Blomremsors effekt på biodiversiteten i odlingslandskapet på Öland: En experimentell studie

Examensarbete 15hp

Blomremsors effekt på biodiversiteten i

odlingslandskapet på Öland

En experimentell studie

Författare: Andreas Friedrichs Handledare: Geoffrey Lemdahl Termin: VT-19

Ämne: Biologi

Abstrakt

Som en åtgärd för att försöka hjälpa den minskande populationen av rapphöna att återhämta sig tog HMKs Jaktklubb inspiration från ett lyckat projekt i England utfört av Game & Wildlife Conservation Trust. De sådde blomremsor som en åtgärd för att gynna evertebrater som är kycklingarnas huvudföda. Jaktklubben etablerade dessa blomremsorna 2011 och vill nu undersöka om det gav en effekt på mängden evertebrater.

Fönsterfällor och fallfällor placerades ut i och utanför blomremsan och tömdes två gånger i juni, en gång i juli och en gång i augusti. Det insamlade materialet har identifierats till familj med hjälp av litteratur för materialet från augusti, identifierat material från juni fanns redan tillgängligt. För skalbaggar identifierades allt material till art. Resultatet visade en stor diversitet och många olika grupper fanns representerade inom de insamlade materialet. De statistiska analyserna kunde inte med säkerhet visa att blomremsorna gynnade evertebrater. Detta är troligtvis snarare på grund av problematiken med experimentdesignen än att det inte var någon skillnad. Min uppfattning är att blomremsorna har en positiv effekt på biodiversiteten, även om det inte går att visa detta indikerar resultatet på det, vilket även backas upp av litteraturen. Åtgärder som dessa skulle potentiellt kunna vara ett steg i rätt riktning för att kunna lösa den minskade biodiversiteten runt om i världen.

As a measure to try to help the diminishing population of partridge to recover, HMK's Hunting Club took inspiration from a successful project in England by the Game &

Wildlife Conservation Trust. They sowed flowerstrips as a measure to benefit invertebrates that are the chickens' main food source. The hunting club established these flower strips in 2011 and wanted to investigate whether they gave an effect on the amount of invertebrates. Window traps and fall traps were placed in and outside the flower strips and were emptied twice in June, once July and once in August. The collected material has been identified to family using literature for the material from August, identified material from June was already available. For beetles, all material was identified to species. The results show a great diversity and many different groups were represented within the collected material. The statistical analyses could not with certainty show that the flower strips favoured invertebrates. This is probably because of the problem with the experiment design than that there was no difference. In my opinion the flower strips have a positive effect on biodiversity, although it cannot be shown the result indicates this, which is also backed up by the literature. Measures like these could potentially be a step in the right direction to be able to solve the reducing biodiversity.

Nyckelord

Biodiversitet, evertebrater, blomremsor, Öland, habitatförlust

Tack

Ett stort tack till HMKs Jaktklubb som gjorde detta arbete möjligt. Jag är väldigt tacksam till min handledare Geoffrey Lemdahl som har hjälpt mig med identifiering av det insamlade materialet och stöttat mig genom projektet och även till Andreas

Svensson som avsatt tid för att hjälpa mig med de statistiska analyserna.

Innehåll

1 Inledning ____________________________________________________________ 3

2 Material och metod ___________________________________________________ 4 2.1 Områdesbeskrivning _______________________________________________ 4 2.2 Metod __________________________________________________________ 4 3 Resultat _____________________________________________________________ 5 3.1 Boxplot – antal arter skalbaggar ______________________________________ 6 3.2 Boxplot – antal individer skalbaggar __________________________________ 7 3.3 Boxplot – antal familjer ____________________________________________ 8 3.4 Boxplot – antal individer evertebrater _________________________________ 9 3.5 Boxplot – Shannon-Wieners diversitetsindex __________________________ 10 3.6 Boxplot – Simpson diversitetsindex __________________________________ 11 4 Diskussion __________________________________________________________ 13 4.1 Generella förklaringar_____________________________________________ 13 4.2 Hymenoptera ___________________________________________________ 14 4.3 Coleoptera ______________________________________________________ 14 4.4 Lepidoptera _____________________________________________________ 15 5 Slutsats ____________________________________________________________ 16 6 Referenser__________________________________________________________ 16 Bilagor _______________________________________________________________ I Bilaga A Taxa 2017 ___________________________________________________ I

