är p < 0,05. 11

Resultat Resultatet presenteras i två huvuddelar, vegetation och häckande fågelpar. Vegetation Först presenteras beskrivande statistik för typiska och negativa arter samt vegetationshöjd från glasörtsstrandängar, salta strandängar och fuktängar. Därefter de statistiska testen. Glasörtsstrandängarna omfattade sju stycken områden, där de två vanligaste typiska arterna var glasört, Salicornia europaea, och saltnarv, Spergularia salina, som båda återfanns i 6 av dem. Spridningen över det totala antalet provytor var 17,3 % (n = 220) för glasört och 11,8 % (n = 238) för saltnarv. Inga rödlistade arter hittades i de inventerade områdena. Negativa arter registrerades endast i fyra områden och den vanligaste av dem var havssäv, Schoenoplectus maritimus, som återfanns i alla fyra med en spridning av 4,7 % (n = 211). Det ingick 12 stycken salta strandängar, och den vanligaste typiska arten var gulkämpar, Plantago maritima, som påträffades i alla områdena med en total spridning över provytorna om 16 % (n = 633). Bland de negativa arterna var vanlig smörblomma, Ranunculus acris ssp. acris, den vanligaste arten, vilken påträffades i 9 av 12 områden med en spridning av 9,8 % (n = 530). Det hittades även tre stycken rödlistade arter (nära hotad, NT), dessa var smal käringtand, Lotus tenuis, rödsäv, Blysmus rufus och ängsstarr, Carex hostiana (ArtDatabanken, 2015). Den tredje naturtypen, fuktängar, utgjorde fyra stycken områden, där var den vanligaste typiska arten blodrot, Potentilla erecta. Den fanns i alla områdena och hade en spridning av 26 % (n = 226). Även här hittades tre stycken rödlistade arter, granspira, Pedicularis sylvatica (NT), rödsäv, Blysmus rufus (NT) och loppstarr, Carex pulicaris (sårbar, VU) (ArtDatabanken, 2015). Den vanligaste negativa arten var veketåg, Juncus effusus, och återfanns i alla fyra områdena. Vid jämförelse av medelvärdena för naturtyperna (figur 2) uteslöts två glasörtsstrandängar, eftersom antalet provpunkter var mycket lågt, vilket kan ge en missvisande bild. Glasörtsstrandängarna omfattade då fem stycken områden (n = 266) och medelvärdet för typiska arter var 0,43/provyta (SE: 0,106) och negativa arter 0,24 (SE: 0,19). För de 12 (n = 633) salta strandängar var medelvärdet för typiska arter 0,95 (SE: 0,169) och för negativa arter 0,31 (SE: 0,078). Fuktängarna fyra områden hade ett medelvärde för de typiska arterna som var 1,3 (SE: 0,52) och för negativa arter 0,66 (SE: 0,068). Utifrån de enskilda områdena (appendix A) hade glasörtsstrandängen i Vallda den högsta tätheten av typiska arter, 0,73 (n = 62), tätheten för negativa arter var mycket låg 0,02. Den salta strandängen som hade högst täthet av typiska arter låg vid Båtafjorden, 1,68 (n = 65), och den hade den tredje lägsta tätheten av negativa arter, 0,11. För de fyra fuktängarna var det den vid Grimsholmen som hade högst täthet av typiska arter, 2,73 (n = 60), vilket också var den högsta uppmätta tätheten av alla inventerade strandängar. Tätheten för negativa arter var den näst lägsta, 0,59. 12

Total täthet av typiska och negativa arter Figur 2:visualiserar den totala tätheten för typiska och negativa arter på de tre olika strandängstyperna, glasörtsstrandängar, salta strandängar och fuktängar. Resultatet visas i antal/provyta (0,25 m 2 ) och med standardfel (standard error, SE) Högst täthet för både typiska och negativa arter fanns på fuktängar (1,3 SE 0,52; 0,66 SE 0,068). Därefter hade salta strandängar högst täthet (0,95 SE 0,169; 0,31 SE 0,078). Lägst täthet hade glasörtsstrandängar (0,43 SE 0,106; 0,24 SE 0,19). Vegetationshöjden i de olika områdena jämfördes med de kriterier som rekommenderats i Naturvårdsverkets uppföljningsmanual (Haglund & Vik, 2010). Dessa ska ge en indikation på hur välhävdat ett område är. Resultatet kan ses i appendix A och visar att för glasörtsstrandängarna uppfyllde alla maxhöjdkriteriet (< 2,5 cm) för naturtypen. Till skillnad från fuktängar där inget av områdena med data uppfyllde kriteriet för maxhöjden (< 6 cm). Även för de salta strandängarna var resultatet dystert då endast 18 % av områdena låg under gränsvärdet (< 4 cm). Statistiska tester Samband mellan typiska och negativa arter För alla tre strandängstyperna undersöktes möjliga samband mellan typiska och negativa arter, genom att använda en korrelationsanalys. Resultatet visar att ett signifikant samband fanns mellan dem för salta strandängar (rs = -0,329, p = 0,000, n = 634) (figur 3a). En korrelationsanalys utfördes även mellan de 12 olika salta strandängarnas täthet för typiska och negativa arter, resultatet var även här signifikant (r = -0,656, p = 0,02 och n =12) (figur 3b) Salta strandängar: korrelation mellan typiska och negativa arter a) b) Figur 3a och b: (a) Visar sambandet mellan tätheten för typiska arter och negativa arter på salta strandängar. Sambandet var signifikant med en negativ lutning (rs = -0,329, p = 0,000 och n = 632), (b) jämför varje salt strandängs täthet av typiska och negativa arter med varandra (r = -0,656, p = 0,02 och n = 12) och ett starkt slutande signifikant samband kan ses. Det innebär att en minskning av negativa arter ger en ökning av typiska arter. 13

