INSTITUTIONEN FÖR BIOLOGI OCH MILJÖVETENSKAP TILLSTÅNDET HOS NATURSKYDDADE LJUNGHEDAR I HALLANDS LÄN En statistisk analys av Länsstyrelsen i Hallands läns uppföljningsinventeringar Madelen Holmqvist Uppsats för avläggande av naturvetenskaplig kandidatexamen med huvudområdet biologi BIO602, Examenskurs i biologi, 15HP Grundnivå Termin/år: VT 2018 Handledare: Extern handledare: Examinator: Donald Blomqvist, Institutionen för biologi och miljövetenskap Lars-Åke Flodin, Länsstyrelsen i Hallands län Thomas Appelqvist, Institutionen för biologi och miljövetenskap
Hillewaert, H. (2008). Arnica montana (flower head).jpg [fotografi]. Hämtad 2018-06-02 från https://sv.wikipedia.org/wiki/fil:arnica_montana_(flower_head).jpg. (CC BY-SA 3.0) https://creativecommons.org/licenses/by-sa/3.0/
Innehållsförteckning Innehållsförteckning... 1 Sammanfattning... 3 Abstract... 4 Introduktion... 5 Syfte... 6 Frågeställningar och hypoteser... 6 Material och metod... 7 Uppföljningsinventering av målindikatorer... 7 Inventering av förekomsten av typiska och negativa arter... 7 Inventering av vegetationshöjd och täckningsgraden av buskar... 9 Datahantering och statistiska analyser... 9 Analys och presentation av geografisk information... 9 Benämningar av naturtyper... 10 Val av analysmetoder... 10 Urval av datamängder... 11 Resultat... 12 Inventering av förekomsten av typiska och negativa arter... 12 Fukthed med klockljung... 12 Ris- och gräshedar nedanför trädgränsen... 13 Artrika stagg-gräsmarker nedanför trädgränsen... 13 Artrika silikatgräsmarker nedanför trädgränsen... 14 Fuktängar med blåtåtel eller starr... 14 Pionjärvegetation på silikatrika bergytor... 15 Förekomst av rödlistade arter... 15 Inventering av vegetationshöjd och täckningsgrad av buskar... 16 Jämförelse av målindikatorer mellan lokaler av samma naturtyp... 18 Multivariat analys; hur påverkas förekomsten av typiska arter av ökad igenväxning och antalet negativa arter?... 19 Fukthed med klockljung... 19 Ris- och gräshedar nedanför trädgränsen... 20 Artrika stagg-gräsmarker nedanför trädgränsen... 20 Artrika silikatgräsmarker nedanför trädgränsen... 21 Fuktängar med blåtåtel eller starr... 21 Pionjärvegetation på silikatrika bergytor... 22 Multivariat analys; hur påverkas antalet typiska arter av större habitat och ökade avstånd?... 22 Diskussion... 23
Verkligheten och målbilden; håller hedarna måttet?... 23 Negativa arter, vegetationshöjd och täckningsgrad av buskar; vad har de för påverkan?... 26 Storlek, isolation och avstånd till kusten, finns det några samband?... 27 Hur kan man gynna rödlistade arter?... 28 Heterogenitet mellan uppföljningsenheter... 28 Slutsatser... 29 Tackord... 30 Referenslista... 31 Bilaga I. Inventering av förekommande typiska och negativa arter, en sammanställning baserad på medianer... 33 Bilaga II. Inventerade områden i Kungsbacka kommun... 37 Bilaga III. Inventerade områden i Varberg kommun... 38 Bilaga IV. Inventerade områden i Falkenberg kommun... 39 Bilaga V. Inventerade områden i Halmstad kommun... 40 Bilaga VI. Inventerade områden i Laholm kommun... 41 Bilaga VII. Inventering av vegetationshöjd och täckningsgrad av buskar, en sammanställning baserad på medianer... 42 Bilaga VIII. Resultat från Shapiro-Wilks normalfördelningstest för målindikatorerna hos naturtyperna... 46 Bilaga IX. Förekommande typiska arter, fukthed med klockljung... 47 Bilaga X. Förekommande negativa arter, fukthed med klockljung... 49 Bilaga XI. Förekommande typiska arter, ris- och gräshedar nedanför trädgränsen... 50 Bilaga XII. Förekommande negativa arter, ris- och gräshedar nedanför trädgränsen... 53 Bilaga XIII. Förekommande typiska arter, artrika stagg-gräsmarker nedanför trädgränsen... 54 Bilaga XIV. Förekommande negativa arter, artrika stagg-gräsmarker nedanför trädgränsen... 56 Bilaga XV. Förekommande typiska arter, artrika silikatgräsmarker nedanför trädgränsen... 57 Bilaga XVI. Förekommande negativa arter, artrika silikatgräsmarker nedanför trädgränsen... 60 Bilaga XVII. Förekommande typiska arter, fuktängar med blåtåtel eller starr... 61 Bilaga XVIII. Förekommande negativa arter, fuktängar med blåtåtel eller starr... 64 Bilaga XIX. Förekommande typiska arter, pionjärvegetation på silikatrika bergytor... 66 Bilaga XX. Förekommande negativa arter, pionjärvegetation på silikatrika bergytor... 68 Bilaga XXI. Inventering av förekommande typiska och negativa arter, en jämförelse med riktvärdena... 69 Bilaga XXII. Resultat från Shapiro-Wilks normalfördelningstest för målindikatorerna hos uppföljningsenheterna... 73 Bilaga XXIII. Inventering av vegetationshöjd och täckningsgrad av buskar, en jämförelse med riktvärdena... 77
Sammanfattning På uppdrag av Länsstyrelsen i Hallands län har denna studie undersökt miljöförhållandena hos ett flertal naturskyddade, kustnära ljunghedar. Utifrån utvärderingar och statistiska analyser av de datamängder som samlats in under Länsstyrelsens uppföljningsinventeringar avser studien kunna komma med förslag på förbättringar av framtida skötselarbete. De variabler som har studerats baserar sig bland annat på Naturvårdsverkets fördefinierade målindikatorer, vilka kan jämföras med givna tröskelvärden. De uppmätta variablernas relation till tröskelvärdena kan i sin tur säga något om hur väl det skyddade området lever upp till kravet om gynnsamt tillstånd. De målindikatorer som undersökts i denna studie är förekomsten av typiska och negativa arter, vegetationshöjd och täckningsgrad av buskar. Vissa målindikatorer tyder på att naturförhållandena inte är gynnsamma. Vegetationshöjden verkar överstiga Naturvårdsverkets riktvärden i majoriteten av uppföljningsenheterna. Nära 40% av de inventerade uppföljningsenheterna hade en relativ frekvens av negativa arter över riktvärdet. Täckningsgraden av buskar var istället lägre än riktvärdena i de flesta uppföljningsenheterna. Genom binomial logistisk regression undersöktes vilken effekt antalet negativa arter, ökad vegetationshöjd och ökad täckningsgrad av buskar hade på sannolikheten (oddset) att typiska arter förekom i en provruta. Analyserna påvisade motsägande resultat för de olika naturtyperna. Eftersom modellerna hade relativt låga värden för R 2 kan deras effektivitet ifrågasättas. En multipel linjär regressionsanalys av hur antalet förekommande typiska arter per provruta påverkas av ökad habitatstorlek, avstånd till närmsta intilliggande uppföljningsenhet och/eller avstånd till kusten genomfördes och ett signifikant samband återfanns mellan antalet förekommande typiska arter och habitatets yta. Den deskriptiva statistiken indikerar att hävden är otillräcklig på ljunghedarna, vilket kan leda till att dessa redan hotade habitat successivt växer igen. För att motverka denna negativa utveckling bör hävden stärkas. Nyckelord: Hed, naturlig betesmark, slåtteräng, naturvård, typiska arter 3
Abstract On behalf of the County administrative board of Halland this study has examined the environmental conditions in several protected coastal heathlands. By evaluating and carrying out statistical analyses on the datasets gathered during the County administrative boards follow-up field inventories, this study intends to propose suggestions as to how future management of these areas could be improved. The variables included in this study are based on the Swedish Environmental Protection Agency s predefined indicators, which can be compared to preset threshold values. The relationship between the variables and the threshold values will in turn indicate if the surveyed unit fulfils the requirements of favourable environmental status. The indicators used in this study is presence of typical and negative species, vegetation height and degree of shrub encroachment. Some of the measured indicators imply that the natural conditions are unfavourable. Vegetation height seem to exceed the threshold values in most of the surveyed units. Almost 40% of the units had a relative frequency of negative species exceeding the threshold value. The level of bush encroachment was below the threshold in most of the units. By preforming binary logistic regression, the effect of negative species, increased vegetation height and bush encroachment on the odds of a typical species being present was analysed. The analysis gave contradictory results between habitat types. Since the models display relatively low R 2 values, their utility is questionable. A multiple linear regression analysis on the effect of habitat size, distance to the next adjacent surveyed unit and/or coastline on the number of present typical species found a significant effect of habitat size on the number of typical species. The descriptive statistics indicate that management is insufficient on these heathlands, which in time could lead to successive overgrowth of these threatened habitats. To prevent this negative development management needs to be intensified. Keywords: Heath, semi-natural grasslands, nature conservation, typical species 4
Introduktion Ljungheden är en naturtyp som tros ha uppstått för tusentals år sedan (Stenström & Forshed, 2004; Hultengren & Pleijel, 2005). Liksom andra typer av naturliga betes- och slåttermarker, är den en del av det forna jordbrukslandskapet (Bernes, 2011). De naturtyper som karaktäriserar det forna jordbrukslandskapet har frammanats av en lång tids återkommande störning av det naturliga successionsförloppet, främst genom olika typer av hävd (Bernes, 2011; Höök Patriksson, 1998; Hambler & Canney, 2013). Vilken typ av störning som bidragit till att forma naturtypernas strukturella karaktär varierar, men det handlar oftast om störningar i form av betande boskap, slåtterbruk och/eller regelbunden bränning (Bernes, 2011; Höök Patriksson, 1998). Ekstam och Forshed menar att då denna typ av hävd tillåts fortgå under en längre tid medför detta att markerna med tiden blir allt mer näringsfattiga, vilket leder till förändrade konkurrensförhållanden bland de förekommande arterna (Ekstam & Forshed, 1992). Dominerande arter som normalt gynnas av att snabbt kunna tillgodogöra sig resurser och tillväxa missgynnas till förmån för mindre konkurrenskraftiga arter (Ekstam & Forshed, 1992). Många av dessa konkurrenssvaga arter har utvecklat anpassningar för att kunna stå emot de prövningar som hävden medför, vilket ger dem en fördel gentemot andra storvuxna, opportunistiska arter (Bernes, 2011). För att de konkurrenssvaga arterna ska kunna bibehålla sin fördel gentemot de konkurrenskraftiga arterna krävs det att hävden av markerna upprätthålls (Ekstam & Forshed, 1992; Wahlman & Milberg, 2002). Många naturliga betes- och slåttermarker har drastiskt minskat i utbredning under modern tid (Bernes, 2011; Höök Patriksson, 1998; Ekstam & Forshed, 1992). Den effektivisering och modernisering som skett inom jordbruket under de senaste 200 åren har lett till en ökad utbredning av skogs- och åkermarker, vilka tillkommit på bekostnad av tidigare betes- och slåttermarker (Bernes, 2011; Eriksson et al., 1995). Av de artrika betes- och slåttermarkerna återstår idag endast fragment utspridda i landskapet (Bernes, 2011). I fallet för ljunghedarna beskrivs deras situation av Stenström och Forshed som akut hotad i hela sitt utbredningsområde (Stenström & Forshed, 2004). I och med att Sverige antagit Europeiska unionens art- och habitatdirektiv har dess principer därefter implementerats i svensk lagstiftning (Europeiska gemenskaperna, 1992, 21 maj). Syftet med art- och habitatdirektivet är att bidra till att säkerställa den biologiska mångfalden genom bevarande av livsmiljöer samt vilda djur och växter (Europeiska gemenskaperna, 1992, 21 maj, s. 116). Målet är att åtgärder som vidtas i enlighet med detta direktiv ska syfta till att bibehålla eller återställa en gynnsam bevarandestatus hos livsmiljöer samt arter av vilda djur och växter av gemenskapsintresse (Europeiska gemenskaperna, 1992, 21 maj, s. 116). Vilka naturtyper som inkluderats i art- och habitatdirektivet finns angivet i direktivets första bilaga, där flera typer av betes- och slåttermarker finns representerade (Europeiska gemenskaperna, 1992, 21 maj). För att den Europeiska kommissionen ska kunna bedöma huruvida naturtyperna lever upp till kraven för gynnsam bevarandestatus har EU:s medlemsstater en skyldighet att övervaka och utvärdera miljötillståndet för de i direktivet definierade naturtyperna (Europeiska gemenskaperna, 1992, 21 maj). Resultatet från denna utvärdering ska, i enlighet med artikel 17 i direktivet, rapporteras in var sjätte år (Europeiska gemenskaperna, 1992, 21 maj). I Sverige är Naturvårdsverket ansvariga för att bedömningen utförs, vilken bland annat baserar sig på de uppföljningsinventeringar som utförts av Sveriges länsstyrelser (Haglund, 2010). Under uppföljningsinventeringarna undersöks ett flertal olika så kallade målindikatorer (Haglund, 2010; Haglund & Vik, 2010). Dessa fungerar som kvantifierbara indikatorer med givna riktvärden vilka beskriver huruvida en naturtyp eller uppföljningsenhet (det vill säga en geografiskt avgränsad enhet inom respektive skyddade område vilken ansetts utgöras av en och samma naturtyp) lever upp till bevarandemålen, och därmed anses inneha ett gynnsamt miljötillstånd 5