1 Inledning

Av alla taxa inom djurriket finns det ett som är mycket mer talrikt och mångfaldigt än något annat, leddjuren (Arthropoda) utgör 80% av den totala faunan globalt sett (Zang 2011). Zang visar att inom leddjuren är det klassen insekter (Insecta) som är den mest artrika, 82% av alla leddjur tillhör insekterna vilket motsvarar för 66% av alla jordens djurarter. Evertebrater spelar en stor ekologisk roll i det flesta ekosystem på grund av dess bidragande effekter till ekosystemtjänster som exempelvis pollination (Gabriel &

Tscharntke 2006; Öckinger & Smith 2007; Ollerton et al. 2011), fröspridning (Chen et al.

2017; Nichols et al 2008), bioturbulence (Nichols et al 2008), skadedjursbekämpning (Bell et al. 2008; Brewer & Elliott 2004; Landis et al. 2000), föda åt högre trofiska nivåer (Morse 1971), minskning av växthusgaser (Slade et al. 2016) och nedbrytning/näringsåtervinning (Yang & Gratton 2014; Nichols et al 2008). På senare år har det börjat komma fram studier om att många ordningar inom insekterna är på nedgång, varav en stor review-artikel som fått stort genomslag (Sánchez-Bayo & Wyckhuys 2019).

Författarna till artikeln har granskat 73 studier som visar att insekterna är på nedgång och dragit slutsatser om vad som är de största bidragande faktorerna till denna negativa trend.

Deras resultat visar att 40% av världens insektsarter riskera att försvinna de närmaste årtiondena. Det största bidragande faktorerna verkar vara habitatförlust som konsekvens av intensifierat jordbruk och urbanisering, men även bekämpningsmedel, särskilt neonikotinoider. Invasiva arter och klimatförändringar kan ha bidragit. Tillsammans med att biodiversiteten av insekter är på nedgång finns det några långtidsstudier från olika delar av världen som visar att även biomassan av insekterna visar samma negativa trend.

I en studie från Tyskland har det visat sig att den totala biomassan av flygande insekter i skyddade områden har minskat med 76% det senaste 27 åren (Hallman et al. 2017).

Biomassan visade sig ha minskat i alla naturtyper vilket gör att det är svårt att säga vad orsaken beror på. Dock så omges 94% av de skyddade områdena av jordbrukslandskap vilket kan ge en stark hint om att denna faktor även spelar roll för mängden biomassa.

Denna studie är i linje med en tidigare studie från södra Storbritannien som visar samma trend (främst hos Diptera) (Shortall et al. 2009). En nyare studie från Puerto Ricos regnskogar påvisar samma resultat även där med en minskning i biomassan på 78–98%

(Lister & Garcia 2018). Denna studie har pågått i 38 år mellan 1976 - 2012, under denna tid har jordens medeltemperatur ökat med 2,0 °C och detta tros vara den största bidragande faktorn för minskningen av biodiversitet i detta område. De kunde även se ett samband med minskande insektivorer som konsekvens av detta, exempelvis fåglar, ödlor och grodor. Då insekter utgör den primära födokällan för väldigt många djur i näringskedjan kan detta få allvarliga konsekvenser då hela näringskedjan riskera att kollapsa som följd av bottom-up-cascader.

För att försöka bryta denna nedåtgående trend har det vidtagits vissa åtgärder inom naturvården för att försöka gynna evertebrater i odlingslandskapet. För att möta den växande populationens matbehov breder jordbruket ut sig mer och mer på många håll i världen. De naturliga växterna trängs undan för att skapa plats åt några enstaka arter som odlas av människan och det skapas monokultur och homogenitet i odlingslandskapet. Det är väl dokumenterat att homogeniteten på landskapsnivå skapat av jordbruket orsakar en minskning av biodiversiteten (Sánchez-Bayo & Wyckhuys 2019). Som en åtgärd för att gynna rapphönan (Perdix perdix) testade Game & Wildlife Conservation Trust i England att så in blomremsor i åkerrenar i odlingslandskapet för att ge skydd åt fåglarna och gynna evertebrater som är kycklingarnas primära föda (Holland & Thomas 1996). Detta visade sig vara en framgångsrik metod och gav inspiration till HMKs Jaktklubb. 2011 startade