För de övriga två strandängstyperna, glasörtsstrandängarna och fuktängarna, visade analysen inget signifikant samband mellan typiska och negativa arter, (glasörtsstrandängar: rs = 0,111, p = 0,071 och n = 266) och (fuktängar: rs = 0,092, p = 0,166 och n = 226). Analys mellan vegetationshöjd och typiska eller negativ arter Vid korrelationsanalys mellan diversitet av typiska och negativa arter med vegetationshöjden hos glasörtsstrandängar visades ett signifikant samband mellan typiska arter och vegetationshöjden (rs = 0,511, p = 0,000 och n = 177). Resultatet visar ett positivt samband, vilket innebär att när vegetationshöjden ökar så ökar också antalet typiska arter. Det samma gäller för sambandet mellan negativa arter och vegetationshöjden som också var signifikant positivt (rs = 0,242, p = 0,001 och n = 177). De salta strandängarna visade inte något signifikant samband mellan typiska arter och vegetationshöjd (rs = - 0,085, p = 0,061 och n = 486), dock kan ett svagt negativt samband utläsas. Däremot kunde ett starkt signifikant positivt samband utläsas mellan de negativa arterna och vegetationshöjden (rs = 0,172, p = 0,000 och n = 486). Vilket även kunde ses mellan negativa arter och vegetationshöjden på fuktängar (rs = 0,240, p = 0,000 och n = 226). Fuktängarnas typiska arter hade ett signifikant negativt samband (rs = -0,146, p = 0,028 och n = 226) med vegetationshöjden. Skillnad mellan strandängarna De var också av intresse att undersöka skillnader mellan de tre olika strandängstypernas diversitet av typiska arter och negativa arter. Ett one-way ANOVA (Ennos, SPSS 24) test användes, och resultatet visade att det fanns en signifikant skillnad mellan naturtypernas olika medelvärden för typiska arter (F = 18,14, p = 0,000 och n = 1037), vilket var högst hos fuktängar (1,3). Likväl fanns det en signifikant skillnad mellan medelvärdena för de negativa arterna (F = 55,66, p = 0,000 och n = 1037), som även här var högst för fuktängar (0,66). Exponering till havet Varje strandängstyp undersöktes efter skillnader i diversitet av typiska och negativa arter mellan de olika exponeringsgraderna (öppen, sluten och delvis). Även här användes one-way ANOVA test vid skillnadsanalyserna. Resultaten visade att det fanns kopplingar mellan grad av exponering och medelvärde för typiska arter och negativa arter för alla tre strandängstyperna. Glasörtsstrandängarna visade en signifikant skillnad (F = 3,9, p = 0,021 och n = 266) i diversitet av negativa arter mellan de tre exponeringsgraderna, och högst medelvärde (0,08) hade strandängar med öppen exponering. Dock kunde ingen signifikant skillnad utläsas för typiska arter (F = 1,94, p = 0,147 och n = 266). Resultaten från de salta strandängarna visade att det fanns signifikanta skillnader i diversitet för både typiska och negativa arter (Typiska: F = 48,58, p = 0,000 och n = 626; Negativa: F = 19,46, p = 0,000 och n = 626) (figur 4). Medelvärdet (1,47) för de typiska arterna var högst i slutna områden och för de negativa arterna (0,46) var det högst i de öppna områdena. Även för fuktängarna kunde signifikanta skillnader ses för både typiska och negativa arter mellan exponeringsgraderna (Typiska: F = 24,69, p = 0,000 och n = 231; Negativa: F = 4,11, p = 0,018 och n = 231) (figur 4). Till skillnad från de salta strandängarna hade de öppna fuktängarna högst medelvärde (2,7) för typiska arter, och för de negativa arterna var medelvärdet (0,77) högst i områden som hade delvis exponering. 14

