Ett vetenskapligt faktaunderlag är det första steget mot en hållbar utveckling (Olsson 2003). För att kontinuerligt upprätthålla detta krävs att de politiskt formulerade mil- jömålen sätts i relation till de nya vetenskapliga rön som framkommer. Detta innebär att det politiska målet att öka mängden död ved med minst 40 procent måste kontras- teras mot vad måluppfyllning faktiskt innebär, i form av en kvantitativ ökning av död ved men också av vad en sådan ökning har för betydelse för biologisk mångfald. Detta är avsikten med denna forskningsgenomgång som också utgör en utgångs- punkt för vidare diskussion om hur implementeringen skall kunna effektiviseras. I detta avsnitt görs inledningsvis en kort översikt över skillnaderna mellan mängden död ved i landskap med olika historia. Exempel för terrestra system och bristen på kunskaper om akvatiska system understryks. Därefter redovisas ett antal systematis- ka studier av hur mycket död ved som krävs för att bevara livskraftiga stammar av de mest arealkrävande arterna i landmiljön.
Ett stort antal studier har under 1990-talet dokumenterat mängden död ved i skogar med olika historia i norra Europa (Fridman och Walheim 2000; Jonsson & Kruys 2001; Siitonen 2001; Stokland 2001). I boreala gammelskogar är mängden död ved 60-90 m3/ha och ett generellt mönster verkar vara att 30 procent av den totala virkesvolymen utgörs av olika typer av död ved. Skogar som nyligen utsatts för brand, översvämning eller stormfällning har dock betydligt större mängder. I skogar som brukats under lång tid (vilket är fallet i södra och mellersta Sverige) är mängden död ved 2-3 m3/ha. Detta innebär att reduktionen av död ved i brukade skogslandskap jämfört med det tillstånd som arterna anpassat sig till kan skattas till –98 procent; alltså en minskning till en femtiondedel. Siitonen (2001) menar att detta bör leda till minst en halvering av antalet vedberoende arter, dock utan att ta hänsyn till eventuella fragmenteringseffekter som skulle innebära att denna bedöm- ning är en underskattning. Om man tar hänsyn till att de kvarvarande referensområ- dena har en lägre virkesproduktion än de områden som redan tagits i anspråk för brukande, och att mängden död ved bör delas upp i olika kombinationer av nedbryt- ningsstadium och diameter, så är det troligt att minskningen av vissa kombinationer (t.ex. grovt och mycket nedbrutet) har minskat mer än vad medelvärdet för alla typer av död ved gjort. Utifrån detta kan det konstateras att om målet att öka mängden död ved med 40 procent uppfylls innebär detta att kvantiteten död ved i stora delar av det brukade svenska landskapet skulle uppgå till 2,8 – 4,2 m3/ha, vilket är betydligt lägre än de mängder som återfinns i boreala gammelskogar.
Till skillnad mot död ved i landmiljö så är det relativt outforskat hur mängden och kvaliteten av död ved i vattendrag skiljer sig åt mellan vattendrag med olika historia i Norden. Forskning visar dock att död ved, särskilt grov död ved på över 10 cm i diameter, har en grundläggande betydelse för strömvattenekosystemens funk- tion (Swanson m.fl. 1976; Sedell m.fl. 1984; Bisson m.fl. 1987; Gregory m.fl. 1991; Franklin 1992; Naiman m.fl. 1992). Nedfallet av död ved bildar strukturer i vatten- dragen som styr undan vattenflödet eller tar upp vattnets rörelseenergi, ofta så att strandkanterna skyddas från kraftig erosion och att dammar av grenar och kvistar som håller kvar löv, barr och mer finpartikulärt organiskt material bildas. Detta ökar uppehållstiden av löst organiskt material och lösta näringsämnen (Swanson m.fl. 1976; Bilby & Likens 1980; Gregory m.fl. 1991) vilket påverkar bottendjursproduk- tionen som i sin tur utgör födobas för fiskar och en lång rad andra arter.
Utifrån denna översikt över de kvantitativa aspekterna kring död ved finns det anledning att belysa den forskning som kartlägger gränsen för hur stor minskning av olika livsmiljöer som specialiserade arter tål utan att dö ut, s.k. kritiska tröskelvär- den (Fahrig 2001). Innebörden av detta är att trots att en arts livsmiljö finns kvar i landskapet i viss utsträckning, kan arten vara dömd att försvinna. Ur en viss arts synvinkel kan landskapet alltså ses som en mer eller mindre tät skärgård av livsmil- jöer. Om öarna är för små eller skärgården för gles, passeras sådana tröskelvärden och artens utbredningsområde krymper eller blir ihåligt. För att ta reda på kritiska tröskelvärden för död ved är det viktigt att många individuella landskap kvantifieras när det gäller mängden och typen av död ved i olika biotoper, mått som sedan kan relateras till olika typer av organismers förekomst och lokala livskraft. Eftersom ett landskap innehåller många biotoper med död ved av olika typ, behövs kunskaper om tröskelvärden för en hel svit av arter med olika specialisering och arealkrav. Lavar, vedsvampar och mossor är i Sverige viktiga indikatorarter för skogar med höga naturvärden i beståndsskala men för att kunna bedöma behovet av död ved i land- skapsskala behöver dessa arter kompletteras med s.k. paraplyarter, dvs. arealkrävan- de indikatorarter vars förekomst innebär att också andra arter finns i en viss skogs- miljö (Fleishman m.fl. 2000). En lämplig kombination i landmiljöer är olika stann- fågelarter som tillsammans täcker in många av de krav som arter har på olika skogsmiljöer i landskapsskala. För akvatiska system kan vissa arter av fiskar och bottenfauna vara lämpliga paraplyarter (Bergquist 1999).