testade man att så in dessa blomremsor på ett 20-tal platser i Alby och Hulterstad på södra öland. 2017 ville HMKs Jaktklubb göra en uppföljning av projektet på huruvida framgångsrika dessa åtgärder varit. Tidigare har det gjorts studier på hur dessa blomremsor har gynnat pollinerare (Jönsson et al. 2015). Där har man kunnat visa att de gynnar pollinerare som bin, humlor och blomflugor. Det som inte har undersökts tidigare är hur blomremsor gynnar den totala sammansättningen av evertebrater. Uppgiften för examensarbetet är att undersöka om mängden och diversiteten av evertebrater är signifikant högre i blomremsorna än utanför, även antal arter och individer av specifikt skalbaggar. Under sommaren 2017 placerades det ut fönsterfällor och fallfällor i och utanför 7 av dessa blomremsor. Efter att fällorna fått vara ute i en vecka gjordes det tömningar 7:e och 12:e juni, 13:e juli och 25:e augusti.

2 Material och metod

2.1 Områdesbeskrivning

Blomremsorna är sådda i anslutning till åkermark i odlingslandskapet på Ölands sydöstra sida i socknarna Alby och Hulterstad. Blomremsa 1 och 2 är belägen i Alby och 10, 12 och 17 är belägna i Hulterstad. 1 och 2 är omgiven av åker där det på den östra sidan om åkern finns betesmark till följd av Östersjön och den västra sidan av åkern är det alvarmark. Blomremsa 10, 12 och 17 är också omgivna av åkermark med betesmark precis utanför åkern, där finns det även en våtmark precis intill åkern (Görans dämme).

Vad som odlas på dessa åkrar varierar från år till år då de sällan odlar samma gröda på samma åker två år i rad. De grödor som de växlar emellan är exempelvis majs, vete, korn och vall. När blomremsorna etableras används en fröblandning beståendes av 25%

Honungsört (Phacelia tanacetifolia), 20% Vitsenap (Sinapis alba), 20% Cikoria (Cichorium intybus), 20% Vete (Triticum aestivum) och 15% Vitklöver (Trifolium repens). För etablering, storlek och skötsel av blomremsorna se tabell 1.

Tabell 1. Etablering, storlek och skötsel av blomremsorna.

Blomremsa Längd (m)

Bredd (m)

Kvm Etablerad Åtgärder 2016

Åtgärder 2017

1 34,5 34,5 1188 2014 Orörd Sådd

2 190 9 1710 2012 Orörd Orörd

10 650 6 1300 2012 Orörd Sådd

12 220 12 880 2012 Sådd Orörd

17 100 3 100 2014 Orörd Sådd

2.2 Metod

För insamling av evertebrater har två typer av fällor använts, fallfällor för marklevande evertebrater och fönsterfällor för flygande insekter (tabell 2). De båda typerna av fällor har utplacerats så jämt fördelade inuti blomremsorna som möjligt och även cirka 50 meter utanför blomremsorna, cirka 2–3 fällor av varje typ inuti och 1 av varje utanför blomremsorna. Fönsterfällorna bestod av en genomskinlig plexiglasskiva som mätte 25x30 cm med en uppsamlingsbehållare med måtten 18x18x11 cm som var fäst med ståltråd i skivans underkant. Dessa var fästa på en stolpe som hamrades ner i marken tills skivan underkant var ca 70 cm över marken. Uppsamlingsbehållaren var fylld med ca 5

cm koksaltlösning samt en droppe diskmedel. Fallfällorna bestod av glasburkar ca 10 cm djupa och med öppningsdiameter 4,5 cm. Dessa grävdes ner så burkens mynning var i nivå med marken. Burkarna fylldes med ca 5 cm koksaltlösning samt en droppe diskmedel. Regnskydd av plastlock applicerade med trästickor ca 3 cm ovanför burkmynningen. Fällorna vittjades efter varit ute i fält i cirka 1 vecka. Det insamlade materialet från 25 augusti har sedan identifierats med hjälp av bestämningsnycklar, data från 7 juni fanns redan tillgängligt. För insekter användes “Insekter: en fälthandbok”

(Douwes et al. 1998) och för övriga evertebrater “Svensk småkrypsfauna: En bestämningsbok till ryggradslösa djur utom insekter” (Gärdenfors et al. 2004).

Identifieringen har skett i laboratorium med hjälp av ett stereomikroskop. Allt insamlat material är identifierat ner till familj och där det varit möjligt vidare ner till släkte eller art. Nästan alla skalbaggar är identifierade till art. Det statistiska analyserna är utförda på familjenivå, samt på artnivå för skalbaggarna.