Exponeringsgrad till havet a) b) Figur 4a och b: Salta strandängar och fuktängar var de strandängstyper som visade en signifikant skillnad mellan medelvärdena för både typiska och negativa arter. Enligt analysen var medelvärdet av typiska arter högst i slutna områden på salta strandängar, men högst i öppna områden för fuktängar. Däremot var medelvärdet för negativa arter högst i öppna områden för salta strandängar och högst i delvis exponerade för fuktängarna. Häckande fågelpar Den vanligaste vadarearten som häckade på de inventerade strandängarna under inventerinsperioden var tofsvipa, Vanellus vanellus, (258 par). I måsfågelgruppen var det skrattmås, Chroicocephalus ridibundus, (2175 par) som var vanligast och bland änderna var det snatterand, Anas strepera, (24 par). Det hittades fem stycken rödlistade fågelarter, två som klassas akut hotad (CR), två stycken sårbara (VU) och en nära hotad (NT). De akut hotade var sydlig kärrsnäppa, Calidris alpina scinzii, (6 par) och rödspov, Limosa limosa, (1 par). Övriga tre var årta, Anas querquedula, (VU, 5 par), småtärna, Steina albifrons, (VU, 18 par) och storspov, Numenius arquata, (NT, 6 par). Området med högst täthet av häckande fågelpar var Getterön med 12,6 par/ha. Anledningen till detta extrema resultat, jämfört med övriga lokaler, var den stora mängden måsfåglar som uppgick till 11,8 par/ha. Det näst bästa området var Smedsgård med 1,8 par/ha. Vadare hade störst täthet vid Löftaån, vilket var 1,44 par/ha och för andfåglar var det Smedsgård där tätheten var 0,18 par/ha. Resultaten kan ses i figur 5, dock har det extrema värdet för måsfåglar på Getterön tagits bort för att få en mer överskådlig bild av övriga fågellokaler. 15

Fågellokalernas partäthet Figur 5: visar häckande fågelpartätheten för de områden som inventerats indelat i tre grupper, andfåglar, måsfåglar och vadare. Getteröns måsfåglar har uteslutits eftersom dess värde skiljde sig så markant från de andra områdena (11,8 per ha) och då gav en svårtydd bild. Området med näst högst täthet var Smedsgård, (1,8 per ha). Sämst var Svinholmen där inga häckade fågelpar hittades. Statistiska tester Getteröns fågeltäthet skiljde sig som sagt markant från de övriga områden, vilket gav ett alltför heterogent dataset. Utifrån detta valde jag att utesluta området från de statistiska analyserna. Avstånd mellan fågellokalerna Varje fågellokals täthet av häckande fågelpar korrelerades med medelavståndet mellan dem, för att på så vis undersöka om ett statistiskt samband existerarade. De tre fågelgrupperna (andfåglar, måsfåglar och vadare) undersöktes separat och för andfåglar kunde ett signifikant negativt samband utläsas (rs = -0,442, p = 0,030 och n = 24), (figur 6). Måsfåglar och vadare visade inget signifikant samband med avstånd (måsar: rs = -0,284, p = 0,178 och n = 24; vadare: rs = -0,276, p = 0,192 och n = 24). Samband mellan diversitet av andfåglar och avstånd Figur 6: Data visade ett signifikant samband mellan andfågelpartäthet och avstånd (r = -0,442, p = 0,030 och n = 24). Sambandet är negativt vilket innebär att ett ökat avstånd minskar tätheten. 16

Flikighet De beräknade flikighetstalen korrelerades med fågellokalernas täthet av häckande fågelpar, och resultatet visade att det inte fanns något signifikant samband mellan dem (r = - 0,015, p = 0,944 och n = 24). Vegetation Vegetationshöjden korrelerades med områdenas täthet av häckande fågelpar, dock kunde inget signifikant samband utläsas (rs = 0,374, p = 0,362, n = 8). De olika hävdkategorierna (tabell 1) analyserades efter skillnader i diversitet av häckande fågelpar mellan de olika lokalerna. Även här användes ett one-way ANOVA test, dock kunde ingen signifikant skillnad utläsas mellan dem (F = 0,503 p = 0,612 och n = 24). Det fanns inte heller något signifikant samband mellan typiska arter och häckande fågelpar (rs = 0,193, p = 0,547 och n = 12) eller mellan negativa arter och häckande fågelpar (rs = - 0,123, p = 0,689 och n = 13). Exponering Med ett one-way ANOVA test analyserades de 24 lokalerna täthet av häckande fågelpar med de tre olika exponeringsgraderna. Testet visade ingen signifikant skillnad mellan fågellokalerna och exponering till havet (F = 0,894, p = 0,424 och n = 24). Inte heller om gruppen delades in i vadare (F = 0,923, p = 0,413 och n = 24), måsar (F = 0,087, p = 0,917 och n = 24) och änder (F = 0,035, p = 0,966 och n = 24). Diskussion Strandängar är ett kulturarv som speglar tusentals år av mänsklig påverkan och genom förändrad markanvändning som effektiviseringar inom jordbruket har dess areal minskat kraftigt (SCB, 2013, Doody, 2008). När hävd/skötsel utgår tar det inte lång tid innan ängen växer igen och med det försvinner också många växter som är beroende av en låg vegetationshöjd för att kunna frodas (Svensson, 1998). En hög strandängsvegetation med inslag av buskar och träd medför möjliga utsiktsplatser för predatorer, vilket har en avskräckande inverkan på häckande fågelpar (Svensson, 1998, Zmihorski et al., 2016). Igenväxta områden innebär då en förlust av biodiversitet och för att bryta trenden måste ett större fokus läggas på strandängar vid planarbete och strandskyddet måste respekteras. Hur ser då miljötillståndet ut på de Halländska kuststrandängarna? Arbetet omfattade tre olika strandängstyper, glasörtsstrandängar, salta strandängar och fuktängar, som alla tre är kopplade till varandra (Naturvårdsverket, 2011a, b, c). Fem stycken indikatorer (typiska och negativa arter, vegetationshöjd, hävdnivå och häckande fågelpar) och tre yttre faktorer (avstånd, flikighet och exponeringsgrad) har använt för att undersöka strandängarnas miljötillstånd. Vid jämförelse mellan strandängstypernas inventerade medelvärde för typiska arter och på nationell nivå låg både salta strandängar (0,95/provyta) och fuktängar (1,3/provyta) på ungefär samma nivå som de nationella (Haglund, 2010). Tillskillnad från glasörtsstrandängar som avvek markant, då den nationella nivån låg över 1,5/provyta, men den inventerade uppnådde endast ett medelvärde på 0,43/provyta. I en rapport om, uppföljning av skyddade områden i Sverige, har Naturvårdsverket lagt fram ett förslag om ett undre gränsvärde för typiska kärlväxtarter, 1 typisk art/provyta (Haglund, 2010). Av de tre strandängstyperna var det endast fuktängar som uppnådde och översteg denna undre gräns. Bristen på diversitet i form antal typiska arter på Hallandskustens strandängar indikerar att miljötillståndet inte är tillfredställande. Dock inger fynden av rödlistade 17