(Haglund, 2010; Haglund & Vik, 2010). Exempel på en sådan målindikator på betes- och slåttermarker är förekomsten av så kallade typiska respektive negativa arter (Haglund & Vik, 2010). Typiska arter definieras av Naturvårdsverkets rapport 6379 som kvittoarter för att skötseln eller andra viktiga ekologiska funktioner är gynnsamma för bevarandestatusen i habitatet (Haglund, 2010, s. 134). Negativa arter beskrivs i Naturvårdsverkets manual för uppföljning av betesmarker och slåtterängar i skyddade områden istället som storvuxna arter som gynnas av svag hävd eller näringsrika förhållanden (Haglund & Vik, 2010, s. 57). Förekomsten och den relativa frekvensen av typiska och negativa arter kan i sin tur säga något om det rådande miljötillståndet i det skyddade området (Haglund & Vik, 2010). Länsstyrelsen i Hallands län har genomfört ett flertal uppföljningsinventeringar på 31 stycken naturskyddade kustnära ljunghedar. Dessa ljunghedar har delats upp och klassificerats som sex olika, av art- och habitatdirektivet definierade, naturtyper. Genom att inventera de av Naturvårdsverket fördefinierade målindikatorerna ämnar man att undersöka hur väl dessa skyddade områden lever upp till såväl de nationella som internationella miljömålen (Haglund, 2010). Meningen är att denna information ska kunna användas för att utvärdera, revidera och optimera skötseln av de skyddade områdena på ett sådant sätt att den biologiska mångfalden gynnas (Haglund, 2010; Haglund & Vik, 2010). Syfte Syftet med den här studien är att, baserat på de datamängder som samlats in under Länsstyrelsen i Hallands läns uppföljningsinventeringar, statistiskt utvärdera det rådande naturtillståndet hos de kustnära ljunghedarna. Utvärderingen utförs genom att studera relationen mellan Naturvårdsverkets fördefinierade målindikatorer vegetationshöjd, täckningsgrad av buskar och förekomsten av typiska respektive negativa arter. Specifikt eftersöks ett samband mellan förekomsten av typiska arter i relation till de tre övriga variablerna. Studien syftar även till att undersöka om förekomsten av typiska arter påverkas av uppföljningsenhetens yta, avstånd till kusten och avståndet till närmaste intilliggande uppföljningsenhet av samma naturtyp. Sammanställningar av Länsstyrelsen i Hallands läns uppmätta målindikatorer, och de resultat som uppnås genom statistiska analyser av dessa, ger en överblick av de rådande miljöförhållandena hos naturtyperna (samt i respektive uppföljningsenhet). Utifrån dessa resultat kommer även förslag ges på hur skötseln i de skyddade områdena kan förbättras för att gynna deras miljötillstånd. I de fall då det är möjligt kommer motsvarande analyser att genomföras för rödlistade (typiska) arter. Frågeställningar och hypoteser Hur påverkas förekomsten av typiska arter då antalet negativa arter ökar? Hypotes: Förekomsten av typiska arter minskar då antalet negativa arter ökar. Hur påverkas förekomsten av typiska arter då vegetationshöjden och täckningsgraden av buskar ökar? Hypotes: Förekomsten av typiska arter minskar då vegetationshöjden och täckningsgraden av buskar ökar. Hur förändras antalet förekommande typiska arter i relation till uppföljningsenhetens yta? Hypotes: Förekomsten av typiska arter ökar då habitatets yta ökar. Hur förändras antalet förekommande typiska arter då avståndet till närmaste intilliggande uppföljningsenhet av samma naturtyp ökar? Hypotes: Antalet förekommande typiska arter minskar då avståndet mellan uppföljningsenheter ökar. 6
Hur förändras antalet förekommande typiska arter då avståndet till kusten ökar? Hypotes: Antalet typiska arter ökar då avståndet till kusten minskar. Material och metod Uppföljningsinventering av målindikatorer Metodiken för de uppföljningsinventeringar som utförts av Länsstyrelsen i Hallands län baserar sig på version 5,0 av Manual för uppföljning av betesmarker och slåtterängar i skyddade områden som utfärdats av Anders Haglund och Pär Vik för Naturvårdsverket (L.-Å. Flodin, personlig kommunikation). Manualen beskriver de praktiska metoderna för hur uppföljningsinventeringarna av målindikatorer ska genomföras för olika typer av betes- och slåttermarker i skyddade områden (Haglund & Vik, 2010). I de fall då metodiken avvikit från den som beskrivits i manualen har detta påtalats av anställda vid Länsstyrelsen i Hallands län, vilket beskrivs nedan som personlig kommunikation. Inventering av förekomsten av typiska och negativa arter Förekomsten av typiska och negativa arter inventerades på 31 lokaler i Hallands län mellan 2012 och 2016 (Bilaga I). Majoriteten av lokalerna inventerades under ett år förutom Kungsbackafjorden, Galtabäck-Lynga Gamla Köpstad, Steningekusten och Hållsundsudde-Sönnerbergen som inventerades under flera år, men på olika platser inom det skyddade området (Bilaga II-VI). Respektive lokal har delats in i mindre uppföljningsenheter baserat på naturtyp (L.-Å. Flodin, personlig kommunikation). Inom respektive enhet placerades cirka 50 eller 200 provpunkter ut med hjälp av ett gridsystem (Figur 1, Figur 2) vid vilka inventeringen av förekomsten av typiska och negativa arter skulle genomföras (L.-Å. Flodin, personlig kommunikation). Enligt Naturvårdsverkets manual ska minst 50 provpunkter placeras ut på en uppföljningsenhet vars yta är mindre än 10 hektar (Haglund & Vik, 2010). Om en enhets utbredning överstiger 10 hektar rekommenderar Naturvårdsverkets manual att man istället fördubblar antalet provpunkter, vilka då ska fördelas i kluster över enheten (Haglund & Vik, 2010). Klustermetoden har dock inte använts för de enheter som inkluderats i denna studie. I de fall då Länsstyrelsen i Hallands län ansett att en uppföljningsenhet varit en så kallad floralokal med värdefull/rik flora inventerades dessa enheter på cirka 200 punkter istället för 50 (L.-Å. Flodin, personlig kommunikation). Denna bedömning gjordes antingen i förväg baserat på tidigare kännedom om lokalens artrikedom eller i fält (L.-Å. Flodin, personlig kommunikation). För att bedöma artrikedomen i fält placerades fem provrutor ut i uppföljningsenheten, förekom fler än 2-3 arter i snitt per provruta bedömdes lokalen ha en rik flora (L.-Å. Flodin, personlig kommunikation). Gridmetoden som använts placerar systematiskt ut provpunkter längs parallella, raka linjer inom uppföljningsenheten, med en jämn fördelning över hela utbredningsområdet (Haglund & Vik, 2010). Om naturtypen förekom i flera utspridda fragment inom en och samma lokal fördelades punkterna ut mellan de olika fragmenten (L.-Å. Flodin, personlig kommunikation). Under inventeringen i fält lokaliseras de i förväg utplacerade provpunkterna med hjälp av länsstyrelsens handdatorer (Haglund & Vik, 2010; L.-Å. Flodin, personlig kommunikation). Vid koordinaterna för respektive provpunkt placerades en rutram med en yta på 0,25 m 2 (0,5 x 0,5 m) i vilken typiska och negativa arter eftersöktes (Haglund & Vik, 2010; L.-Å. Flodin, personlig kommunikation). Eftersökningen pågick tills inga nya arter kunde upptäckas i provrutan (L.-Å. Flodin, personlig kommunikation). Det bör noteras att till typiska arter, i detta fall, räknades alla för betes- och slåttermarker typiska arter. Förekomsten av typiska arter i respektive naturtyp baserar sig således inte enbart på de arter som klassats som typiska för naturtypen (L.-Å. Flodin, personlig kommunikation). 7
8
Inventering av vegetationshöjd och täckningsgraden av buskar Vegetationshöjden (cm) och täckningsgraden av buskar (%) inventerades på 28 lokaler i Hallands län mellan år 2012 och 2016 (Bilaga VII). Majoriteten av lokalerna inventerades under ett år förutom Kungsbackafjorden, Galtabäck-Lynga Gamla Köpstad, Steningekusten och Hållsundsudde-Sönnerbergen som inventerats under flera år, men på olika platser inom det skyddade området (Bilaga II-VI). Inventeringarna utfördes efter betesperiodens slut för att undersöka vilken hävdnivå som hade uppnåtts (L.-Å. Flodin, personlig kommunikation). Inventeringen av såväl vegetationshöjd som täckningsgraden av buskar utfördes på cirka 50 provpunkter inom varje uppföljningsenhet (Haglund & Vik, 2010; L.-Å. Flodin, personlig kommunikation). Detta gjordes på alla lokaler förutom i Laholm Sanddynsreservat där inventeringen av vegetationshöjd och täckningsgraden av buskar gjordes på 195 provpunkter. Naturvårdsverkets manual ser helst att man under dessa inventeringar använder sig av punkter med samma koordinater som de som använts under inventeringen av förekomsten av typiska och negativa arter (Haglund & Vik, 2010). I enlighet med Naturvårdsverkets manual mättes vegetationshöjden i provytan med gräsmätare (Haglund & Vik, 2010; L.-Å. Flodin, personlig kommunikation). Vid varje provpunkt placerades gräsmätaren lodrätt ned mot marken, varpå plattan lyfts upp av den underliggande vegetationen (Haglund & Vik, 2010). Vegetationshöjden för provytan bedömdes sedan till det närmaste heltal centimeter som kunde utläsas på plattans ovansida (Haglund & Vik, 2010). Vid samma provpunkter undersöktes även täckningsgraden av buskar. Enligt Naturvårdsverkets manual definieras buskar som en buskart (exempelvis slån, en, nyponrosor) oavsett höjd, samt till bete anpassade lövträd (hagtorn, apel etc.) lägre än 3m (Haglund & Vik, 2010, s. 35). Vid varje provpunkt mättes täckningsgraden av buskar inom en 25 m 2 eller 20 m 2 stor yta (B. Floderus, personlig kommunikation). För varje buskindivid som påträffades inom provytan noterades dess arttillhörighet och areella utbredning i dm 2 (L.-Å. Flodin, personlig kommunikation). Eftersom storleken på provytorna som använts under inventeringarna varierat kommer denna studie och dess analyser på rekommendation av personal på Länsstyrelsen i Hallands län utgå ifrån att samtliga provytors utbredning varit 20 m 2 (B. Floderus, personlig kommunikation). I de fall då den inventerade utbredningen av buskar överstigit 20 m 2 har denna avrundats nedåt till 20 m 2, vilket gett en 100-procentig täckningsgrad av buskar i provytan. Datahantering och statistiska analyser För att avkoda och omvandla de elektroniska inventeringsprotokoll som sammanställts under Länsstyrelsen i Hallands läns uppföljningsinventeringar användes Microsoft Office Excel 2016. När informationen om förekommande typiska och negativa arter avkodats, täckningsgraden av buskar uppskattats och vegetationshöjden noterats kunde dessa variabler sedan vidare analyseras i det statistiska analysprogrammet IBM SPSS Statistics 25. Analys och presentation av geografisk information För att skatta uppföljningsenheternas utbredning, och för att konstruera kartor av dessa, användes det geografiska informationssystemet ESRI ArcMap 10.3.1. Med hjälp av de shape-filer som konstruerats av Länsstyrelsen i Hallands län i samband med uppföljningsinventeringarna kunde även provpunkternas relation till varandra undersökas. ArcMap 10.3.1 användes även för att uppskatta avståndet från varje uppföljningsenhet till kusten, samt för att uppskatta avståndet från en uppföljningsenhet till närmsta intilliggande uppföljningsenhet av samma naturtyp. För att uppskatta dessa avstånd estimerades ett centrum för varje enhet. Därifrån mättes det kortaste avståndet till kusten/centrum för närmaste intilliggande enhet av samma naturtyp. Detta repeterades tre gånger för varje avståndsuppskattning, varpå medelvärdet för dessa tre mätningar är det värde som inkluderats i analysen. 9