Tabell 2. Antal av varje fälla på varje plats, samt blomremsans yta och när den är etablerad.

Plats Antal fällor i

blomremsan (fönster + fallfälla)

Antal fällor utanför blomremsan (fönster + fallfälla)

Yta på blomremsan (ha)

Blomremsan etablerad

Alby Öst 2 1 0,5 2014

Alby Väst 2 1 1,7 2012

Alby Öst 2 1 0,1 2012

Hulterstad Öst

2 1 0,3 2012

Hulterstad Öst

2 1 0,2 2012

Hulterstad Öst

1 1 0,1 2014

Hulterstad Väst

3 1 0,1 2016

3 Resultat

Det totala insamlade materialet för 7 juni identifierades till 16 ordningar, 138 familjer, 119 släkten och 157 arter (Tabell 3 och 4). Materialet från 25 augusti identifierades till 14 ordningar, 88 familjer, 46 släkten, 53 arter (Tabell 5 och 6). För varje plats som materialet samlats in på i juni och augusti (totalt 17 platser) har ett två olika diversitetsindex räknats ut på familjenivå, Shannon-wiener index och Simpson index (Spellerberg & Fedor 2003; Simpson 1949). Då antagande om lika varians eller normalfördelad data inte kan uppfyllas och transformering av data inte hjälpte för någon analys har jag analyserat data med både Wilcoxon t-test och Welch t-test. Med undantag i de fall där antalet individer av skalbaggar jämfördes mellan platserna innanför och utanför blomremsan i augusti. Där uppfylldes både kravet om normalfördelning och lika varians, där utfördes ett independent sample t-test.

3.1 Boxplot – antal arter skalbaggar

Två two-sample Wilcoxon test utfördes på antal arter av skalbaggar mellan platserna innanför och utanför blomremsan, ett för juni och ett för augusti. Testet för juni visade att det inte fanns någon signifikans mellan platserna (two-sample Wilcoxon test; W = 36.5, p-value = 0,136). Testet i augusti visade att det fanns signifikant fler arter av skalbaggar innanför (two-sample Wilcoxon test; W = 22.5, p-value = 0,04322). Även två Welch t-test utfördes på antal arter av skalbaggar mellan platserna innanför och utanför blomremsan, ett för juni och ett för augusti. Testet visade ingen signifikans för juni mellan platserna (Welch t-test; t11.076 = 1,5636, p-value = 0,146). Testet för augusti visade att det fanns signifikant fler arter av skalbaggar innanför blomremsan (t6.343 = 2,8324, p-value = 0,02812). För normalfördelning och varians av antalet arter av skalbaggar, se boxplot (Fig 1).

Figur 1. Boxploten visar normalfördelning och varians för antalet arter av skalbaggar på de olika platserna och olika tillfällena (“Inne”=innanför blomremsan, “Ute”=utanför blomremsan).

3.2 Boxplot – antal individer skalbaggar

Ett two-sample Wilcoxon test utfördes på antal individer av skalbaggar mellan platserna innanför och utanför blomremsan vid tid tillfället augusti. Testet för augusti visade ingen signifikans mellan platserna (two-sample Wilcoxon test; W = 19, p-value = 0,2222 augusti). Även ett Welch t-test på antal individer av skalbaggar mellan platserna innanför och utanför blomremsan för augusti. Testet visade ingen signifikans mellan platserna (Welch t-test t6.9727 = 1,6645, p-value = 0,1401). Testet för juni visade att det inte fanns signifikant fler individer skalbaggar innanför (Independent sample t-test; t12 = 0,7623, p-value = 0,4606). För normalfördelning och varians av antalet individer av skalbaggar, se boxplot (Fig 2).

Figur 2. Boxploten visar normalfördelning och varians för antalet individer av skalbaggar på de olika platserna och olika tillfällena (“Inne”=innanför blomremsan, “Ute”=utanför blomremsan).