arter (granspira, rödsäv, loppstarr, smal käringtand och ängsstarr) på de salta strandängarna och fuktängarna hopp om förbättring. Utvärdering av de negativa arterna ska mätas procentuellt enligt Naturvårdsverkets riktlinjer, där områden med spridning större än 25 % bör inventeras mer frekvent (Haglund & Vik, 2010). Resultatet visar att 8 av 20 strandängar (alla typer) ligger över 25 % gränsen, vilket innebär att en lämplig åtgärdsplan bör tas fram för att hindra denna utveckling. Den salta strandängen på Svinholmen är ett exempel på ett område som helt övergetts, vilket inbegriper att ingen form av hävd/skötsel pågår där. Spridningen av negativa arter var nästan 90 %, med extremt få typiska arter och inga häckande fågelpar. Vegetationshöjdens betydelse för biodiversitet på de olika strandängstyperna testades statistiskt för både typiska och negativa arter. Resultatet visade att det fanns signifikanta samband mellan dessa indikatorer för alla tre strandängstyperna. För fuktängarna innebar en ökad vegetationshöjd en minskad diversitet av kärlväxter, eftersom tätheten av negativa arter då ökar. Gruppen negativa arter omfattar endast ett fåtal konkurrenskraftiga arter vars spridning inte ger en ökad artdiversitet. När vegetationshöjden minskar ökar i stället antalet arter, eftersom de typiska arterna utgör en mycket större grupp (appendix A och D). De salta strandängarna visade liknade signifikanta samband, emellertid kunde även ett signifikant negativt samband mellan typiska och negativa arter utläsas. Slutsatsen är den samma, vegetationshöjden har betydelse för diversitet av kärlväxter. Då alla fuktängar och merparten av de salta strandängarna överskrider gränsvärdet för vegetationshöjd är det viktigt att hävd/skötsel ses över så att viktiga arter inte försvinner, t.ex. de rödlistade arter som hittats. Glasörtsstrandängarna skiljer sig från de andra strandängstypernas resultat då båda sambanden mellan typiska arter och vegetationshöjd samt negativa arter och vegetationshöjden var positiva, vilket medför att en ökning i diversitet för den ena gruppen även ökar den andra. Detta indikerar att det rekommenderade gränsvärdet för vegetationshöjden (< 2,5 cm) ligger för lågt, eftersom alla var under. Här finns ett utrymme för ökad diversitet, dock är frågan vid vilken gränsnivå blir sambandet som för de andra strandängarna? Öppna områden är mer utsatta för väder och vind eftersom vindens framfart dämpas marginellt, vilket borde ha en inverkan på den flora och fauna som finns där. Genom statistiska test analyserades detta för de olika strandängarna, och det visades att signifikanta skillnader fanns för alla naturtyper mellan medelvärdena för typiska och negativa arter. Dock inte för typiska arter på glasörtsstrandängar, som inte uppvisade någon signifikant skillnad mellan medelvärdena. Glasörtsstrandängar ligger närmast havet och de hade det högsta medelvärdet för negativa arter vid öppen exponering, vilket visar på de utvalda arternas resiliens. De salta strandängarnas medelvärde var högst vid sluten exponering, vilket Doody, (2008), uppger vara det mest gynnsamma förhållandet för dem, och om tillförseln av sediment är god kan ängen expandera snabbt. Längst bort från havet ligger fuktängarna nedanför trädgränsen, vilka visades ha högst medelvärde vid öppen exponering, dock ingick endast fyra områden i analysen vilket gör det svårt att dra någon slutsats utifrån resultatet. Vid analys av skillnader mellan exponeringsgrad och häckande fågelpar kunde ingen signifikant skillnad utläsas. Emellertid kunde Zmihorski el al, (2016), se ett negativt samband mellan proportionen öppet vatten och fågeltätheten. Strandängar utgör nyckelhabitat för många av de fågelarter som finns upptagna i fågeldirektivet, Bilaga 1, och utgör viktiga häckningsplatser för många vadare (Doody, 2008). Generellt är trenden 18