Benämningar av naturtyper Framgent kommer naturtyperna att benämnas enligt följande i löpande text: Fukthedar med klockljung (4010) benämns som fukthed. Ris- och gräshedar nedanför trädgränsen (4030) benämns som torrhed. Artrika stagg-gräsmarker nedanför trädgränsen (6230) benämns som stagg-gräsmarker. Artrika silikatgräsmarker nedanför trädgränsen (6270) benämns som silikatgräsmarker. Fuktängar med blåtåtel eller starr (6410) benämns som fuktängar och pionjärvegetation på silikatrika bergytor (8230) benämns som hällmarkstorrängar. Val av analysmetoder I och med att de insamlade datamängderna för målindikatorerna i de flesta fall inte kunnat anses vara normalfördelade har icke-parametriska test valts för majoriteten av de statistiska analyserna (Bilaga VIII). För att undersöka skillnader mellan två uppföljningsenheters medianer valdes ett Mann Whitney U test. För att analysera skillnaden mellan fler än två enheters medianer valdes istället ett Kruskal Wallis test. Denna typ av test förutsätter att varianserna i datamängderna är homogena, det vill säga approximativt lika (Zar, 2010; Kasuya, 2001). För att göra varianserna mer homogena transformerades samtliga datamängder med log10(x+1). Enligt Ennos ökar sannolikheten för att man begår ett så kallat typ 1 fel då flera statistiska test utförs för en viss datamängd (Ennos, 2012). Detta innebär att man upptäcker en till synes signifikant skillnad eller samband, när det egentligen inte finns någon skillnad eller samband mellan populationerna (Ennos, 2012, egen översättning, s. 4). För att reducera risken att begå ett typ 1 fel valdes därför multivariata analysmetoder; närmare bestämt binomial logistisk regression och multipel linjär regression (Ennos, 2012). För att genomföra en binomial logistisk regression omvandlades responsvariabeln, i detta fall antalet förekommande typiska arter per provruta, från en frekvens till en binär responsvariabel (0 och 1, där 1 står för att typiska arter förekom i provrutan och 0 står för ingen förekomst). Den binomiala logistiska regressionen, avser att uppskatta sannolikheten för att ett utfall sker (eller inte sker) baserat på värdena för kovariaterna (Ennos, 2012). I detta fall avsåg analysen uppskatta sannolikheten för att en typisk art förekom (eller inte förekom) i en provruta baserat på värdena för kovariaterna vegetationshöjd (cm) och täckningsgrad av buskar (%) inom respektive naturtyp. En interaktion mellan kovariaterna inkluderades i modellen, men i samtliga tester var effekten ickesignifikant (p > 0,08) och uteslöts därför i resultatredovisningen nedan. Binomial logistisk regression användes även för att undersöka hur de ovan nämnda kovariaterna påverkade förekomsten av rödlistade arter, vilka utgjorde en delmängd av de typiska arterna. Detta test kunde endast genomföras för fem av sex naturtyper, eftersom en naturtyp saknade förekomst av rödlistade arter. Ingen av dessa regressionsmodeller var dock statistiskt signifikanta (resultat ej redovisade). För att undersöka huruvida responsvariabeln antal typiska arter per provruta påverkades av de oberoende variablerna avstånd till kusten (m), avstånd till närmaste intilliggande uppföljningsenhet av samma naturtyp (m) och uppföljningsenhetens yta (m 2 ) genomfördes en multipel linjär regressionsanalys. För att kunna genomföra den multipla linjära regressionsanalysen beräknades först ett medelvärde för antalet typiska arter per provruta i respektive uppföljningsenhet som sedan analyserades gentemot de oberoende variablerna. Analysen inkluderade samtliga uppföljningsenheter vilka inventerats för förekomsten av typiska och negativa arter vilka uppfyllt nedanstående villkor (se Urval av datamängder ). 10
Både binomial logistisk regression och multipel regression förutsätter att det inte förekommer multikollinearitet mellan de oberoende variablerna. I de fall då de oberoende variablerna haft en signifikant korrelation har en av de korrelerande variablerna uteslutits från analysen. Urval av datamängder För de analyser som genomförts har ett visst urval av datamängder gjorts, en fullständig sammanställning av vilka lokaler som inkluderats i de multivariata analyserna återfinns i Bilaga I, VII. För den deskriptiva statistiken av förekomsten av typiska och negativa arter (Bilaga I, IX-XXI) har endast de punkter där det funnits angivet datum, inventerare och komplett inventeringsprotokoll inkluderats. Av denna anledning har datamängderna från inventeringen av uppföljningsenheterna Steningekusten 2013 (naturtyp: fuktäng) och Svängehallar-Fjärehals 2013 (naturtyp: hällmarkstorräng) exkluderats från samtliga analyser på grund av en stor andel missing values. Från inventeringen av vegetationshöjd och täckningsgraden av buskar slumpades 30 provpunkter per uppföljningsenhet ut för att inkluderas i de binomiala logistiska regressionsanalyserna. För att en punkt skulle inkluderas i analyserna skulle följande tre villkor vara uppfyllda: I. Vegetationshöjden och/eller täckningsgraden av buskar i provytan >0 (cm eller %). Detta eftersom i de fall då båda mätvärden = 0 indikerar detta att punkten hamnat i vatten, på kalt berg eller i skog (B. Floderus, personlig kommunikation). II. Provpunkten för mätningarna kunde bedömas vara tagen på ungefär samma plats som en punkt som inventerats för förekomsten av typiska och negativa arter. Eftersom studien avser att undersöka relationen mellan dessa variabler bör provpunkterna mellan inventeringarna vara tagna på ungefär samma plats. Detta kunde endast utgöras hos de uppföljningsenheter där förekomsten av typiska och negativa arter inventerats på cirka 50 provpunkter, där inventeringspunkternas punktid verkade matcha mellan de två inventeringarna. Detta innebär att majoriteten av de enheter som inventerats för förekomsten av typiska och negativa arter på cirka 200 punkter uteslutits från de binomiala logistiska regressionsanalyserna. Däremot inkluderades fuktängen i Laholms sanddynsreservat i analyserna, eftersom provpunkternas punktid och koordinater verkat överensstämma mellan de två inventeringarna hos samtliga 195 provpunkter. III. PunktID >0. Provpunkter från inventeringarna vilka saknat punktid har ej kunnat kopplas till en motsvarande punkt från den motsatta inventeringen. Därmed har dessa provpunkter exkluderats från den binomiala logistiska regressionsanalysen. I de fall då tydliga outliers uppmärksammats i de slumpade provytorna från inventeringen av vegetationshöjd har dessa utvärderats. Om den uppmätta vegetationshöjden inte kunnat antas vara representativ för hela provytan har dessa provytor exkluderats från analysen varpå nya provytor slumpats ut för att ersätta dessa (Tabell 1). Tabell 1: Provpunkter som exkluderats från de binomiala logistiska regressionsanalyserna eftersom vegetationshöjden inte kunnat antas vara representativ för hela provytan. Dessa provytor ersattes med nya slumpvis utvalda provytor. Lokal Naturtyp PunktID Vegetationshöjd Steningekusten 2015 Fuktäng 32 250cm Grimsholmen Torrhed 2 200cm Lokalen Långhultamyren har inkluderats i de binomiala logistiska regressionsanalyserna trots att inventeringen av typiska och negativa arter samt inventeringen av vegetationshöjd och täckningsgrad av buskar skett under skilda år (Bilaga I, VII). Detta eftersom inventeringarna ansetts ha skett tillräckligt nära i tid till varandra (mindre än ett år) för att kunna relateras och därmed samanalyseras. 11
För de naturtyper där samma lokal inventerats under flera år har ett av åren slumpats ut för att inkluderas i de binomiala logistiska regressionsanalyserna (Bilaga I, VII). För hällmarkstorrängarna i Galtabäck-Lynga Gamla Köpstad har färre än 30 punkter inkluderats i den binomiala logistiska regressionsanalysen eftersom inte tillräckligt många punkter uppfyllde villkoren ovan (Bilaga VII). I den multipla linjära regressionsanalysen inkluderades samtliga lokaler vilka inventerats för förekomsten av typiska och negativa arter som inkluderats i denna studie. Från dessa inventeringar slumpades 30 provpunkter ut per uppföljningsenhet för att inkluderas i analysen. I de fall då samma naturtyp inventerats under flera år i en och samma lokal har ett av åren slumpats ut för att inkluderas i den multipla linjära regressionsanalysen (Bilaga I). Resultat Inventering av förekomsten av typiska och negativa arter En fullständig sammanställning av de förekommande typiska och negativa arterna inom respektive uppföljningsenhet och naturtyp återfinns i Bilaga I, IX-XXI. Då datamängderna från inventeringen av förekomsten av typiska och negativa arter per provruta sammanställts och analyserats naturtypsvis framkom det att datamängderna inte kunde anses vara normalfördelade inom naturtyperna (Bilaga VIII, Tabell B). Således är medianen för antalet förekommande typiska och negativa arter ett mer representativt väntevärde än medelvärdet för detsamma. För bedömningen av målindikatorn antalet förekommande typiska arter per provruta används däremot ett medelvärde för antalet typiska arter per provruta (Haglund & Vik, 2010). På grund av detta kommer båda alternativen presenteras för samtliga naturtyper. Fukthed med klockljung Naturtypen fukthed återfanns i åtta av de 30 inventerade lokalerna. 36 stycken typiska arter återfanns inom uppföljningsenheterna, varav tre var rödlistade (Tabell 2). Totalt inkluderades 888 provrutor i sammanställningen. Tabell 2: Förekommande rödlistade (typiska) arter på de inventerade fukthedarna, där n beskriver antalet provrutor där arten förekommit inom de inventerade uppföljningsenheterna. Rödlistekategori a Svenskt namn Vetenskapligt namn n NT Borsttåg Juncus squarrosus 1 Endast i Mästocka ljunghed NT Granspira Pedicularis sylvatica 4 Endast i Gamla Varberg NT Ängsstarr Carex hostiana 6 Endast i Svängehallar-Fjärehals a: Baserat på Artdatabankens rödlista från 2015 (Artdatabanken, 2015). De vanligast förekommande typiska arterna på fukthedarna var blodrot, Potentilla erecta (n = 369, 41,6% av provrutorna), klockljung, Erica tetralix (n = 313, 35,3%), stjärnstarr, Carex echinata (n = 227, 25,6%) och hirsstarr, Carex panicea (n = 225, 25,3%). Klockljung och stjärnstarr återfanns i sju av åtta lokaler medan hirsstarr och blodrot återfanns i sex av åtta lokaler. Medianen för antalet förekommande typiska arter var en art per provruta, och medelvärdet var 1,7 (±0,1) arter per provruta. De vanligast förekommande negativa arterna var knapptåg, Juncus conglomeratus (n = 109, 12,3%) samt veketåg, Juncus effusus (n = 53, 6,0%). Knapptåg återfanns i samtliga lokaler, medan veketåg endast återfanns i fyra av åtta lokaler. Medianen för antalet förekommande negativa arter var noll arter per provruta, vilket innebär att negativa arter saknades i en majoritet av de inventerade provrutorna. 12
Ris- och gräshedar nedanför trädgränsen Naturtypen torrhedar återfanns i 20 av de 30 inventerade lokalerna, där lokalen Steningekusten inventerats under tre olika år. 67 stycken typiska arter återfanns inom uppföljningsenheterna, varav sju var rödlistade (Tabell 3). Totalt inkluderades 1659 provrutor i sammanställningen. Tabell 3: Förekommande rödlistade (typiska) arter på de inventerade torrhedarna, där n beskriver antalet provrutor där arten förekommit inom de inventerade uppföljningsenheterna. Rödlistekategori a Svenskt namn Vetenskapligt namn n NT Backtimjan Thymus serpyllum 3 NT Borsttåg Juncus squarrosus 5 NT Granspira Pedicularis sylvatica 63 Varav 46 i Ringenäs NT Hårginst Genista pilosa 23 Endast i Mästocka ljunghed VU Klockgentiana Gentiana pneumonanthe 29 Varav 28 i Ringenäs VU Loppstarr Carex pulicaris 2 VU Slåttergubbe Arnica montana 57 a: Baserat på Artdatabankens rödlista från 2015 (Artdatabanken, 2015). De vanligast förekommande typiska arterna på torrhedarna var blodrot, Potentilla erecta (n = 640, 38,6% av provrutorna), pillerstarr, Carex pilulifera (n = 437, 26,3%) samt knippfryle, Luzula campestris (n = 366, 22,1%) Blodrot återfanns i alla 20 lokaler (även under alla år på Steningekusten). Pillerstarr återfanns i alla lokaler (även under alla år på Steningekusten) förutom på Ramnö. Knippfryle återfanns i alla lokaler (även under alla år på Steningekusten) förutom på Vallda Sandö. Medianen för antalet förekommande typiska arter var en art per provruta, och medelvärdet var 2,1 (±0,1) arter per provruta. De vanligast förekommande negativa arterna var knapptåg, Juncus conglomeratus (n = 164, 9,9%), örnbräken, Pteridium aquilinum (n = 61, 3,7%) samt vanlig smörblomma, Ranunculus acris ssp. acris (n = 59, 3,6%). Medianen för antalet förekommande negativa arter var noll arter per provruta. Artrika stagg-gräsmarker nedanför trädgränsen Naturtypen stagg-gräsmarker återfanns i fyra av de 30 inventerade lokalerna. 36 stycken typiska arter återfanns inom uppföljningsenheterna, varav två var rödlistade (Tabell 4). Totalt inkluderades 518 provrutor i sammanställningen. Tabell 4: Förekommande rödlistade (typiska) arter på de inventerade stagg-gräsmarkerna, där n beskriver antalet provrutor där arten förekommit inom de inventerade uppföljningsenheterna. Rödlistekategori a Svenskt namn Vetenskapligt namn n NT Granspira Pedicularis sylvatica 2 VU Slåttergubbe Arnica montana 2 Endast i Sandsjöbacka a: Baserat på Artdatabankens rödlista från 2015 (Artdatabanken, 2015). De vanligast förekommande typiska arterna på stagg-gräsmarkerna var blodrot, Potentilla erecta (n = 259, 50,0% av provrutorna), hirsstarr, Carex panicea (n = 117, 22,6%), vårbrodd, Anthoxanthum odoratum (n = 98, 18,9%) samt stagg, Nardus stricta (n = 91, 17,6%). Dessa arter återfanns i samtliga inventerade lokaler. Medianen för antalet förekommande typiska arter var två arter per provruta, och medelvärdet var 2,0 (±0,2) arter per provruta. De vanligast förekommande negativa arterna var knapptåg, Juncus conglomeratus (n = 88, 17,0%), veketåg, Juncus effusus (n = 78, 15,1%) samt vanlig smörblomma, Ranunculus acris ssp. acris (n = 78, 15,1%). Av dessa arter återfanns majoriteten av knapptåg i Sandsjöbacka och majoriteten av veketåg och vanlig smörblomma i Båtafjorden. Medianen för antalet förekommande negativa arter var noll arter per provruta. 13