3.3 Boxplot – antal familjer

Två two-sample Wilcoxon test utfördes på antalet familjer av evertebrater mellan platserna innanför och utanför blomremsan, ett för juni och ett för augusti. Testet för juni visade ingen signifikans mellan platserna (two-sample Wilcoxon test; W = 30.5, p- value = 0,4812). Testet för augusti visade ingen signifikans mellan platserna (two- sample Wilcoxon test; W = 13.5, p-value = 0,9166). Även två Welch t-test utfördes på antal familjer mellan platserna innanför och utanför blomremsan vid de båda två

tillfällen, juni och augusti. Testet för juni visade ingen signifikans (Welch t-test; t11,036 = 0,59201, p-value = 0,5658). Testet för augusti visade ingen signifikans (Welch t-test;

t7,1307 = 0,26571, p-value = 0,798). För normalfördelning och varians av antalet familjer, se boxplot (Fig. 3)

Figur 3. Boxploten visar normalfördelning och varians för antalet familjer av evertebrater på de olika platserna och olika tillfällena (“Inne”=innanför blomremsan, “Ute”=utanför blomremsan).

3.4 Boxplot – antal individer evertebrater

Två two-sample Wilcoxon test utfördes på antalet individer av evertebrater mellan platserna innanför och utanför blomremsan, ett för juni och ett för augusti. Testet för juni visade ingen signifikans mellan platserna (two-sample Wilcoxon test; W = 30, p- value = 0,535). Testet för augusti visade ingen signifikans mellan platserna (two-sample Wilcoxon test; W = 11, p-value = 0,8413). Även två Welch t-test utfördes på antal individer av evertebrater mellan platserna innanför och utanför blomremsan vid de båda två tillfällen, juni och augusti. Testet för juni visade ingen signifikans (Welch t-test;

t10,091 = 0,8353, p-value = 0,4229). Testet för augusti visade ingen signifikans (Welch t- test; t7,8927 = -0,1429, p-value = 0,8899). För normalfördelning och varians av antalet individer av evertebrater, se boxplot (Fig 4).

Figur 4. Boxploten visar normalfördelning och varians för antalet individer av evertebrater på de olika platserna och olika tillfällena (“Inne”=innanför blomremsan, “Ute”=utanför blomremsan).

3.5 Boxplot – Shannon-Wieners diversitetsindex

Två two-sample Wilcoxon test utfördes på Shannon-Wieners diversitetsindex mellan platserna innanför och utanför blomremsan, ett för juni och ett för augusti. Testet för juni visade ingen signifikans mellan platserna (two-sample Wilcoxon test; W = 30, p- value = 0,535). Testet för augusti visade ingen signifikans mellan platserna (two-sample Wilcoxon test; W = 17.5, p-value = 0,3457). Även två Welch t-test utfördes på

Shannon-Wieners diversitetsindex mellan platserna innanför och utanför blomremsan vid de båda två tillfällen, juni och augusti. Testet för juni visade ingen signifikans (Welch t-test; t11,946 = 0,67296, p-value = 0,5138). Testet för augusti visade ingen signifikans (Welch t-test; t7,3359 = 1,024, p-value = 0,3384). För normalfördelning och varians av Shannon-Wieners diversitetsindex, se boxplot (Fig 5).

Figur 5. Boxploten visar normalfördelning och varians för shannon-wieners diversitetsindex på de olika platserna och olika tillfällena (“Inne”=innanför blomremsan, “Ute”=utanför blomremsan).

3.6 Boxplot – Simpson diversitetsindex

Två two-sample Wilcoxon test utfördes på Simpsons diversitetsindex mellan platserna innanför och utanför blomremsan, ett för juni och ett för augusti. Testet för juni visade ingen signifikans mellan platserna (two-sample Wilcoxon test; W = 32, p-value = 0,3829). Testet för augusti visade ingen signifikans mellan platserna (two-sample Wilcoxon test; W = 18.5, p-value = 0,2492). Även två Welch t-test utfördes på Simpsons diversitetsindex mellan platserna innanför och utanför blomremsan vid de båda två tillfällen, juni och augusti. Testet för juni visade ingen signifikans (Welch t- test; t11,525 = 0,69192, p-value = 0,5027). Testet för augusti visade ingen signifikans (Welch t-test; t6,0975 = 1,288, p-value = 0,2445). För normalfördelning och varians av Simpsons diversitetsindex, se boxplot (Fig 6).

Figur 6. Boxploten visar normalfördelning och varians för simpsons diversitetsindex på de olika platserna och olika tillfällena (“Inne”=innanför blomremsan, “Ute”=utanför blomremsan).

Tabell 3. Hur många familjer, släkten och arter som är identifierade inom varje ordning från insamlingen 7 juni.