för antalet häckande fågelpar på strandängarna längst Hallandskusten nedgående, enligt data från åren 2002 och 2012 (Flodin, 2015). Getterön är ett undantag då en jättekoloni med skrattmåsar (2175 par, år 2012) visar ett återkommande mönster. Det fanns inget signifikant samband mellan vegetationshöjden och fågelpartätheten, dock ingick endast 8 av 24 lokaler. Problemet var att data från samma år inte fanns tillgänglig för många av fågellokalerna. Detta innebär förmodligen att resultatet inte kan ses som statistiskt säkerställt. Det gick inte heller att se någon skillnad mellan olika hävdnivåer och fågelpartäthet. Vissa har funnit samband mellan vegetationshöjden och fågelpartätheten (Svensson, 1998) och andra har det inte utan snarare sett att vegetationsstrukturen har större betydelse (Zmihorski et al., 2016). Vid val av hävd visar flera studier att betning är att föredra då det medför en gynnsam vegetationsstruktur samt en högre biodiversitet, dock finns risken att bon bli nedtrampade vid hög djurtäthet (Ottvall et al., 2006; Zmihorski et al., 2016). För de yttre faktorerna var det endast avståndet mellan de olika fågellokalerna som visades ha ett signifikant negativt samband med partätheten av andfåglar, vilket kan indikera att de inte är lika rörliga. Ett flikighetstal som skiljer sig mycket från 1 bör indikera en hög biodiversitet (Rygne, 2008). Utifrån detta antagande utfördes en korrelationsanalys mellan ett områdes flikighet och fågelpartätheten, dock kunde inget signifikant samband utläsas. Metoden har från början använts på sjöar för att undersöka biodiversitet i kantzonen, eftersom flikarna kan inrymma många olika mikrohabitat (Rygne, 2008). Fåglar är förmodligen alltför rörliga för att ett signifikant samband ska kunna ses, dock bör en ökad flikighet innebära att deras födokälla ökar längst kantzonen. För att bättre kunna mäta om det finns ett samband mellan flikighet och ett områdes biodiversitet bör större fokus ligga på att inventera kantzonen. Fågeldiversitet används gärna som indikator för annan taxas diversitet, vilket i flera fall visats inte vara tillförlitligt (Eglington et al., 2012). Utifrån en meta-analys drog Eglington et al., (2012), slutsatsen att i ungefär 19 % av fallen kunde fågeltätheten svara för en annan taxas täthet. En tidigare studie fann att sambandet mellan olika taxa var ca 14 % (Wolters et al., 2006). Antalet häckande fågelpar på en strandäng säger något om dess status. Dock behöver inte ett lågt antal betyda att strandängen är ogynnsam. Detta eftersom fåglar är rörliga och inte nödvändigtvis bundna till en viss plats. En minskning av häckande fågelpar kan bero på andra platsers miljötillstånd, eftersom de är flyttar efter säsong och är beroende av tillfredställande områden att övervintra på. Utöver de tre yttre faktorer som studerats i detta arbete, kan markfuktighet och sedimentation vara intressanta att använda vid undersökning av miljötillståndet. En positiv feedback existerar mellan vegetation och sedimentation, och sedimenttillförsel kan påverkas i viss utsträckning genom att förhindra erosion och undanröja antropogena hinder (van Loon-Steensma & Vellinga, 2013; Doody, 2008). Markfuktighet och regelbundna översvämningar i kombination med hävd har enligt Zmihorski et al., (2016), en viktig inverkan på fågeltätheten. Områden med en låg markfuktighet och kontinuerliga översvämningar hade högst artdiversitet vid både bete och slåtter, dock var den högst på betad mark (Zmihorski et al., 2016) Strandängar är så mycket mer än bara ett kulturarv, de har en förmåga att bistå med en diversitet av ekosystemtjänster, t.ex. reglerande funktioner som kretslopp för näringsämnen, atmosfär- och klimatreglering, vattenrening och stormskydd, men även skydd mot havsnivåhöjningen (van Loon- Steensma & Vellinga, 2013; Spencer & harvey, 2012). 19