Artrika silikatgräsmarker nedanför trädgränsen Naturtypen silikatgräsmarker återfanns i sex av de 30 inventerade lokalerna. 51 stycken typiska arter återfanns inom uppföljningsenheterna, varav sju var rödlistade (Tabell 5). Totalt inkluderades 748 provrutor i sammanställningen. Tabell 5: Förekommande rödlistade (typiska) arter på de inventerade silikatgräsmarkerna, där n beskriver antalet provrutor där arten förekommit inom de inventerade uppföljningsenheterna. Rödlistekategori a Svenskt namn Vetenskapligt namn n NT Backtimjan Thymus serpyllum 8 Varav 5 i Båtafjorden NT Hårginst Genista pilosa 8 Endast i Hollandsbjär NT Klasefibbla Crepis praemorsa 1 Endast i Hollandsbjär NT Rödsäv Blysmus rufus 3 Endast på Getterön VU Slåttergubbe Arnica montana 3 NT Smal käringtand Lotus tenuis 15 Endast på Getterön NT Sommarfibbla Leontodon hispidus 1 Endast i Galtabäck-Lynga Gamla Köpstad a: Baserat på Artdatabankens rödlista från 2015 (Artdatabanken, 2015). De vanligast förekommande typiska arterna på silikatgräsmarkerna var knippfryle, Luzula campestris (n = 336, 44,9% av provrutorna), vårbrodd, Anthoxanthum odoratum (n = 255, 34,1%) samt stenmåra, Galium saxatile (n = 214, 28,6%). Vårbrodd förekom i samtliga lokaler. Knippfryle förekom i alla lokaler förutom på Getterön. Stenmåra förekom endast i två av sex lokaler, i Biskopstorp och i Hollandsbjär. Medianen för antalet förekommande typiska arter var två arter per provruta, och medelvärdet var 2,4 (±0,2) arter per provruta. De vanligast förekommande negativa arterna var vanlig smörblomma, Ranunculus acris ssp. acris (n = 241, 31,8%), älggräs, Filipendula ulmaria (n = 64, 8,4%) samt tuvtåtel, Deschampsia cespitosa (n = 61, 8,0%). Vanlig smörblomma förekom i samtliga lokaler. Älggräs förekom i två av sex lokaler, varav den absoluta majoriteten förekom på Hagön. Tuvtåtel förekom i alla lokaler förutom Båtafjorden, och över hälften av fynden gjordes i Biskopstorp. Medianen för antalet förekommande negativa arter var noll arter per provruta. Fuktängar med blåtåtel eller starr Naturtypen fuktängar återfanns i 15 av de 30 inventerade lokalerna, där lokalen Steningekusten inventerats under tre olika år (Bilaga I). 63 stycken typiska arter återfanns inom uppföljningsenheterna, varav fem var rödlistade (Tabell 6). Totalt inkluderades 1969 provrutor i sammanställningen. Tabell 6: Förekommande rödlistade (typiska) arter på de inventerade fuktängarna, där n beskriver antalet provrutor där arten förekommit inom de inventerade uppföljningsenheterna. Rödlistekategori a Svenskt namn Vetenskapligt namn n NT Granspira Pedicularis sylvatica 15 Varav 6 i Svängehallar-Fjärehals VU Klockgentiana Gentiana pneumonanthe 1 Endast på Steningekusten 2015 VU Loppstarr Carex pulicaris 27 Varav 13 i Svängehallar-Fjärehals NT Rödsäv Blysmus rufus 1 Endast i Galtabäck-Lynga Gamla Köpstad NT Ängsstarr Carex hostiana 17 Varav 11 i Äskhult a: Baserat på Artdatabankens rödlista från 2015 (Artdatabanken, 2015). De vanligast förekommande typiska arterna på fuktängarna var blodrot, Potentilla erecta (n = 796, 40,4% av provrutorna), hirsstarr, Carex panicea (n = 724, 36,8%), stjärnstarr, Carex echinata (n = 339, 17,2%) samt kärrviol, Viola palustris (n = 284, 14,4%). Blodrot förekom i samtliga lokaler. 14
Hirsstarr och kärrviol förekom i alla lokaler förutom Mästocka ljunghed och Galtabäck-Lynga Gamla Köpstad (även under alla år på Steningekusten) och stjärnstarr förekom i alla lokaler (även under alla år på Steningekusten) förutom Galtabäck-Lynga Gamla Köpstad och Båtafjorden. Medianen för antalet förekommande typiska arter var två arter per provruta, och medelvärdet var 2,0 (±0,1) arter per provruta. De vanligast förekommande negativa arterna var veketåg, Juncus effusus (n = 353, 17,9%), knapptåg, Juncus conglomeratus (n = 325, 16,5%) samt älggräs, Filipendula ulmaria (n = 295, 15,0%). Veketåg och knapptåg återfanns i samtliga lokaler (även under alla år på Steningekusten). Älggräs återfanns i tio av 15 lokaler, där över en tredjedel av fynden (38,6%) gjordes i Äskhult. Medianen för antalet förekommande negativa arter var en art per provruta. Pionjärvegetation på silikatrika bergytor Naturtypen hällmarkstorrängar återfanns i tio av de 30 inventerade lokaler, där lokalerna Kungsbackafjorden, Steningekusten och Galtabäck-Lynga Gamla Köpstad inventerats under fler än ett år (Bilaga I). 35 stycken typiska arter återfanns inom uppföljningsenheterna, men ingen av dessa arter var rödlistade. Totalt inkluderades 928 provrutor i sammanställningen. De vanligaste typiska arterna på hällmarkstorrängar var tuschlav, Lasallia pustulata (n = 197, 21,2%) och pillerstarr, Carex pilulifera (n = 57, 6,1%). Tuschlav förekom i alla lokaler förutom Galtabäck-Lynga Gamla Köpstad (under både 2012 och 2013), Gamla Varberg samt Steningekusten 2012. Tuschlav förekom däremot på Steningekusten vid senare inventeringstillfällen. Medianen för antalet förekommande typiska arter var noll arter per provruta, och medelvärdet var 0,6 (±0,1) arter per provruta. Den vanligaste negativa arten var knapptåg, Juncus conglomeratus (n = 23, 2,5% av provrutorna). Medianen för antalet förekommande negativa arter var noll arter per provruta. Förekomst av rödlistade arter Förekomsten av rödlistade (typiska) arter sammanställdes för att undersöka den relativa frekvensen av dessa hos de inventerade lokalerna. Den relativa frekvensen baserar sig på andelen provrutor där rödlistade (typiska) arter förekommit inom en lokals samlade uppföljningsenheter. Sammanställningen visade att rödlistade (typiska) arter återfanns i 23 av de 30 inventerade lokalerna (Bilaga I). På Steningekusten återfanns rödlistade (typiska) arter under fler än ett års inventeringar. Den lokal som hade högst relativ frekvens av rödlistade (typiska) arter var Ringenäs, därefter följt av Getterön, Äskhult och Vadkärr (Tabell 7). Klassificeringen av arter baserar sig på ArtDatabankens rödlista från 2015 (ArtDatabanken, 2015). Enligt ArtDatabanken benämns en art som rödlistad om den, baserat på IUCN:s kriterier för rödlistning, klassificerats som Nationellt utdöd (RE), Akut hotad (CR), Starkt hotad (EN), Sårbar (VU), Nära hotad (NT), eller Kunskapsbrist (DD) (ArtDatabanken, 2015, s. 10). 15
Tabell 7: Den relativa frekvensen (%) av rödlistade (typiska) arter för de lokaler vars relativa frekvens >2,0%. Värdet baserar sig på andelen provrutor i en lokals samtliga uppföljningsenheter där rödlistade (typiska) arter förekommit (där n står för det totala antalet provrutor som inventerats på lokalen). Högst relativ frekvens av rödlistade (typiska) arter hade Ringenäs, tätt följt av Getterön och Äskhult. Lokal n Relativ frekvens av rödlistade (typiska) arter Ringenäs 202 33,7% Getterön 55 30,9% Äskhult 61 27,9% Vadkärr 200 17,0% Mästocka Ljunghed 175 15,4% Järnmölle 80 13,8% Steningekusten 2015 51 5,9% Hollandsbjär 255 5,5% Svängehallar-Fjärehals 528 4,9% Laholm Sanddynsreservat 195 2,6% Båtafjorden 331 2,1% De två vanligast förekommande rödlistade (typiska) arterna var granspira, Pedicularis sylvatica, och slåttergubbe, Arnica montana. Dessa arter förekom i flest antal provrutor sett över alla inventerade lokaler (Figur 3). 54,8% av förekomsterna av granspira inventerades i Ringenäs och 43,6% av förekomsterna av slåttergubbe inventerades i Vadkärr. Figur 3: Piechart som illustrerar fördelningen av förekomsterna av rödlistade (typiska) arter inom samtliga inventerade lokaler. De vanligast förekommande rödlistade (typiska) arterna under Länsstyrelsen i Hallands läns uppföljningsinventeringar var granspira, Pedicularis sylvatica, och slåttergubbe, Arnica montana. Rödlisteklassificeringen baserar sig på ArtDatabankens rödlista från 2015 (Artdatabanken, 2015). Inventering av vegetationshöjd och täckningsgrad av buskar Följande resultat baserar sig enbart på de provpunkter som slumpats ut för att ingå i de binomiala logistiska regressionsanalyserna. För täckningsgraden av buskar uppskattades en procentuell täckningsgrad av den totala inventerade ytan inom respektive naturtyp. Täckningsgraden var som högst hos stagg-gräsmarkerna (n = 60) 16
med 18,1% av den totala inventerade ytan, följt av fukthedarna (n = 150) med 12,8%. Därefter hällmarkstorrängarna (n = 231) med 8,3%, torrhedarna (n = 420) med 7,2%, fuktängarna (n = 270) med 6,4% och lägst täckningsgrad hade silikatgräsmarkerna (n = 90) med 0,7%. Den procentuella täckningsgraden hos respektive uppföljningsenhet finns sammanställd i Bilaga VII. Mätningarna av vegetationshöjden sammanställdes och analyserades naturtypsvis, varpå det framkom att vegetationshöjden inte kunde anses vara normalfördelad inom naturtyperna (Bilaga VIII, Tabell A). På grund av detta är medianen för vegetationshöjden ett mer representativt väntevärde än medelvärdet för detsamma. I bedömningen av målindikatorn används däremot ett medelvärde för vegetationshöjden (Haglund & Vik, 2010). På grund av detta kommer båda alternativen presenteras nedan. Medianen för vegetationshöjden på fukthedarna var 14cm med ett range på 64cm, vilket var den högsta uppmätta medianen för vegetationshöjden. Därefter följt av fuktängarna där medianen var 9cm med ett range på 72cm, torrhedarna 8cm med ett range på 150cm, stagg-gräsmarkerna 8cm med ett range på 120cm och hällmarkstorrängarna 7cm med ett range på 63cm. På silikatgräsmarkerna var medianen 6cm med ett range på 13cm, vilket var den lägsta uppmätta medianen för vegetationshöjden (Figur 4). Figur 4: Boxplot som illustrerar median och spridning i vegetationshöjden (cm) per provyta baserat på de punkter som slumpats ut för att ingå i de binomiala logistiska regressionsanalyserna. Benämningarna för naturtyperna är förkortade enligt: FH (fukthedar) där n = 150, TH (torrhedar) där n = 420, STGM (stagg-gräsmarker) där n = 60, SIGM (silikatgräsmarker) där n = 90, FÄ (fuktängar) där n = 270 samt HMTÄ (hällmarkstorrängar) där n = 231. Mer eller mindre tydliga outliers förekom i samtliga naturtyper. Medelvärdet för vegetationshöjden var som högst på stagg-gräsmarkerna, där medelvärdet var 18,8cm (±7,9cm). Därefter följde fukthedarna med ett medelvärde på 15,9cm (±1,7cm), torrhedarna med ett medelvärde på 12,8cm (±1,5cm), fuktängarna med ett medelvärde på 10,8cm (±0,9cm) och på hällmarkstorrängarna var medelvärdet 9,2cm (±1,0cm). Silikatgräsmarkerna hade det lägsta medelvärdet på 6,3cm (±0,6cm). Då mätningarna av vegetationshöjden sammanställts och analyserats för respektive uppföljningsenhet framkom det att vegetationshöjden var normalfördelad hos en minoritet av uppföljningsenheterna (Bilaga XXII). För dessa uppföljningsenheter är medelvärdet ett mer representativt väntevärde än medianen för detsamma. Hos resterande uppföljningsenheter är dock medianen för vegetationshöjden ett mer representativt väntevärde. 17