Nya studier av hackspettar visar att tröskelvärden finns i både bestånds- och landskapsskala (Angelstam m.fl. 2002; Bütler m.fl. 2003ab), och att vissa av dessa fungerar som paraplyarter i landskapsskala (Mikusinski m.fl. 2001). För både den tretåiga och den vitryggiga hackspetten har man visat att om dessa arter finns, finns även andra fågel- och insektsarter med ungefär motsvarande livsmiljökrav (Martika- inen m.fl. 1998; Mikusinski m.fl. 2001). Detta öppnar möjligheten att utveckla indi- katorartspyramider för djur på samma sätt som för svampar och lavar, vilket skulle kunna utgöra ett komplement till de arter utan landskapsekologiska krav som nu används som indikatorer vid inventering och bedömning av nyckelbiotoper och naturvärden. Detta är speciellt viktigt vid formulering av lokalt anpassade miljömål. Systematiska fältstudier av hur mängden död ved påverkar förekomsten av dessa två hackspettarter visar på tydliga tröskelvärden, och att de mängder av död ved som
behövs är betydligt större än de som de svenska miljömålen eftersträvar (Angelstam m.fl. 2002; Bütler m.fl. 2003).
Tabell 1. Mängd stående död ved (m3/ha) inom 100 ha stora skogsområden med indikationer på häckande tretåig hackspett (Bütler m.fl. 2003a,b) och vitryggig hackspett (Angelstam m.fl. 2002). ________________________________________________________________________
Otillräcklig Osäker Tillräcklig
________________________________________________________________________ Tretåig hackspett < 7 7 - 18 > 18
Vitryggig hackspett < 10 10 - 20 > 20
________________________________________________________________________
Sammanfattningsvis kan det konstateras att skillnaden mellan mängden död ved i brukade och naturligt dynamiska landskap som olika arter anpassat sig till är mycket stor. Detta tillsammans med kunskaperna om tröskelvärden visar på en diskrepans mellan mängden död ved som krävs för artbevarande, vilket utgör den politiska visionen, och de relativt begränsade mängder som måluppfyllning skulle innebära. Man kan fråga sig om detta inte innebär ett implicit behov av att proble- matisera var ökningen av död ved skall ske.
Forskningsansats
Miljöforskningen behöver i mångt och mycket omstruktureras. Vi måste våga komplettera de sedan länge dominerande vetenskapstraditionerna, där kunskaper byggs upp kring smådelar, med en helhetssyn. Samhällets problem att komma till rätta med de miljöproblem som vi själva åstadkommit beror till stor del på detta tänkande, där en liten del rycks loss för analys. Detta kräver i sin tur mång- och tvärvetenskapliga ansatser med mycket större inslag av samhällsvetenskap än i hittillsvarande miljöforskning (Olsson 2003).
Detta har vi tagit fasta på och föreliggande artikel har framkommit genom samarbete mellan företrädare för både samhälls- och naturvetenskap inom ramen för projektet Implementera ekologisk hållbarhet? Skogsbiodiversitet som ett exem- pel. Projektet utgår från en samhällsvetenskaplig policy- och implementationstra- dition och tillämpar en underifrån ansats (bottom-up) på policyområdet biologisk mångfald, en ansats som använts i ett stort antal studier inom skilda policyområden (för exempel se Sabatier & Jenkins-Smith 1999). Detta angreppssätt innebär att den empiriska kartläggningen börjar hos de aktörer som skall förverkliga en viss politik, i detta fall skogsägarna. Implementationsstudien genomfördes i tre steg; Inlednings- vis genomfördes en serie intervjuer med skogsägare (steg 1) som därefter följdes upp med nya intervjuer (steg 2) med aktörer som nämndes i den första intervjuom- gången. I andra omgången genomfördes således intervjuer med myndighetstjänste- män, virkesköpare etc. Slutligen genomfördes en tredje intervjuomgång (steg 3) med aktörer direkt involverade i skogliga åtgärder och som anlitats av virkesköpare i steg
två. Poängen med detta förfarande är att intervjuerna i de olika stegen dels kan vali- dera resultat från föregående steg, dels komplettera och nyansera bilden. Med denna ansats kan man komma åt de faktiska problem och utmaningar som är viktiga bland de relevanta aktörerna inom området. Ansatsen är särskilt viktig när det, som i detta fall, är fråga om ett komplext politikområde med många konkurrerande mål och en mängd aktörer med delvis olika intressen, uppgifter och kompetenser (Hjern & Porter 1983; Olsson 1995).