Den beräknade nettoeffekten av havsnivåhöjning och landhöjning till år 2100, vid IPCC scenario, 1 meter under 100 år, längs Hallandskusten ligger mellan 0,7-0,8 m, enligt SMHI och Naturvårdsverket (2013-2014). Tillförsel av sediment till strandängar kan vara uppemot 10 mm per år beroende på yttre faktorer som vågenergi, placering, ålder m.m. (Doody, 2008). En så stor årlig ackumulering av sediment skulle addera mer än 0,8 m fram till år 2100, då bortsett från erosion. Oavsett ackumulationsnivå är varje mm tillsammans med landhöjningen välkomna faktorer Ett sätt att lyfta upp strandängar på dagordningen är att inkludera de ekosystemtjänster som dessa miljöer utför och på så vis utvidga deras värde. 20

Slutsats För de typiska arterna var det endast fuktängarna som översteg miniminivån på 1 typisk art per provyta, och 40 % av alla strandängarna hade en spridning av negativa arter över provytorna som var högre än 25 %. Vegetationshöjden låg över sitt gränsvärde för fuktängar och för merparten av de salta strandängarnas, endast glasörtsstrandängarna låg under. Antalet häckande fågelpar visar på en negativ trend. Tillsamman indikerar dessa resultat att strandängarnas allmänna miljötillstånd bör förbättras och att en handlingsplan bör upprättas. Dock behöver inte en låg täthet av häckande fågelpar direkt indikera att en strandängs miljötillstånd är undermåligt, vilket inte heller kunde ses i de statistiska analyserna. Andra faktorer har också betydelse eftersom de inte är bundna till en specifik plats som strandängens flora. Det finns en variation mellan de olika strandängarna och vissa områden mår bättre än andra, likväl bör strandängarna i allmänhet värderas högre då de välmående bidrar med en hög biodiversitet, viktiga ekosystemtjänster och ett verktyg att hantera havsnivåhöjningen. 21

Tackord Jag vill tacka min handledare på, Göteborgs universitet, Donald Blomqvist för hans mycket uppskattade stöd och många goda råd. Jag vill också tacka Lars-Åke Flodin och hans medarbetare på Länsstyrelsen i Hallands län för att jag fick den här möjligheten och för förtroendet att få studera de data som de så hårt har arbetat med att samla in. Sist vill jag även tacka min man som outtröttlige stöttar mig i alla väder och aldrig är rädd för att säga vad han tycker. 22

Referenser Arnow, S. (1982). Beaches and Costal Geology: Shoreline development. Encylopedia of earth science. Editor: Finkl, C.W. ISSN: 1388-4360. DOI 10.1007/0-387-30843-1 ArtDatabanken. (2015). Rödlistade arter i Sverige 2015. ArtDatabanken SLU, Uppsala. Taberg Media Group AB. ISBN 978-91-87853-10-4 Blank, H. (2010). Manual för uppföljning i skyddade områden Skyddsvärda fåglar. Naturvårdsverket. Dnr 310-5479-05 NS Bogren, J., Gustavsson, T. och Loman, G. (2009). Klimatologi Meteorologi. Studentlitteratur, Lund. ISBN 91-44-01264-0 Carson, R. (1963). Tyst vår. Stockholm: Tiden 1963 Doody, J.P. (2008). Management of Natura 2000 habitats. 1330 Atlantic salt meadows (GlaucoPuccinellietalia maritimae). European Commission. ISBN 978-92-79-08315-0 Eglington, S.M., Noble, D.G., Fuller, R.J. (2012). A meta-analysis of spatial relationships in species richness across taxa: birds as indicators of wider biodiversity in temperate regions. Journal for nature conservation 20 (2012) 301-309. Dx.doi.org/10.1016/j.jnc.2012.07.002 Ekbom, L., et al. (2000). Tabeller och formler för NV-programmet. Liber. Daleke Grafiska AB, Malmö 2000. ISBN 91-47-01022-3 Engström, H. (2016). Vad är Natura 2000? Naturvårdsverket.se Ennos, R. (2012). Statistical and data handling skills in biology. Pearson education limited. ISBN 978-0- 273-72949-5 European Commission. (2016). The birds directive. http://ec.europa.eu/environment/nature/legislation/birdsdirective/index_en.htm (2016-12-31) European Commission. (2016). Wild birds. http://ec.europa.eu/environment/nature/conservation/wildbirds/eu_species/index_en.htm (2016-12-31) European Commission. (2016). Natura 2000. http://ec.europa.eu/environment/nature/natura2000/index_en.htm (2016-13-31) Flodin, LÅ. (2015). Övervakning av häckande fåglar på havsstrandängar i Halland 2012. Länsstyrelsen i Hallands län. Meddelande 2015:1. ISSN 1101-1084. Taberg Media Group, 2015. Flodin, LÅ., Green, M. & Ottvall, R. (2008). Häckande fåglar på havsstrandängar i Halland och västra Skåne 2007. Länsstyrelsen i Skåne län och Hallands län. ISBN: 978-91-86079-30-7 Haglund, A. (2010). Uppföljning av skyddade områden i Sverige Riktlinjer för uppföljning av friluftsliv, naturtyper och arter på områdesnivå. Naturvårdsverket. ISBN 978-91-620-6379-5.pdf Haglund, A och Vik, P. (2010). Manual för uppföljning av betesmarker och slåtterängar i skyddade områden. Naturvårdsverket. Dnr 310-5279-05 NS Jordbruksverket. (2000). Statens jordbruksverks föreskrifter om miljöstöd. SJVFS 2000:101. ISSN: 1102-0970 23