En fullständig sammanställning av medianen för vegetationshöjden inom respektive uppföljningsenhet återfinns i Bilaga VII. En fullständig sammanställning av medelvärdet för vegetationshöjden inom respektive uppföljningsenhet återfinns istället i Bilaga XXIII. Jämförelse av målindikatorer mellan lokaler av samma naturtyp Följande resultat baserar sig enbart på de provpunkter som slumpats ut för att ingå i de binomiala logistiska regressionsanalyserna. Shapiro Wilks normalfördelningstest visade på att datamängderna för de uppmätta målindikatorerna i samtliga naturtyper inte kunde anses vara normalfördelade (p <0,05) (Bilaga VIII, Tabell A). För att undersöka om det fanns skillnader i median hos de uppmätta målindikatorerna mellan olika uppföljningsenheter av samma naturtyp gjordes ett Kruskal Wallis test (alternativt Mann Whitney U test där jämförelsen skedde mellan två enheter). För naturtypen fukthedar visade Kruskal Wallis test på signifikanta skillnader mellan uppföljningsenheter för tre av fyra målindikatorer (Tabell 8). Tabell 8: Output för Kruskal Wallis test av målindikatorer som inventerats under Länsstyrelsen i Hallands läns uppföljningsinventeringar av fukthedar (n = 150 provpunkter). Målindikator a Kruskal Wallis χ 2 Antal lokaler p Antal typiska arter per provruta 63,5 5 0,00 Antal negativa arter per provruta 5,8 5 0,22 Täckningsgrad av buskar (%) 33,7 5 0,00 Vegetationshöjd (cm) 26,0 5 0,00 a: Log 10 (x+1) transformerad. För torrhedarna visade Kruskal Wallis test på signifikanta skillnader mellan uppföljningsenheter för samtliga målindikatorer (Tabell 9). Tabell 9: Output för Kruskal Wallis test av målindikatorer från Länsstyrelsen i Hallands läns uppföljningsinventeringar av torrhedar (n = 420 provpunkter). Målindikator a Kruskal Wallis χ 2 Antal lokaler p Antal typiska arter per provruta 149,5 14 0,00 Antal negativa arter per provruta 43,7 14 0,00 Täckningsgrad av buskar (%) 59,4 14 0,00 Vegetationshöjd (cm) 120,9 14 0,00 a: Log 10 (x+1) transformerad. För stagg-gräsmarkerna visade Mann Whitney U test på signifikanta skillnader mellan uppföljningsenheter för tre av fyra målindikatorer (Tabell 10). Tabell 10: Output för Mann Whitney U test av målindikatorerna från Länsstyrelsen i Hallands läns uppföljningsinventeringar av stagg-gräsmarker (n = 60 provpunkter). Målindikator a Mann Whitney U 30,30 p Antal typiska arter per provruta 424,5 0,69 Antal negativa arter per provruta 151,5 0,00 Täckningsgrad av buskar (%) 297,5 0,01 Vegetationshöjd (cm) 301,5 0,03 a: Log 10 (x+1) transformerad. 18
Även för silikatgräsmarkerna visade Kruskal Wallis test på signifikanta skillnader mellan uppföljningsenheter för tre av fyra målindikatorer (Tabell 11). Tabell 11: Output för Kruskal Wallis test av målindikatorer från Länsstyrelsen i Hallands läns uppföljningsinventeringar av silikatgräsmarker (n = 90 provpunkter). Målindikator a Kruskal Wallis χ 2 Antal lokaler p Antal typiska arter per provruta 55,7 3 0,00 Antal negativa arter per provruta 14,1 3 0,00 Täckningsgrad av buskar (%) 11,2 3 0,80 Vegetationshöjd (cm) 0,5 3 0,00 a: Log 10 (x+1) transformerad. För fuktängarna visade Kruskal Wallis test på signifikanta skillnader mellan uppföljningsenheter för samtliga målindikatorer (Tabell 12). Tabell 12: Output för Kruskal Wallis test av målindikatorer från Länsstyrelsen i Hallands läns uppföljningsinventeringar av fuktängar (n = 270 provpunkter). Målindikator a Kruskal Wallis χ 2 Antal lokaler p Antal typiska arter per provruta 99,7 9 0,00 Antal negativa arter per provruta 39,0 9 0,00 Täckningsgrad av buskar (%) 118,4 9 0,00 Vegetationshöjd (cm) 44,7 9 0,00 a: Log 10 (x+1) transformerad. För hällmarkstorrängarna visade Kruskal Wallis test på signifikanta skillnader mellan uppföljningsenheter för tre av fyra indikatorer (Tabell 13). Resultatet för variabeln antal negativa arter per provruta var också nära signifikansnivån (α = 0,05) (Tabell 13). Tabell 13: Output för Kruskal Wallis test av målindikatorer från Länsstyrelsen i Hallands läns uppföljningsinventeringar av hällmarkstorrängar (n = 231 provpunkter). Målindikator a Kruskal Wallis χ 2 Antal lokaler p Antal typiska arter per provruta 67,3 8 0,00 Antal negativa arter per provruta 13,8 8 0,06 Täckningsgrad av buskar (%) 26,4 8 0,00 Vegetationshöjd (cm) 42,4 8 0,00 a: Log 10 (x+1) transformerad. Multivariat analys; hur påverkas förekomsten av typiska arter av ökad igenväxning och antalet negativa arter? Följande resultat baserar sig enbart på de provpunkter som slumpats ut för att ingå i de binomiala logistiska regressionsanalyserna. Fukthed med klockljung Spearman rangkorrelation mellan kovariaterna visade på en signifikant korrelation mellan täckningsgraden av buskar och vegetationshöjden (rs = 0,39, n = 150, p = 0,000). För att undvika multikollinearitet uteslöts därför täckningsgraden av buskar från den fortsatta analysen. Den binomiala logistiska regressionsanalysen föll ut som signifikant (χ 2 = 19,3, n = 150, p = 0,000). Modellen visade att vegetationshöjden, kontrollerad för effekten av den andra kovariaten, hade en signifikant påverkan på förekomsten av typiska arter (Tabell 14). Däremot fanns det ingen separat signifikant effekt av antalet negativa arter i provrutan på förekomsten av typiska arter (Tabell 14). 19
Tabell 14: Summering av output från den binomiala logistiska regressionsanalysen för förekomsten av typiska arter på de inventerade fukthedarna (n = 150 provpunkter). β SE Wald χ 2 p Exp(β) Antal negativa arter i provrutan 1,63 ±1,72 0,9 0,343 5,10 Vegetationshöjd (cm) -0,07 ±0,02 11,2 0,001 0,93 Constant 1,35 ±0,37 13,5 0,000 3,84 Nagelkerke R Square = 0,16 Denna modell kunde estimera ett korrekt utfall i 62,0% av fallen. För vegetationshöjden var koefficienten β negativ, vilket indikerar att vegetationshöjden hade en negativ påverkan på förekomsten av typiska arter. Odds-ration, Exp(β), var 0,93, vilket innebär att då vegetationshöjden ökade med en enhet minskade oddset för att typiska arter förekom i provrutan med 7%. Ris- och gräshedar nedanför trädgränsen Spearman rangkorrelation mellan kovariaterna visade på en signifikant korrelation mellan täckningsgraden av buskar och vegetationshöjden (rs = 0,22, n = 420, p = 0,000) samt mellan täckningsgraden av buskar och antalet negativa arter i provrutan (rs = -0,11, n = 420, p = 0,027). Täckningsgraden av buskar uteslöts därför från den fortsatta analysen för att undvika multikollinearitet. Den binomiala logistiska regressionsanalysen föll ut som signifikant (χ 2 =39,7, n = 420, p = 0,000). Modellen visade att både antalet negativa arter och vegetationshöjden hade en signifikant påverkan på förekomsten av typiska arter (Tabell 15). Tabell 15: Summering av output från den binomiala logistiska regressionsanalysen för förekomsten av typiska arter på de inventerade torrhedarna (n = 420 provpunkter). β SE Wald χ 2 p Exp(β) Antal negativa arter i provrutan 1,36 ±0,43 9,9 0,002 3,88 Vegetationshöjd (cm) -0,04 ±0,01 11,7 0,001 0,97 Constant 0,76 ±0,17 20,8 0,000 2,13 Nagelkerke R Square = 0,12 Denna modell kunde estimera ett korrekt utfall i 68,6% av fallen. För vegetationshöjden var koefficienten β negativ, vilket återigen indikerar att vegetationshöjden hade en negativ påverkan på förekomsten av typiska arter. Odds-ration var 0,97, vilket innebär att då vegetationshöjden ökade med en enhet, minskade oddset för att typiska arter förekom i provrutan med 3%. För antalet förekommande negativa arter i provrutan var koefficienten β däremot positiv. Oddsration var 3,88, vilket innebär att då antalet förekommande negativa arter ökade med en enhet (i detta fall en art), ökade oddset för att typiska arter förekom i provrutan nästan fyrfalt (388%). Artrika stagg-gräsmarker nedanför trädgränsen Spearman rangkorrelation mellan kovariaterna visade på en signifikant korrelation mellan täckningsgraden av buskar och vegetationshöjden (rs = 0,34, n = 60, p = 0,008) samt mellan täckningsgraden av buskar och antalet negativa arter i provrutan (rs = -0,27, n = 60, p = 0,036). För att undvika multikollinearitet uteslöts därför återigen täckningsgraden av buskar från den fortsatta analysen. Den binomiala logistiska regressionsanalysen föll ut som signifikant (χ 2 =14,9, n = 60, p = 0,002). Modellen visade att effekten av antalet negativa arter i provrutan hade en signifikant påverkan på 20
förekomsten av typiska arter (Tabell 16). Däremot fanns det ingen separat signifikant effekt av vegetationshöjden på förekomsten av typiska arter (Tabell 16). Tabell 16: Summering av output från den binomiala logistiska regressionsanalysen för förekomsten av typiska arter på de inventerade stagg-gräsmarkerna (n = 60 provpunkter). β SE Wald χ 2 p Exp(β) Antal negativa arter i provrutan -1,52 ±0,77 3,9 0,049 0,22 Vegetationshöjd (cm) -0,05 ±0,03 3,3 0,071 0,95 Constant 1,24 ±0,46 7,1 0,007 3,44 Nagelkerke R Square = 0,30 Denna modell kunde estimera ett korrekt utfall i 70,0% av fallen. För antalet förekommande negativa arter i provrutan var koefficienten β negativ, och odds-ration var 0,22. Detta innebär att då antalet förekommande negativa arter ökade med en enhet (en art), minskade oddset för att typiska arter förekom i provrutan med 78%. Artrika silikatgräsmarker nedanför trädgränsen Spearman rangkorrelation mellan kovariaterna visade på att det inte fanns någon korrelation mellan kovariaterna (rs < 0,15, n = 90, p > 0,164). Därmed kunde samtliga kovariater inkluderas i analysen. Den binomiala logistiska regressionsanalysen föll ut som signifikant (χ 2 =24,4, n = 90, p = 0,000). Modellen visade däremot ingen signifikant effekt av de inkluderade kovariaterna på förekomsten av typiska arter (Tabell 17). Tabell 17: Summering av output från den binomiala logistiska regressionsanalysen för förekomsten av typiska arter på de inventerade silikatgräsmarkerna (n = 90 provpunkter). β SE Wald χ 2 p Exp(β) Antal negativa arter i provrutan -0,67 ±1,14 0,4 0,554 0,51 Vegetationshöjd (cm) 0,10 ±0,15 0,5 0,500 1,11 Täckningsgrad av buskar (%) -0,36 ±0,32 1,3 0,253 0,70 Constant 1,26 ±0,91 1,9 0,164 3,55 Nagelkerke R Square = 0,29 Denna modell kunde estimera ett korrekt utfall i 77,8% utav fallen. Fuktängar med blåtåtel eller starr Spearman rangkorrelation mellan kovariaterna visade på en signifikant korrelation både mellan täckningsgraden av buskar och vegetationshöjden (rs = 0,24, n = 270, p = 0,000) samt mellan täckningsgraden av buskar och antalet negativa arter i provrutan (rs = -0,24, n = 270, p = 0,000). För att undvika multikollinearitet uteslöts därför täckningsgraden av buskar från den fortsatta analysen. Den binomiala logistiska regressionsanalysen föll ut som signifikant (χ 2 =15,6, n = 270, p = 0,001). Modellen visade däremot ingen signifikant effekt av någon av de inkluderade kovariaterna på förekomsten av typiska arter (Tabell 18). Effekten av antalet förekommande negativa arter i provrutan var dock nära signifikansnivån (α = 0,05). 21
Tabell 18: Summering av output från den binomiala logistiska regressionsanalysen för förekomsten av typiska arter på de inventerade fuktängarna (n = 270 provpunkter). β SE Wald χ 2 p Exp(β) Antal negativa arter i provrutan 0,62 ±0,32 3,8 0,052 1,85 Vegetationshöjd (cm) -0,03 ±0,02 1,9 0,165 0,97 Constant 0,59 ±0,28 4,5 0,034 1,82 Nagelkerke R Square = 0,08 Denna modell kunde estimera ett korrekt utfall i 65,2% av fallen. Pionjärvegetation på silikatrika bergytor Spearman rangkorrelation mellan kovariaterna visade på en signifikant korrelation mellan täckningsgraden av buskar och vegetationshöjden (rs = 0,34, n = 231, p = 0,000). Täckningsgraden av buskar uteslöts därför från den fortsatta analysen för att undvika multikollinearitet. Den binomiala logistiska regressionsanalysen föll ut som icke signifikant (χ 2 = 3,4, n = 231, p = 0,341). Även då analysen inkluderade variabeln täckningsgraden av buskar istället för vegetationshöjd var modellen fortfarande icke signifikant (χ 2 = 3,9, n = 231, p = 0,272). Multivariat analys; hur påverkas antalet typiska arter av större habitat och ökade avstånd? Den beroende variabeln i följande multipla linjära regressionsanalys utgjordes av ett medelvärde för antalet förekommande typiska arter per provruta hos respektive uppföljningsenhet. Detta medelvärde baserades på 30 slumpvis utvalda provpunkter från inventeringen av förekomsten av typiska arter. Analysen inkluderade samtliga naturtyper. Shapiro Wilks normalfördelningstest visade på att den beroende variabeln antalet förekommande typiska arter per provruta var normalfördelad efter att variabeln transformerats med log10(x+1) (W = 0,97, n = 61, p = 0,30). Värdet för tolerance för de tre oberoende variablerna >0,1, vilket tydde på att det inte förekom någon multikollinearitet mellan de oberoende variablerna (Tabell 19). Tabell 19: Summering av output från multikollinearitets-diagnostiskt test för de oberoende variabler som inkluderats i den multipla linjära regressionsanalysen (n = 61 uppföljningsenheter). Oberoende variabel a Tolerance VIF Uppföljningsenhetens yta (m 2 ) 0,9 1,1 Avstånd till närmsta uppföljningsenhet av samma naturtyp (m) 0,9 1,1 Avstånd till kusten (m) 0,9 1,1 a: Log 10 (x+1) transformerad. Efter att ha plottat och undersökt residualerna för de oberoende variablerna ansågs de vara approximativt jämt fördelade efter de transformerats med log10(x+1), varpå den multipla linjära regressionen kunde genomföras. ANOVAn för den multipla linjära regressionsanalysen föll ut som signifikant (F3,57 = 3,0, p = 0,04). Modellen visade att uppföljningsenhetens yta hade en signifikant effekt på antalet förekommande typiska arter i provrutan (Tabell 20). Däremot fanns det ingen separat signifikant effekt av avståndet till kusten eller avståndet till närmaste uppföljningsenhet av samma naturtyp (Tabell 20). 22
