Den svenska modellen

Den svenska modellen (Emanuelsson 2001) innebär att på bred front stärka den biologiska mångfalden på flera olika sätt där områdesskydd, natur- vårdsavtal, frivilliga avsättningar, generella hänsyn, restaureringar och cer- tifieringar förväntas att samverka och komplettera varandra. Tyngdpunk- ten har dock legat på generella hänsyn och under senare år även på frivilliga avsättningar. Man har liknat den svenska modellen vid en trestegshoppare som för att nå miljömålet måste utföra tre olika men mycket viktiga steg – generell hänsyn, områdesskydd och restaurering (de Jong 1998). Det avgö- rande steget i detta hopp har varit och är fortfarande områdesskyddet. Sto- ra områdesskydd eller många små i täta nätverk är den bästa metod vi har för att långsiktigt säkerställa populationer av specialiserade, sällsynta och krävande arter i skogslandskapet.

I den svenska debatten har man ibland snävat in innebörden av ”den svenska modellen” som då har fått stå för alla naturvårdsåtgärder utom reservatsbildandet. De som stödjer en koncentrerad naturvård menar att en sådan ensidig satsning på frivilligt skydd av nyckelbiotoper och generell hän- syn inte blir tillräckligt och representerar en ”utsmetad naturvård”, som då blir inneffektiv. Den andra linjen menar däremot att en ensidig satsing på endast områdeskydd ger en svartvit värld av relativt små naturfläckar omgiv- na av ett aggressivt skogsbrukslandskap. Debatten har också förts på den internationella arenan där de olika linjerna har kallats för ”reserve selection approach” respektive ”the process and landscape approach” (Prendergast m fl 1999). Det är intressanta att notera att EU:s nätverk Natura-2000 har en renodlad ”reserve selection approach” och att skillnaden mellan den konti- nentala och svenska naturvården delvis har långa historiska rötter (Emanuels- son 2001).

Man kan naturligtvis argumentera kring för- och nackdelar med de olika metoderna, enligt Prendergast m fl, men jag menar således att den ”svenska modellen” innebär en kombination av dem och att den kombinationen är nöd- vändig för ett bra resultat. Ett system av enbart sparade nyckelbiotoper (NB) är ineffektivt och oförmöget att skydda arealkrävande, svårspridda arter som bäst trivs i skogsvsnitt utan randeffekter. Eftersom randeffekter sprider sig åtminstone 50 m in i skogsbestånd (Moen & Jonsson 2003) så har man beräk- nat att endast 30 procent av NB består av bestånd opåverkade av randeffekter och att de befinner sig i de 10 procent av NB som har de största arealerna (Jonsson m fl manus). Medianarealen för NB är 1,4 ha. Dessa siffror är beräk- nade utifrån 5 000 NB i Norrbotten. Detta betyder att endast arter med myck- et goda spridningsmöjligheter kan överleva i denna typ av arkipelag. Det finns också en färsk studie från Dalarna och Gävleborgs län som visar att ca 30 pro-

cent av NB blev påverkade av skogsbruket under en tioårsperiod (Angelstam manus).

Det betyder dock inte att skydd av NB inte är angelägna. Vissa arter kan bevaras genom ett naturvårdsanpassat skogsbruk och många små områ- desskydd i täta nätverk medan andra fodrar större områden med fri utveck- ling (Lindhe 2004). De små områdesskydden och den generella hänsynen kan dessutom hjälpa till och stödja upp artutvecklingar inom värdetrakter med reservat och nationalparker.

Debatten mellan Ahnlund och S.G. Nilsson – som fördes i Entomologisk Tidskrift – handlar till viss del om denna problematik. Arter som lever i kortlivade habitat måste skyddas så att de störningsregimer som skapar habitaten verkar på ett tillräckligt kraftfullt sätt och detta måste naturligtvis till stora delar ske utanför områdesskyddade marker (Ahnlund & Lindhe 1992, Ahnlund 1996, Ahnlund 1997, Nilsson & Baranowski 1995 och Nils- son m fl 1997). Reservat tillhandahåller t ex ofta suboptimala habitat för sol- och värmegynnade vedinsekter men eftersom dödvedstillgången är mer stabil och långlivad i reservaten kommer de att fungera som källområden för återkolonisering ute i det störda produktionslandskapet. Wikars (1997) har t ex funnit att denna typ av populationsdynamik finns hos många brandgyn- nade insekter. Arterna utnyttjar olika habitat med olika spatiotemporal dynamik. De finns i låga men sannolikt stabila populationer i reservat med hög dödvedstillgång och fri utveckling men uppnår bara höga tätheter i nystörd skog. Bra exempel på arter med denna typ av dynamik är tretåig hackspett Picoides tridactylus, större flatbagge Peltis grossa och glansbaggen

Ipida binotata som alla förekommer i låga tätheter i barrnaturskogar tack

vare lokal granbarkborredynamik men som blommar upp i samband större störningar (brand, stormfällning, avverkning med generös hänsyn).