Kahlert, J., Clausen, P. & Hounisen, J. (2007). Response of breeding waders to agri-environmental schemes may be obscured by effects of existing hydrology and farming history. Journal of Ornithology, 148(Suppl 2): 287. Doi:10.1007/s10336-007-0181-x Lantmäteriet. (2016). Kartmaterial Naturvårdsverket. (2011)a. Fuktängar. Vägledning för svenska naturtyper i habitatdirektivets bilaga 1. NV-04493-11 Naturvårdsverket. (2011)b. Glasörtsstränder. Vägledning för svenska naturtyper i habitatdirektivets bilaga 1. NV-04493-11 Naturvårdsverket. (2011)c. Salta strandängar. Vägledning för svenska naturtyper i habitatdirektivets bilaga 1. NV-04493-11 Naturvårdsverket. (2012). Fåglar, revirkartering, generell metod. Version 1:1. Programområde: Landskap, skog, jordbruksmark, våtmark och fjäll. Rygne, H. (red.). (2008). Hur kan NILS användas inom regional miljöövervakning och miljömålsuppföljning rapportering av ett utvecklingsprojekt inom den regionala miljöövervakningen 2007. Länsstyrelsen i Örebro län. Publ.nr 2008:24 SCB. (2013). Jordbruksstatistik årsbok 2013: Historisk jordbruksstatistik. Statistiska Centralbyrån, enheten för lantbruksstatistik. ISBN: 978-91-618-1592-0 SMHI & Naturvårdsverket. (2013-2014). Faktablad om klimatförändringar: Framtidens havsnivåer. IPCC, AR5 WG 2, 2013-2014. Sundseth, K. (2008). NATURA 2000 protecting Europe s biodiversity. European Commission, editor: Wegefelt, S. Printed by Information Press, Oxford, United Kingdom. ISBN 978 92 79 08308 2, DOI: 10.2779/45963 Svensson, R. (1998). Skötselhandbok för gårdens natur- och kulturvärden: Strandbeten och strandängar. Huvudredaktör: Höök Patriksson, Kristina. Jordbruksverket (SJV) ISBN 9188264-20-3 Van Loon-Steensma, J.M. & Vellinga, P. (2013). Trade-offs between biodiversity and flood protection services of costal salt marshes. Current opinion in environmental sustainability 2013, 5:320-326. Elsevier B.V. Wahlgren, L. (2009). SPSS steg för steg. Studentlitteratur. ISBN 978-91-44-05222-9 Wolters, V., Bengtsson, J., Zaitsev, A. (2006). Relationship among the spiecies richness of different taxa. Ecology: ecological society of America. DOI: 10.1890/0012-9658(2006)87[1886:RATSRO]2.0.CO;2 Zmihorski, M. Pärt, T. Gustafson, T & Berg, Å. (2016). Effects of water level and grassland management on alpha and beta diversity of birds in restord wetlands. Journal of applied ecology 2016, 53, 587-595. Doi: 10.1111/1365-2664.12588 24