Tabell 20: Summering av output från den multipla linjära regressionen för hur antalet förekommande typiska arter påverkas av uppföljningsenhetens yta, avstånd till kusten och närmaste intilliggande uppföljningsenhet av samma naturtyp (n = 61 uppföljningsenheter). Oberoende variabel a B SE t p Uppföljningsenhetens yta (m 2 ) -0,11 ±0,04-2,6 0,01 Avstånd till närmsta uppföljningsenhet av samma naturtyp (m) 0,01 ±0,06 0,2 0,88 Avstånd till kusten (m) 0,05 ±0,03 1,9 0,06 Constant 0,75 ±0,28 2,7 0,01 R Square = 0,14 a: Log 10 (x+1) transformerad. För uppföljningsenhetens yta var den ostandardiserade koefficienten B negativ. Det förelåg alltså ett negativt samband mellan de transformerade värdena för uppföljningsenhetens yta och antalet förekommande typiska arter i provrutan. Diskussion Ljungheden, liksom andra typer av naturliga betes- och slåttermarker, är beroende av att hävden upprätthålls för att den ska kunna bibehålla sin karaktär (Stenström & Forshed, 2004; Höök Patriksson, 1998). För att kunna bibehålla en hög artdiversitet hos dessa naturtyper är det av största vikt att den traditionella hävden upprätthålls (Höök Patriksson, 1998). Genom att undersöka de i studien inkluderade målindikatorernas relation till Naturvårdsverkets riktvärden kunde miljötillståndet på de halländska kustnära ljunghedarna utvärderas (Haglund, 2010; Haglund & Vik, 2010). Verkligheten och målbilden; håller hedarna måttet? Den deskriptiva statistik som presenterats i avsnittet Inventering av förekomsten av typiska och negativa arter samt i Bilaga I, IX-XXI baserar sig på de datamängder som samlats in under Länsstyrelsen i Hallands uppföljningsinventeringar av förekomsten av typiska och negativa arter. Det är bland annat dessa datamängder som används i bedömningen av huruvida uppföljningsenheterna lever upp till bevarandemålen (Haglund, 2010; Haglund & Vik, 2010). För varje naturtyp (och ibland även för mer specifika enheter) finns det en egen uppsättning av riktvärden som beskriver när miljötillståndet i enheten är gynnsamt (Haglund, 2010). Då det kommer till förekomsten av typiska arter säger Naturvårdsverkets manual att för de flesta naturtyper ligger medelvärdet för typiska arter på ca 1 art per yta (Haglund & Vik, 2010, s. 58). Detta har också föreslagits som ett lämpligt riktvärde i Naturvårdsverkets rapport 6379 (Haglund, 2010). I fallet för denna studie anser jag däremot att ett medelvärde för antalet förekommande typiska arter per provruta skulle vara missvisande, i och med att naturtypernas datamängder inte kunde anses vara normalfördelade (Bilaga VIII, Tabell B). I avseende på detta bör medianen för antalet förekommande typiska arter ge ett mer representativt väntevärde än medelvärdet för detsamma (vilka illustreras i Figur 5). Hur mycket medelvärdet för antalet förekommande typiska arter per provruta skilde sig från medianen varierade mellan naturtyperna. Störst skillnad, sett till samtliga inventerade provrutor, var medelvärdet för torrhedar (n = 1659) vilket avvek ganska markant från naturtypens median. Medelvärdet var 2,07, med ett 95% konfidensintervall på ± 0,1, och medianen var endast en art per provruta. Om man jämför detta medelvärde med datamängdens fördelning illustrerad i Figur 5 visar detta tydligt på hur medelvärdet påverkas av de skeva fördelningarna i datamängderna. Därför anser jag att det är viktigt att ta datamängdernas fördelning i beaktning då man utvärderar miljötillståndet i avseende på denna målindikator. 23
Trots detta var medianen för antalet förekommande typiska arter per provruta högre än, eller densamma som, det givna rikt(medel)värdet hos fem av sex naturtyper (Figur 5). I dessa naturtyper förekom åtminstone en typisk art per provruta i 50% av fallen. För hällmarkstorrängar saknades däremot typiska arter i åtminstone 50% av provrutorna, i och med att medianen antog värdet noll (Figur 5). På hällmarkstorrängarna förekom heller inga rödlistade (typiska) arter. Det aritmetiska medelvärdet, om än otillförlitligt, tydde på ett liknande mönster; medelvärdet för antalet förekommande typiska arter per provruta understeg endast riktvärdet hos hällmarkstorrängarna. Sammantaget verkar det som att åtminstone hällmarkstorrängarna inte kan leva upp till Naturvårdsverkets riktvärde i avseende på denna målindikator. Sett till enskilda uppföljningsenheter hade 50 av 71 enheter en median vilken var eller högre än, eller densamma som, Naturvårdsverkets riktvärden. En sammanställning av medianerna för antalet förekommande typiska arter per provruta i respektive uppföljningsenhet återfinns i Bilaga I. En sammanställning av medelvärdet för antalet förekommande typiska arter i respektive uppföljningsenhet återfinns istället i Bilaga XXI. För negativa arter grundar sig istället riktvärdet på den relativa frekvensen av negativa arter i de inventerade provrutorna varvid ytterligare åtgärder bör vidtas (Haglund & Vik, 2010). Riktvärdet för den relativa frekvensen har satts till 25% av de inventerade provrutorna (Haglund & Vik, 2010). Den relativa frekvensen av såväl typiska som negativa arter har beräknats för samtliga uppföljningsenheter (Bilaga I). Här framgår det att så många som 27 av 71 enheter haft en relativ frekvens av negativa arter som överstigit det framhållna riktvärdet, med värden upp emot 77,8%. Ytterligare fem enheter hade en relativ frekvens av negativa arter vilken >20%, som i framtiden skulle kunna komma att överstiga riktvärdena. För dessa enheter bör ytterligare åtgärder vidtas för att undvika att de typiska arter som förekommer i dessa enheter konkurreras ut. Intressant att notera däremot är att det förekom rödlistade (typiska) arter även i uppföljningsenheter där den relativa frekvensen av negativa arter är hög (som fuktängarna i Äskhult, Vallda Sandö, Gamla Varberg med flera). Figur 5: Boxplot som illustrerar median och datamängdernas spridning för antalet förekommande typiska respektive negativa arter per provruta baserat på samtliga provrutor som inkluderats i studien. Benämningarna för naturtyperna är här förkortade enligt: FH (fukthedar) där n = 888, TH (torrhedar) där n = 1659, STGM (stagg-gräsmarker) där n = 518, SIGM (silikatgräsmarker) där n = 748, FÄ (fuktängar) där n = 1969 samt HMTÄ (hällmarkstorrängar) där n = 928. Tydliga outliers förekom i samtliga naturtyper för såväl typiska som negativa arter. 24
Liksom förekomsten av typiska och negativa arter används målindikatorerna vegetationshöjd och täckningsgraden av buskar som en del i bedömningen av uppföljningsenheternas miljötillstånd (Haglund & Vik, 2010). Dock var det även här, i fallet för vegetationshöjd, problematiskt att göra jämförelser med de i manualen angivna riktvärdena. Detta eftersom även här baserar sig indikatorns klassificering på ett medelvärde för variabeln (Haglund & Vik, 2010). I avseende på datamängdernas fördelning bör medianen för vegetationshöjden ge ett mer representativt väntevärde än medelvärdet för detsamma (Bilaga VIII, Tabell A). Enligt Naturvårdsverkets manual bör vegetationshöjden hos naturtyperna torrhedar, silikatgräsmarker och hällmarkstorrängar inte överstiga 2,5cm (Haglund & Vik, 2010). För de slumpvis utvalda provytorna vilka inkluderats i studien översteg medianen för vegetationshöjden hos naturtyperna som helhet det givna rikt(medel)värdet i samtliga tre fall (Figur 4). Detta innebär att över 50% av provytorna hos respektive naturtyp vilka inkluderats i studien haft en vegetationshöjd som överstigit det givna riktvärdet (Figur 4). Det aritmetiska medelvärdet speglade samma resultat, vilket tyder på att vegetationshöjden överstigit riktvärdet hos alla tre naturtyper. Enligt Naturvårdsverkets manual bör vegetationshöjden hos naturtyperna fukthedar och stagggräsmarker inte överstiga 4cm (Haglund & Vik 2010). Även här var medianen för vegetationshöjden hos naturtyperna högre än det givna riktvärdet, vilket innebär att majoriteten av de provytor som inkluderats i studien haft en vegetationshöjd högre än det givna rikt(medel)värdet (Figur 4). Liksom tidigare överskred även det aritmetiska medelvärdet Naturvårdsverkets riktvärde, vilket tyder på att vegetationshöjden överstigit riktvärdet hos båda naturtyper. För fuktängarna angav Naturvårdsverkets manual att vegetationshöjden inte bör överstiga 6cm (Haglund & Vik 2010). Även i detta fall var medianen högre än det angivna riktvärdet, vilket innebär att majoriteten av de provytor som inkluderats i studien haft en vegetationshöjd som överstigit rikt(medel)värdet. Det aritmetiska medelvärdet översteg även här Naturvårdsverkets riktvärde. Sett till enskilda uppföljningsenheter så avvek datamängderna för vegetationshöjden hos majoriteten av enheterna från normalfördelning (Bilaga XXII). Det mest representativa väntevärdet för vegetationshöjden i dessa enheter är således medianen. I dessa enheter är det därför svårt att avgöra huruvida vegetationshöjden överstiger rikt(medel)värdet. Om man däremot observerar medianerna för vegetationshöjden hos uppföljningsenheterna (vilka angivits i Bilaga VII) kan man få en uppfattning om vilka uppföljningsenheter som drastiskt avviker från riktvärdet, eftersom åtminstone 50% av de inventerade provytorna haft en vegetationshöjd som var högre än, eller densamma som, medianen. Om medianen i sin tur är högre än det givna riktvärdet innebär detta att en majoritet av provytorna haft en vegetationshöjd högre än riktvärdet. Hos de uppföljningsenheter vars datamängder avvikit från normalfördelning översteg medianen för vegetationshöjden riktvärdena i 55 av 56 enheter (Bilaga VII). För de uppföljningsenheter vars datamängder istället visat sig vara normalfördelade översteg medelvärdet för vegetationshöjden riktvärdet i 17 av 18 enheter (Bilaga XXIII). Sammantaget tyder detta på att vegetationen är allt för högvuxen. Detta, i kombination med det faktum att nära 40% av uppföljningsenheterna haft en relativ frekvens av negativa arter vilken överstigit Naturvårdsverkets riktvärde, ser jag som allvarsamt. För bedömningen av målindikatorn täckningsgraden av buskar säger Naturvårdsverkets manual att för de flesta natura-naturtyperna är den högsta tillåtna krontäckningen 30% (Haglund & Vik, 2010, s. 39). Den procentuella täckningsgraden för naturtyperna i sin helhet (Se Inventering av täckningsgrad av buskar och vegetationshöjd ), baserat på provytorna som inkluderats i analyserna, ligger under det angivna riktvärdet. Det är även tydligt att de flesta uppföljningsenheter ligger under riktvärdet (Bilaga VII). Endast tre uppföljningsenheter har haft en täckningsgrad som överstigit 30%, där samtliga återfanns på Steningekusten (Bilaga VII). Sammantaget verkar täckningsgraden av buskar inte vara ett problem på de kustnära ljunghedarna. 25