Enligt min mening har vi således en nationell strategi men den måste ha olika regionala anpassningar. Strategin måste anpassas så att den blir optimal för olika aktörer, landskap och organismgrupper. Regionala landskapsstrate- gier för biologisk mångfald ska enligt Naturvårdsverkets förslag till 16:e mil- jömålet finnas i varje län senast 2010. Samarbete mellan de olika aktörer (Skogsstyrelsen, Naturvårdsverket, Länsstyrelser, Skogsvårdsstyrelser, Jord- bruksverket, Vägverket, Svenska Kyrkan, Jordbruksverket, kommuner, skogsbolag, markägare etc) som har ansvar är en nödvändighet i synnerhet eftersom de ofta spelar olika roller och kompletterar varandra i naturskydd- sarbetet. Detta innebär att den regionala utformningen ofta kommer att få speciella karaktäristiska drag där de enskilda aktörerna kan få olika tyngd i olika delar av landet. Det innebär också att det måste ske en effektiv samord- ning och att informationsutbytet måste vara stort, snabbt och effektivt mellan de olika aktörerna.

Naturvårdsnyttan (effektiviteten) av olika naturvårdsföretag kan vara ganska beroende av om man väljer att koncentrera sina insatser till speciellt värdefulla trakter eller om samma insatser sprids ut över större områden. Skillnaden i effektivitet mellan dessa strategier beror till stor del på olika

2001), eller arealkrav (Jansson 2000). De flesta arter gynnas av att man kon- centrerar områdesskyddet till värdefulla trakter och värdekärnor men vissa kan istället gynnas av mer utspridda, generella insatser (Eber & Brandl 1994, Frodin 2002).

Vare sig arterna är svår- eller lättspridda kan de bara skyddas genom att man utgår från deras nuvarande utbredningar och startar skyddsarbetet där. De svårspridda kommer nämligen inte därifrån och de lättspridda måste ges möjlighet att bygga upp en lokalt stor population – en process som sker snab- bast och bäst på de platser där de redan finns. Flera studier har visat att även relativt lättspridda arter bygger upp sina populationer mycket lokalt. Rosen- tickan Fomtopsis rosea sprider sig snabbast inom en radie på ett tiotal meter. Dödved som ligger i ett lokalt artrikt vedsvampsområde blir snabbare koloni- serat och får en snabbare ökning av artrikedomen (Edman 2003). Detta sker trots att arterna kan sprida sig över stora avstånd. Även en del epifytiska lavar beter sig på ett liknande sätt (Dettki m fl 2000).

Efter det att lokala värdekärnor är säkrade kan man tänka sig att restau- rera skogsområden så att populationerna av diverse missgynnade organis- mer kan öka till de nivåer där de utbildar permanenta och livskraftiga popu- lationer. De svårspridda genom att man utgår från värdekärnorna och nys- kapar miljöer i anslutning till dessa. De lättspridda arterna kan man också bevara genom att nyskapa miljöer där de naturgivna förutsättningarna är som bäst – även om det råkar bli ett stycke ifrån de nuvarande förekomster- na. En ”trög” art som läderbaggen kan vi klara under långa perioder i små reservat med några dussin gammelekar men arter med mer ”orolig” popula- tionsdynamik (som bredbandad ekbarkbock Plagionotus arcuatus, tvåfläck- ig praktbagge Agrilus biguttatus, smalhalsad skeppsvarvsfluga Lymexylon

navale och brokig barksvartbagge Corticeus fasciatus) måste skyddas med

andra strategier. Den relativa andelen av rödlistade arter med dessa egenska- per är inte känt men är troligen stor och deras naturvårdsproblematik bör skyndsamt utredas.

De nyskapade miljöerna bör, om de är små, ligga i täta nätverk eftersom även lättspridda arter kräver att deras miljöer finns i omfattning på ca 10–30 procent av det totala landskapet. Värdefulla små habitat som ligger för glest utnyttjas inte av de krävande arterna även om de håller hög kvalitét. Detta innebär också att även i områden där skyddade nyckelbiotoper ligger tätt så måste det till ett komplementerande områdesskydd med större arealer för att kunna bibehålla hela mångfalden. Ett effektivt ”naturvårdslandskap” omfat- tar som nämndes ovan minst 1 000 ha i södra Sverige och betydligt större arealer i Norrland.

Utgångsläget är ofta sådant att de värdefulla biotoperna ligger utspridda och kraftigt fragmenterade i det svenska landskapet samtidigt som ett skydd eller vård av samtliga biotopfragment genom samverkan av de olika aktörerna är nödvändigt om vi vill förhindra fortsatt artutarmning. Detta betyder att den

svenska modellen är den bästa strategi vi kan formulera för det svenska natur-

skyddet för närvarande med det tillägget att komponenten stora områdeskydd i och intill identifierade värdefulla skogstrakter är det viktigaste instrumentet och det som hittills har varit det mest försummade (de Jong 1998).

SAMMANFATTNING / SLUTSATSER

Koncentrerade naturvårdsinsatser är en absolut nödvändighet om vi vill klara att bibehålla livskraftiga populationer även av mer krävande arter. De intressanta skogsbiotoperna måste finnas med andelar som ligger över 15–20 procent i ett naturvårdslandskap.

I en värdetrakt med koncentrerad naturvård kan områdesskyddet bestå av talrika små bestånd (hänsynsytor, biotopskydd, små reservat etc) i täta nätverk men också som färre men större reservat och naturvårdsav- tal. Där bör också finnas en ambitiös tolkning av skogsvårdslagens gene- rella hänsynsregler och de kan med fördel anpassas på olika sätt beroen- de på värdetrakternas karaktär. De olika naturvårdsåtgärderna skyddar då huvudsakligen olika komponenter av faunan och floran.