Appendix A. Sammanställning av vegetationsindikatorerna Beskrivande statistik och sammanställning av data om typiska och negativa arter samt vegetationshöjd. Grunddata är från inventeringarna av Länsstyrelsen i Hallands län. Område Invente rings år n Antal typiska arter per provyta Kl 95 % (±) Spridning av typ.arter % av provytor Antal negativa arter per provyta Kl 95 % (±) Spridning av neg.arter % av provytor EUkod Hävdintensitet, gräshöjd (cm) Kl 95 % (±) Uppfyller kriteriet* för god hävd VALLDA 1310 2012 62 0,73 0,25 41 0,02 0,03 2 2,05 0,7 Ja 1330 2012 50 1,34 0,28 80 0,10 0,10 8 7,6 1,1 Nej SVINHOLMEN 1330 2012 64 0,11 0,08 11 1,0 0,13 88 98,3 25,4 Nej TORKELSTORP 1330 2015 49 0,39 0,21 25 0,14 0,12 12 5,5 0,8 Nej 6410 2015 52 1,25 0,44 58 0,77 0,30 42 8,5 1,2 Ja TJOLÖHOLM 1310 2011 37 0,22 0,16 19 0,03 0,05 3 - - - 1330 2011 145 0,79 0,16 49 0,23 0,08 19 - - - BÅTAFJORDEN 1330 2013 65 1,68 0,32 79 0,11 0,09 9 4,5 0,6 Nej 6410 2013 60 0,95 0,33 48 0,50 0,19 48 8,2 1,4 Ja GETTERÖN 1310 2015 55 0,35 0,24 18 - - - 0,9 0,3 Ja 1330 2015 51 1,49 0,42 63 0,06 0,09 4 4,6 0,9 Nej GAMLA KÖPSTAD 1330 2015 31 1,48 0,49 67 0,32 0,20 29 5,2 0,9 Nej GALTABÄCKSKÄR 1330 2012 7 1,63 0,77 100 0,13 0,29 13 3,1 1,1 Ja SMALAS UDDE 1310 2013 52 0,29 0,18 19 0,08 0,07 8 - - SMEDSGÅRD 6410 2013 54 0,26 0,16 20 0,78 0,22 56 10,1 1,7 - SIK 1310 2012 60 0,62 0,28 30 0,08 0,07 8 1,4 0,8 Ja 1330 2012 48 0,50 0,24 31 0,48 0,23 36 3,1 0,5 Ja LISERED SKÄR 1310 2012 4 2,75 0,8 100 - - - 1,5 1,9 Ja 1330 2015 22 0,32 0,39 14 0,18 0,17 18 5,6 1,2 Nej LYNGA 1310 2013 5 2,6 0,68 100 - - - - - 1330 2013 47 1,29 0,34 17 0,21 0,15 17 2,9 0,5 Ja GRIMSHOLMEN 1330 2014 54 0,65 0,26 37 0,52 0,20 39 3,4 1,2 Ja 6410 2014 60 2,73 0,52 82 0,59 0,19 52 8,7 2,2 Ja * Rekommenderad vegetationshöjd på fuktig mark < 2,5 cm (1310), < 4 cm (1330), < 6 cm (6410) (Haglund & Vik, 2010). 25

Appendix B. Sammanställning av de häckande fågelparen Beskrivande statistik. Grunddata är hämtad från Flodin, 2015. Häckande fåglar strandängar År 2012 och 2013 Andfåglar Anseriformes (antal par/ha) Vadarfåglar Charadriiformes (antal par/ha) Änder Måsfåglar Vadare Område (Anatidae) (Laridae) (Charadrii) Area (ha) Hävdstatus Flikighetstal VALLDA 0 0,013 0,11 76 1,3 9,1 RÅÖ 0 0 0,17 46 1,7 9,9 SVINHOLMEN 0 0 0,00 11 3,8 8,7 TORKELSTORP 0 0 0,61 18 2,6 10,3 TJOLÖHOLM 0,01 0 0,18 98 2,8 6,3 ÖLMEVALLA 0,067 0 0,80 30 1,6 7,8 LANDABUKTEN 0 0 0,40 5 1,8 4,7 LÖFTAÅN 0,11 0 1,44 9 3 7,6 BÅTAFJORDEN 0,032 0,027 1,02 188 1,7 9,5 KLOSTERFJORDEN 0,069 0,14 0,48 29 2,6 7,6 ÅRNÄS 0 0 0,17 6 1,6 5,2 BALGÖ 0,13 0,29 0,76 76 2,5 7,2 FYRSTRANDSFJORDEN 0 0 1,00 19 1,2 9,6 GETTERÖN 0,11 11,8 0,63 186 2,5 12,6 SÖDRA NÄS 0,031 0,031 0,16 32 1,6 15,4 GAMLA KÖPSTAD 0,056 0,17 0,67 18 1,5 4,3 GALTABÄCKSKÄR 0,033 0 0,93 30 2 10,8 GALTBÄCKSKÄR/LERJAN 0,14 0,38 0,90 21 2,3 4,7 SMALAS UDDE/ UTTERÅS 0,086 0,17 0,34 35 2,7 8,3 SMEDSGÅRD 0,18 0,86 0,73 22 1,8 6,0 SIK 0,15 0 0,58 53 2,1 10,1 LISERED SKÄR 0 0,1 0,48 29 1,6 8,1 LYNGA 0,057 0,086 0,43 35 1,4 9,0 MORUPS TÅNGE 0,025 0,1 0,63 40 1,4 10,5 AGERÖR 0 0 0,04 25 3,5 7,3 26

Appendix C. Karta över de inventerade områdena längs Hallandskusten Källa: grundkartan från Lantmäteriet. För häckande fågelpar har områdena Nr Område Flora Fauna 1 Vallda X X 2 Råö X 3 Svinholmen X X 4 Torkelstorp X X 5 Tjolöholm X X 6 Ölmevalla X 7 Landabukten X 8 Löftaån X 9 Båtafjorden X X 10 Klosterfjorden X 11 Årnäs X 12 Balgö X 13 Fyrstrandsfjorden X 14 Getterön X X 15 Södra näs X 16 Gamla köpstad X X 17 Galtabäckskär-Lerjan X 18 Galtabäckskär X X 19 Smalas udde X X 20 Utteros X 21 Smedsgård X X 22 Sik X X 23 Lisereds skär X X 24 Lynga X X 25 Morups Tånge X 26 Agerör X 27 Grimsholmen X Smalas udde och Utteros slagits ihop. 27