Negativa arter, vegetationshöjd och täckningsgrad av buskar; vad har de för påverkan? Gemensamt för de naturtyper som inkluderats i denna studie är bland annat att de missgynnas av ökad näringsrikedom och otillräcklig hävd (Naturvårdsverket, 2011a-f). I denna studie inkluderades variablerna vegetationshöjd och täckningsgraden av buskar vilka tillsammans ämnade att fungera som en indikator på hur välhävdad en uppföljningsenhet varit. Negativa arter definieras enligt Naturvårdsverkets manual som arter vilka gynnas av svag hävd eller näringsrika förhållanden (Haglund & Vik, 2010, s. 57). Antalet förekommande negativa arter per provruta skulle därför enligt mig kunna indirekt kunna tyda på en uppföljningsenhets näringstillstånd. En logistisk regressionsanalys vilken inkluderar dessa variabler skulle kunna producera en modell som beskriver hur förekomsten av typiska arter hos de olika naturtyperna påverkas av dessa. Utifrån modellerna skulle man kunna undersöka om effekten av den ena variabeln är mer allvarsam än de andra. Utifrån detta skulle man kunna utforma för naturtyperna specifika skötselråd baserat på deras egna förutsättningar. Resultaten från de binomiala logistiska regressionsanalyserna, däremot, talar inte lika tydligt som de slutsatser man kan dra enbart utifrån att observera de insamlade datamängderna och jämföra dem med de i litteraturen angivna riktvärdena. Resultatet från dessa analyser är variabelt, och därmed diskutabelt. Av de sex binomiala logistiska regressionsmodellerna som konstruerades visade tre en signifikant effekt av kovariaterna på förekomsten av typiska arter. De tre modeller som föll ut som signifikanta var modellerna för fukthedar, torrhedar och stagg-gräsmarker. För fukthedarna tydde resultatet på att en ökad vegetationshöjd hade en signifikant negativ, men däremot svag, effekt på oddset för att en typisk art skulle förekomma i en provruta. Modellen kunde estimera ett korrekt utfall i 62,0% av fallen men däremot var R 2, modellens förklaringsgrad, relativt låg och kunde endast förklara 16% av variationen. Detta bör tas i beaktning då man utvärderar hur väl man kan förlita sig på modellen. Enligt Naturvårdsverkets vägledning bör en ökad täckningsgrad av buskar ha en negativ inverkan på fukthedarna (Naturvårdsverket, 2011a). Detta kunde däremot inte påvisas i denna studie. Eftersom såväl medianen som medelvärdet för vegetationshöjden på fukthedarna översteg det angivna riktvärdet, och samtidigt har en statistiskt signifikant effekt på förekomsten av typiska arter, anser jag att åtgärder bör sättas in för att reducera vegetationshöjden. Genom att reducera vegetationshöjden skulle man på så sätt kunna gynna de typiska arter som förekommer i dessa uppföljningsenheter. För torrhedarna tydde resultatet också på att en ökad vegetationshöjd hade en signifikant negativ, men även här svag, effekt på oddset för att en typisk art skulle förekomma i en provruta. Däremot framkom även ett förvånande resultat; antalet negativa arter verkade ha en signifikant positiv, och dessutom stark, effekt på oddset för att en typisk art skulle förekomma i provrutan. För varje enhets ökning i antalet förekommande negativa arter i provrutan ökade oddset för att en typisk art förekom nästan fyrfalt. Modellen kunde estimera ett korrekt utfall i 68,6% av fallen, men R 2 var här ännu lägre än för den tidigare modellen och kunde endast förklara 12% av variationen. Detta resultat stödjer och samtidigt motbevisar de hypoteser som lagts fram i denna studie. Detta eftersom negativa arter gynnas av svag hävd eller näringsrika förhållanden (Haglund & Vik, 2010, s. 57). Enligt min tolkning skulle detta resultat indirekt tyda på att de typiska arterna gynnas av sådana förhållanden på samma sätt som de negativa. Detta motsäger inte bara litteratur i ämnet (eg. Ekstam & Forshed, 1992; Svensson & Ingelög, 1990), men även Naturvårdsverkets vägledning för torrhedar, där dessa två faktorer beskrivs som en del av naturtypens hotbild (Naturvårdsverket, 2011b). Än mer förvånande är det att torrhedarna hade den högsta relativa frekvensen av rödlistade (typiska) arter av alla naturtyper som inkluderats i studien. Tillsammans med silikatgräsmarker hade torrhedarna också högst diversitet av rödlistade (typiska) arter. I och med att modellen hade 26
en relativt låg förklaringsgrad står en stor del av variationen oförklarad, och modellens prediktioner bör tolkas med försiktighet. Modellen för stagg-gräsmarkerna var den som uppvisade högst värde för R 2 av de tre signifikanta modellerna och kunde estimera ett korrekt utfall i 70% av fallen. Modellen visade att antalet förekommande negativa arter per provruta hade en signifikant negativ, och även ganska kraftfull effekt, på oddset för att en typisk art skulle förkomma i provrutan. För varje enhets ökning i antalet förekommande negativa arter i provrutan minskade oddset för att en typisk art förekom med 78%. Detta var den enda modellen som kunde påvisa en signifikant negativ effekt av antalet förekommande negativa arter per provruta på förekomsten av typiska arter. I tre av fyra uppföljningsenheter av stagg-gräsmarkskaraktär som inkluderats i denna studie är den relativa frekvensen av negativa arter nära dubbelt så hög som det riktvärde som angivits i Naturvårdsverkets manual. Eftersom effekten av antalet förekommande negativa arter är så pass kraftfull skulle jag föreslå att detta tas i beaktning i framtida skötselplanering. Som tidigare nämnts var knapptåg, veketåg samt vanlig smörblomma de vanligast förekommande negativa arterna i dessa uppföljningsenheter, där en stor andel av de totala förekomsterna av negativa arter inventerats i Båtafjorden (men även Vallda Sandö har en hög relativ frekvens av negativa arter inom de inventerade provrutorna, se Bilaga I, XXI). För att kunna konstruera bättre logistiska regressionsmodeller av förhållandet mellan typiska och negativa arter, vegetationshöjd och täckningsgrad av buskar tror jag att även så kallade floralokaler bör inkluderas i analyserna. Genom att inkludera lokaler som man på förhand vet har en hög förekomst av typiska arter i analyserna skulle detta kunna frammana tydligare effekter av vad som egentligen gynnar eller missgynnar dessa arter. För att kunna inkludera även dessa lokaler i analyserna krävs det däremot att provpunkterna från de två inventeringarna överensstämmer med, och kan kopplas till, motsvarande provpunkter från motstående inventering. Storlek, isolation och avstånd till kusten, finns det några samband? Dessa traditionellt hävdade, näringsfattiga marker har alltjämt minskat i utbredning under modern tid (Bernes, 2011; Höök Patriksson, 1998). Att undersöka hur förekomsten av dess typiska arter påverkas av förändringar av uppföljningsenhetens yta och avstånd till närmsta intilliggande enhet av samma naturtyp skulle enligt mig kunna säga något om hur arterna svarar på ökad habitatfragmentering. Att undersöka hur antalet förekommande typiska arter påverkas av avståndet till kusten skulle kunna säga något om hur arterna svarar på de förändringar i naturförhållanden som uppkommer då man förflyttar sig från kusten längre inåt landet. Exempel på sådana förändringar skulle kunna vara variationer i fuktighet och salinitet (L.-Å. Flodin, personlig kommunikation) Den multipla linjära regressionsmodellen kunde endast påvisa ett statistiskt signifikant samband mellan antalet förekommande typiska arter per provruta och uppföljningsenhetens yta. Modellen påvisade däremot ett motsatt samband gentemot den hypotes som lagts fram i denna studie; då uppföljningsenhetens yta ökade, minskade antalet förekommande typiska arter. Hur ett habitats storlek påverkar artdiversiteten är väl omdiskuterat, och det råder delade uppfattningar om hur storleken på ett habitat skulle påverka dess biologiska mångfald (Hambler & Canney, 2013). Många studier föreslår att en ökad habitatstorlek skulle ha en positiv effekt på artrikedomen (eg. Williams, 1943; Diamond, 1975). Samtidigt finns det andra som ställer sig mer skeptiska till detta (eg. Simberloff & Abele, 1976). I fallet för ljunghedarna är jag däremot skeptisk till att en minskad yta skulle kunna gynna de typiska arterna på ett sånt sätt som modellen beskriver (Tabell 20). Samtliga sex naturtyper vilka inkluderats i analysen hotas idag av att de minskar i omfattning (Naturvårdsverket, 2011a-f). Samtidigt försvagas populationerna hos flera av det forna jordbrukslandskapets växter som ett resultat av att dess associerade naturtyper minskat i utbredning (Bernes, 2011). Redan där är det 27
mycket som talar emot modellens prediktioner. I och med att modellens förklaringsgrad var relativt låg föreslår jag att fler undersökningar av detta samband bör utföras. För att kunna utesluta så kallade confounding variables bör även andra förklaringsvariabler inkluderas i analysen (till exempel markfuktighet, hävdnivå, näringstillgång och så vidare). En confounding variable avser här en variabel som inte inkluderats i analysen, men som indirekt har en påverkan på analysens resultat (Ennos, 2012). Genom att inkludera andra typer av förklaringsvariabler i analysen skulle möjligtvis ännu starkare modeller kunna produceras, och andra intressanta samband kunna framhållas. I den vetenskapliga tidskriften Ecography har en svensk studie av liknande karaktär publicerats. I studien undersöktes huruvida floran på 163 östsvenska betesmarker påverkades av bland annat betesmarkens storlek (Eriksson et al., 1995). Däremot så kunde studien inte påvisa att det förelåg något samband mellan den inventerade ytans storlek och florans artrikedom (Eriksson et al., 1995). Detta skulle kunna tyda på att förhållandet mellan artrikedom och yta varierar mellan olika typer av betes- och slåttermarker. Hur kan man gynna rödlistade arter? Trots att målindikatorerna pekar på att hävden är otillräcklig på ljunghedarna återfanns fortfarande ett flertal rödlistade arter här, även i de uppföljningsenheter där den relativa frekvensen av negativa arter var som störst. Slåttergubbe, klockgentiana och loppstarr klassificeras enligt Artdatabankens rödlista (2015) som VU, sårbara, men de var trots detta bland de vanligast förekommande rödlistade (typiska) arterna på ljunghedarna (Figur 3). Enligt Ekstam och Forshed kräver dessa tre arter en ljus och öppen växtplats med näringsfattig mark för sin överlevnad (Ekstam & Forshed, 1992). Om tillräcklig hävd inte upprätthålls kommer dessa arter att missgynnas (Ekstam & Forshed, 1992). För klockgentiana har det dessutom utfärdats ett åtgärdsprogram tillsammans med fjärilsarten alkonblåvinge, Maculinea alcon, vilken klockgentianan är värdart för (Appelqvist & Bengtsson, 2007). Appelqvist och Bengtsson hävdar att arternas tillbakagång till viss del beror på otillräcklig hävd och ökad igenväxning av arternas habitat (Appelqvist & Bengtsson, 2007). Samtliga uppföljningsenheter där klockgentiana förekommit (Ringenäs samt Steningekusten 2014 och 2015) har en median (och medelvärde) för vegetationshöjden vilken överstiger Naturvårdsverkets riktvärden (Bilaga VII, XXIII). Genom att öka hävdnivån i dessa områden på ett sådant sätt som gynnar klockgentianans tillväxt, skulle dessa populationer kunna främjas och förhoppningsvis på sikt förstärkas. Heterogenitet mellan uppföljningsenheter De variansanalyser som genomförts tyder på att det finns signifikanta skillnader i median hos majoriteten av de uppmätta målindikatorerna mellan uppföljningsenheter av samma naturtyp (Tabell 8-13). Detta innebär att det finns en heterogenitet mellan uppföljningsenheter av samma naturtyp. Detta skulle kunna bero på ett flertal olika orsaker, så som att uppföljningsenheterna har olika näringsrikedom eller markfuktighet, eller att skötseln varierar mellan enheter (L.-Å. Flodin, personlig kommunikation). På grund av den heterogenitet som påvisats av variansanalyserna tror jag att bedömningar av miljötillståndet vilka baserar sig på naturtyperna i sin helhet (det vill säga ett flertal uppföljningsenheter av samma naturtyp) kan vara missvisande. Då bedömningen av miljötillståndet utförs bör enheternas heterogenitet tas i beaktning. Genom att lägga bedömningen på naturtypsnivå, i fallet för denna studie, skulle troligen ge ett missvisande resultat angående de enskilda uppföljningsenheternas egentliga miljötillstånd. Detta eftersom enheter av samma naturtyp skiljer sig så drastiskt från varandra i avseende på de uppmätta målindikatorerna. För att optimera skötseln av dessa uppföljningsenheter skulle jag rekommendera att bedömningarna av 28
enheternas miljötillstånd görs enhetsvis, inte naturtypsvis. Vidare skötselplanering bör alltså helst utgå ifrån de enskilda uppföljningsenheternas miljöförutsättningar. Slutsatser Hallands kustnära ljunghedar visar prov på stor variation, inte bara mellan naturtyper, men även mellan uppföljningsenheter av samma naturtyp. Flera målindikatorer avvek dessutom från normalfördelning, vilket försvårade jämförelser med Naturvårdsverkets riktvärden. Trots detta översteg medianen för vegetationshöjden (eller medelvärdet för de enheter där datamängderna varit normalfördelade) riktvärdena i 72 av 74 uppföljningsenheter. Samtidigt överstiger den relativa frekvensen av negativa arter riktvärdet i åtminstone 36% av de inventerade uppföljningsenheterna. Vegetationshöjden till trots verkar täckningsgraden av buskar inte vara ett problem för majoriteten av uppföljningsenheterna; endast två enheter har haft en täckningsgrad vilken överstigit det givna riktvärdet. När dessa lokaler inventerats vid senare tillfällen har naturtyperna visat på en minskning i täckningsgrad av buskar. Medianen för antalet förekommande typiska arter per provruta var högre än, eller densamma som, Naturvårdsverkets riktvärde i fem av sex naturtyper. Trots att direkta jämförelser inte kan genomföras mellan medianer och medelvärden säger detta något om hur vanligt förekommande de typiska arterna är inom naturtyperna. Sammantaget anser jag, med utgångspunkt från de uppmätta målindikatorerna, att detta tyder på att ljunghedarna inte genomgår en tillräckligt kraftig hävd. Trots detta förekom ett flertal rödlistade arter i uppföljningsenheterna, även i enheter där målindikatorerna tydde på ogynnsamma förhållanden. De binomiala logistiska regressionsanalyserna gav både förväntade och oväntade resultat. För att kunna skapa bättre modeller tror jag att det är nödvändigt att inkludera så kallade floralokaler i analyserna, eftersom tätheten av typiska arter i dessa lokaler förväntas vara mycket högre. Genom att inkludera och jämföra provpunkter från lokaler med hög och låg artrikedom skulle man förhoppningsvis kunna hitta tydligare effekter av vad som gynnar eller missgynnar de typiska arterna. I framtida analyser bör även heterogeniteten mellan uppföljningsenheter av samma naturtyp tas i beaktning. Om heterogeniteten mellan enheterna kvarstår anser jag att analyser bör utföras på uppföljningsenhetsnivå, snarare än på naturtypsnivå. Detta eftersom datamängdernas fördelning hos målindikatorerna mellan enheter av samma naturtyp är så pass skilda från varandra att de inte bör samanalyseras. Ett negativt samband kunde påvisas mellan uppföljningsenheternas storlek och antalet förekommande typiska arter. Detta motbevisar inte bara studiens hypotes, men även litteratur i ämnet (eg. Bernes, 2011). För att kunna utesluta effekten av confounding variables bör framtida studier inkludera andra typer av förklaringsvariabler i analyserna, vilka skulle kunna generera kraftfullare modeller. Eftersom ljunghedarna kraftigt minskat i utbredning under modern tid är det särskilt viktigt att rätt åtgärder sätts in i tid. Sett till de uppmätta målindikatorerna visar de flesta lokalerna, på ett eller annat sätt, tendenser på att miljöbetingelserna är ogynnsamma. I avseende på detta anser jag att åtgärder bör vidtas för att öka hävdnivån och på så sätt kunna vända denna negativa utveckling och därmed gynna den biologiska mångfalden på de halländska kustnära ljunghedarna. 29
Tackord Jag skulle vilja tacka min handledare Donald Blomqvist vid institutionen för biologi och miljövetenskap för ditt ovärderliga tålamod och din hjälpsamhet. Jag skulle även vilja tacka Lars- Åke Flodin och samtliga medarbetare vid Länsstyrelsen i Hallands län som gett mig möjligheten att utföra denna studie. Även ett stort tack till Britt Floderus vid Länsstyrelsen i Hallands län som tålmodigt hjälpt till med hanteringen av de insamlade datamängderna. Ett extra stort tack till min sambo Andreas Thaler som outtröttligt stöttat mig under denna period. 30
Referenslista Appelqvist, T. & Bengtsson, O. (2007). Åtgärdsprogram för alkonblåvinge och klockgentiana 2007 2011 Maculinea alcon och Gentiana pneumonanthe (Rapport 5686). Bromma: Naturvårdsverket ArtDatabanken. (2015). Rödlistade arter i Sverige 2015. Uppsala: ArtDatabanken SLU Artfakta, ArtDatabanken. (u.å.). Artfakta, ArtDatabankens tjänst för artinformation. Hämtad 2018-04-06 från http://artfakta.artdatabanken.se/ Bernes, C. (2011). Biologisk mångfald i Sverige. Monitor 22. Stockholm: Naturvårdsverket Diamond, J., M. (1975). The island dilemma: Lessons of modern biogeographic studies for the design of natural reserves. Biological Conservation, 7(2), 129-146. DOI: 10.1016/0006-3207(75)90052-X Ekstam, U. & Forshed, N. (1992). Om hävden upphör Kärlväxter som indikatorarter i ängs- och hagmarker. Solna: Naturvårdsverket Ennos, R. (2012). Statistical and Data Handling Skills in Biology (3 uppl.). Harlow: Pearson Education limited. Eriksson, Å. & Eriksson, O. & Berglund, H. (1995) Species abundance patterns of plants in Swedish semi-natural pastures. Ecography, 18(3), 310-316. ISSN: 0906-7590 Europeiska gemenskaperna. (1992, 21 maj). RÅDETS DIREKTIV 92/43/EEG av den 21 maj 1992 om bevarande av livsmiljöer samt vilda djur och växter. Europeiska Gemenskapens Officiella Tidning, (Volym 011, Nr L206/7), s.114-158. Hämtad 2018-05-01 från https://eurlex.europa.eu/legal-content/sv/txt/pdf/?uri=celex:31992l0043&from=sv Haglund, A. (2010). Uppföljning av skyddade områden i Sverige - Riktlinjer för uppföljning av friluftsliv, naturtyper och arter på områdesnivå (Rapport 6379). Stockholm: Naturvårdsverket. Hämtad 2018-04-20 från https://www.naturvardsverket.se/documents/publikationer/978-91-620-6379-5.pdf Haglund, A. & Vik, P. (2010). Manual för uppföljning i betesmarker och slåtterängar i skyddade områden (Dnr 310-5279-05 NS). Stockholm: Naturvårdsverket Hambler, C. & Canney, S., M. (2013). Conservation (2 uppl.). Cambridge: Cambridge University Press Hultengren, S. & Pleijel, H. (2005). Kusthedar, sältor och ängar. Natur och människor i en kustbygd. Stenungsund: Naturcentrum AB Höök Patriksson, K. (Red.). (1998). Skötselhandbok för gårdens natur- och kulturvärden. Jönköping: Jordbruksverket Kasuya, E. (2001). Mann Whitney U test when variances are unequal. Animal Behaviour, 61(6), 1247-1249. DOI: 10.1006/anbe.2001.1691 Lantmäteriet. (u.å.). GSD-Översiktskartan, vektor [Grundkarta]. Hämtad 2018-03-23 från https://zeus.slu.se/data/fme_12616c74_1521717359855_8844_gusmadho_oversiktskartanvekt or.zip Länsstyrelsen i Hallands län. (u.å.a). 6410_50 [Karta]. Länsstyrelsen i Hallands län Länsstyrelsen i Hallands län. (u.å.b). 6410_200 [Karta]. Länsstyrelsen i Hallands län Naturvårdsverket. (2011a). Fukthedar - Nordatlantiska fukthedar med klockljung. Vägledning för svenska naturtyper i habitatdirektivets bilaga 1. NV-04493-11 31
Naturvårdsverket. (2011b). Torra hedar - Torra hedar (alla typer). Vägledning för svenska naturtyper i habitatdirektivets bilaga 1. NV-04493-11 Naturvårdsverket. (2011c). Stagg-gräsmarker - Artrika stagg-gräsmarker på silikatsubstrat. Vägledning för svenska naturtyper i habitatdirektivets bilaga 1. NV-04493-11 Naturvårdsverket. (2011d). Silikatgräsmarker - Artrika torra-friska låglandsgräsmarker av fennoskandisk typ. Vägledning för svenska naturtyper i habitatdirektivets bilaga 1. NV-04493-11 Naturvårdsverket. (2011e). Fuktängar - Fuktängar med blåtåtel och starr. Vägledning för svenska naturtyper i habitatdirektivets bilaga 1. NV-04493-11 Naturvårdsverket. (2011f). Hällmarkstorräng - Pionjärvegetation av Sedo-Scleranthion eller Sedo albi-veronicion dillenii-typer på silikatbergytor. Vägledning för svenska naturtyper i habitatdirektivets bilaga 1. NV-04493-11 Simberloff, D., S. & Abele, L., G. (1976). Island Biogeography Theory and Conservation Practice. Science, New series, 191(4224), 285-286. DOI: 10.1126/science.191.4224.285 Stenström, J. & Forshed, N. (2004). Ljunghedar historia, ekologi och arter. Borås: Naturcentrum AB Svensson, R. & Ingelög, T. (1990). Floran i dagens och morgondagen jordbrukslandskap. Svensk Botanisk Tidskrift, 84(1), 9-19. ISSN: 0039-646X Wahlman, H. & Milberg, P. (2002). Management of semi-natural grassland vegetation: evaluation of a long-term experiment in southern Sweden. Annales Botanici Fennici, 39(2), 159-166. ISSN: 0003-3847 Williams, C., B. (1943). Area and number of species. Nature, 152, 264-267. DOI: 10.1038/152264a0 Zar, J. H. (2010). Biostatistical analysis. Upper Saddle River: Prentice Hall. 32
Bilaga I. Inventering av förekommande typiska och negativa arter, en sammanställning baserad på medianer En sammanställning av den grunddata som erhållits från Länsstyrelsen i Hallands läns uppföljningsinventeringar av målindikatorerna antalet förekommande typiska o negativa arter. Tabellen redovisar medianer och relativ frekvens av de uppmätta variablerna. TYPISKA ARTER NEGATIVA ARTER FÖREKOMST MEDIAN RELATIV LOKAL NATURTYP INVENTERINGS- ANTAL MEDIAN PER RELATIV FREKVENS, AV PER FREKVENS, INVENTERADE PROVRUTA ÅR PROVRUTOR a % AV PROVRUTORNA RÖDLISTADE PROVRUTA % AV (RANGE) ARTER d (RANGE) PROVRUTORNA Biskopshagen 4010 2013 57 0 (0) 0,0% Nej 0 (1) 5,3% 4030 2013 53 0 (5) 47,2% Nej 0 (2) 3,8% 6410 b 2013 204 2 (8) 81,9% Ja 0 (1) 5,9% 8230 2013 57 1 (4) 73,7% Nej 0 (1) 3,5% Biskopstorp 4030 2013 55 6 (11) 87,3% Nej 0 (2) 23,6% 6270 b 2013 166 2 (10) 70,5% Ja 0 (4) 35,5% Björsåkra 4030 2015 51 0 (5) 35,3% Nej 0 (1) 29,4% Båtafjorden 6230 b 2013 210 1 (7) 69,5% Ja 1 (4) 54,3% 6270 2013 61 3 (6) 100,0% Ja 0 (2) 29,5% 6410 2013 60 0 (5) 48,3% Ja 0 (3) 36,7% Ekered 6410 b 2012 208 0 (5) 44,2% Nej 1 (3) 68,8% Enet 4030 2015 51 1 (7) 56,9% Nej 0 (1) 13,7% Galtabäck-Lynga Gamla Köpstad 6410 2015 54 2 (8) 85,2% Nej 0 (2) 42,6% 6270 2013 59 0 (3) 44,1% Ja 1 (3) 54,2% 6410 2013 54 0 (3) 20,4% Ja 1 (3) 55,6% 8230 2013 55 0 (0) 0,0% Nej 0 (1) 1,8% 8230 b+c 2012 59 0 (3) 27,1% Nej 0 (1) 11,9%
Bilaga I. Forts. Gamla Varberg 4010 b 2012 201 2 (7) 80,6% Ja 0 (2) 19,4% 4030 b 2012 51 1 (3) 52,9% Ja 0 (1) 7,8% 6410 b 2012 199 3 (7) 89,5% Ja 1 (3) 66,8% 8230 b 2012 203 0 (3) 19,2% Nej 0 (1) 3,0% Getterön 6270 2015 55 2 (4) 85,5% Ja 0 (2) 16,4% Grimsholmen 4030 2014 58 2 (6) 75,9% Ja 0 (2) 24,1% 6410 2014 60 3 (8) 81,7% Ja 1 (2) 51,7% Hagön 6270 b 2015 203 2 (6) 75,4% Ja 1 (4) 61,6% Hollandsbjär 4030 2015 51 1 (9) 66,7% Ja 0 (1) 5,9% Hållsundsudde Sönnerbergen 6270 b 2015 204 3 (10) 88,2% Ja 0 (3) 48,5% 4010 2015 53 1 (3) 54,7% Nej 0 (1) 1,9% 4030 b+c 2014 - - - - - - 4030 2015 54 0 (6) 44,4% Ja 0 (1) 14,8% 6230 b 2014 - - - - - - 8230 2014 56 0 (3) 42,9% Nej 0 (1) 1,8% Järnmölle 4030 b 2015 80 4 (8) 76,3% Ja 0 (3) 46,3% Kungsbackafjorden 4030 2015 53 1 (4) 62,3% Ja 0 (3) 20,8% 6410 2015 52 1 (8) 57,7% Ja 1 (4) 69,2% 8230 b+c 2012 58 0 (2) 44,8% Nej 0 (2) 8,6% 8230 2016 54 1 (6) 87,0% Nej 0 (2) 20,4% Kalvön 8230 b 2015 56 0 (2) 46,4% Nej 0 (2) 8,9% Ölmevalla 8230 b 2013 54 1 (7) 66,7% Nej 0 (2) 18,5% Ramnö 4010 2016 51 1 (4) 86,3% Nej 0 (1) 13,7%
Bilaga I. Forts. Ramnö 4030 2016 53 0 (3) 35,9% Nej 0 (2) 13,2% Laholm Sanddynsreservat 8230 2016 54 1 (5) 83,3% Nej 0 (1) 1,9% 6410 2012 195 1 (6) 80,0% Ja 1 (3) 61,0% Långhultamyren 4030 2015 57 1 (4) 82,5% Nej 0 (1) 42,1% Morups tånge 6410 2016 53 1 (4) 83,0% Ja 1 (4) 52,8% Mästocka ljunghed 4010 2014 60 1 (5) 73,3% Ja 0 (1) 8,3% 4030 2014 55 3 (6) 94,5% Ja 0 (1) 3,6% 6410 2014 60 0 (3) 33,3% Nej 0 (2) 15,0% Näsbokrok 4010 b 2012 196 0 (5) 47,5% Nej 0 (2) 15,3% 4030 b 2012 204 0 (5) 38,7% Ja 0 (3) 7,8% Ringenäs 4030 b 2013 202 3 (10) 82,7% Ja 0 (2) 13,9% Sandsjöbacka 4010 b 2014 - - - - - - 4030 2014 56 2 (5) 73,2% Ja 0 (2) 32,1% 6230 b 2014 197 2 (8) 87,8% Ja 0 (3) 44,7% Steningekusten 4010 2012 62 2 (6) 75,8% Nej 0 (1) 4,8% 4030 b+c 2012 55 1 (4) 65,5% Nej 0 (2) 14,5% 4030 2014 56 3 (6) 87,5% Ja 0 (1) 17,9% 4030 b+c 2016 54 2 (5) 72,2% Nej 0 (2) 24,1% 6410 2012 54 2 (6) 79,6% Nej 0 (2) 38,9% 6410 b+c 2013 - - - - - - 6410 b+c 2014 55 2 (6) 70,9% Nej 1 (2) 52,7% 6410 b+c 2015 51 2 (7) 82,4% Ja 1 (2) 70,6% 8230 b+c 2012 48 0 (5) 22,9% Nej 0 (0) 0,0%
Bilaga I. Forts. Steningekusten 8230 2013 63 0 (4) 28,6% Nej 0 (1) 1,6% Svängehallar- Fjärehals 8230 b+c 2014 - - - - - - 8230 b+c 2016 54 0 (2) 14,8% Nej 0 (1) 3,7% 4010 b 2013 208 3 (9) 82,2% Ja 0 (2) 20,7% 4030 2013 58 3 (9) 91,4% Nej 0 (3) 20,7% 6230 2013 56 1 (6) 57,1% Nej 0 (2) 8,93% 6410 b 2013 206 3 (11) 79,1% Ja 0 (2) 35,0% 8230 b 2013 - - - - - - Vadkärr 4030 b 2014 200 3 (10) 87,0% Ja 0 (3) 40,5% Vallda Sandö 4030 2012 52 0 (3) 34,6% Nej 0 (1) 1,9% 6230 2012 55 1 (6) 50,9% Nej 1 (4) 65,5% 6410 b 2012 197 2 (5) 78,7% Ja 1 (4) 70,1% 8230 2012 57 1 (2) 56,7% Nej 0 (0) 0,0% Äskhult 6410 b 2013 207 3 (7) 93,7% Ja 1 (4) 77,8% Öppinge 6410 b - - - - - - - a: Där datum, inventerare, typiska och negativa arter är fullständigt angivet. b: Uppföljningsenheter som inte inkluderats i de binomiala logistisk regressionsanalyserna. c: Uppföljningsenheter som inte inkluderats i den multipla linjära regressionsanalysen. d: Baserat på information från Artfakta, ArtDatabankens tjänst för artinformation (Artfakta, ArtDatabanken, u.å).
Bilaga II. Inventerade områden i Kungsbacka kommun Källa för grundkarta: GSD-Översiktskartan, raster Lantmäteriet (u.å.). Källa för shapefiler: Länsstyrelsen i Hallands län. Kartograf: Madelen Holmqvist, 2018-04-25
Bilaga III. Inventerade områden i Varberg kommun Källa för grundkarta: GSD-Översiktskartan, raster Lantmäteriet (u.å.). Källa för shapefiler: Länsstyrelsen i Hallands län. Kartograf: Madelen Holmqvist, 2018-04-25
Bilaga IV. Inventerade områden i Falkenberg kommun Källa för grundkarta: GSD-Översiktskartan, raster Lantmäteriet (u.å.). Källa för shapefiler: Länsstyrelsen i Hallands län. Kartograf: Madelen Holmqvist, 2018-04-25
Bilaga V. Inventerade områden i Halmstad kommun Källa för grundkarta: GSD-Översiktskartan, raster Lantmäteriet (u.å.). Källa för shapefiler: Länsstyrelsen i Hallands län. Kartograf: Madelen Holmqvist, 2018-04-25
Bilaga VI. Inventerade områden i Laholm kommun Källa för grundkarta: GSD-Översiktskartan, raster Lantmäteriet (u.å.). Källa för shapefiler: Länsstyrelsen i Hallands län. Kartograf: Madelen Holmqvist, 2018-04-25