Ordning Juni

Dermaptera Orthoptera Phthiraptera Hemiptera Thysanoptera Neuroptera Coleoptera Hymenoptera

Familj 3 1 1 13 1 2 28 20

Släkte 2 3 1 87 10

Art 2 3 1 131 9

Tabell 4. Hur många familjer, släkten och arter som är identifierade inom varje ordning från insamlingen 7 juni.

Ordning Juni

Diptera Siphonaptera Lepidoptera Araneae Acari Pseudoscorpionida Crustacea Myriapoda

Familj 41 1 3 13 1 1 5 4

Släkte 2 1 2 4 1 1 5

Art 2 3 1 1 4

Tabell 5. Hur många familjer, släkten och arter som är identifierade inom varje ordning från insamlingen 25 augusti.

Ordning Augusti

Dermaptera Orthoptera Neuroptera Thysanoptera Hemiptera Coleoptera Hymenoptera

Familj 1 2 1 1 9 14 17

Släkte 1 2 1 1 2 33 3

Art 1 2 1 1 2 42 1

Tabell 6. Hur många familjer, släkten och arter som är identifierade inom varje ordning från insamlingen 25 augusti.

Ordning Augusti

Diptera Siphonaptera Trichoptera Lepidoptera Araneae Acari Crustacea

Familj 26 1 1 1 10 1 3

Släkte 1 1 1

Art 1 1 1

4 Diskussion

4.1 Generella förklaringar

Denna studie är som tidigare nämnt inspirerad av en tidigare väldigt lyckad studie utförd i England där man kunnat påvisa att blomremsorna innehöll högre mängd av ängsskinnbaggar (Miridae) som är en av rapphönans mest prefererade födoval tillsammans med bladsteklar (Tenthredinidae) (Holland & Thomas 1996; Moreby et al.

2004). Även om jag i denna studie inte kunnat visa att abundansen av ängsskinnbaggar eller bladsteklar varit signifikant högre i blomremsorna har det gjorts ett flertal fynd av båda familjer i det insamlade materialet vilket tyder på att blomremsorna attraherar djur från båda familjerna. Då de statistiska analyserna inte kunde visa någon signifikans med data från varken Shannon-wiener eller Simpsons diversitetsindex kan jag därmed inte påvisa att blomremsorna gynnar den biologiska mångfalden av evertebrater i odlingslandskapet, även om resultaten indikerar det. Den insamlade data i denna studie har dock inte varit optimal för någon av de utförda statistiska analyserna. Data för analyserna har varken varit normalfördelad eller haft lika varians, utom i ett fall med individer skalbaggar i juni. Detta gör att data faller utanför ramarna för de annars två lämpliga analyserna Welch t-test och Wilcoxons t-test. Detta har gjort att resultatet från analyserna inte är pålitligt. Något som skulle kunna förklara varför den insamlade data inte visat signifikanta statistiska resultat är problematiken med avståndet mellan fångsfällorna som representerar “innanför och “utanför” blomremsan. För att inte störa bönderna i sitt arbete och orsaka skada på deras grödor har fällorna utanför blomremsorna placeras ganska nära blomremsorna (ca 50 meter) utanför åkern i åkerrenen, i två fall har det bara varit några meter emellan fällorna innanför och utanför blomremsan. Då vi inte utfört några studier innan denna studie på hur stor biodiversitet det finns hos evertebrater i området som representerar “åkermark” kan vi inte med säkerhet säga hur mycket blomremsorna bidrar till biodiversiteten. En förklaring till att vi inte fått någon signifikans i biodiversitet skulle kunna förklaras av att blomremsorna påverkar abundansen av den totala evertebratfaunan i det närliggande området. Detta gör att fällorna som ligger utanför blomremsan inte blir representativ för “åkermark” utan påverkas i stor grad av blomremsans attraktion av evertebrater. Man har i flera studier kunnat visa att flygande insekter som bin och fjärilar har en minskande gradient i både diversitet och antal från naturliga habitat in i odlad mark (Jönsson et al. 2015; Chacoff & Aizen 2006; Lucey &

Hill 2012). Detta indikerar att det även finns en chans att så även är fallet för flera taxa, det gör att diversiteten och antalet individer näsan är lika hög i kanten av den odlade marken på grund av en “spill over” effekt. Även om min insamlade data inte är tillräcklig pålitlig för att kunna påvisa någon effekt så kan man se samma mönster i avseende på både diversitet och antal individer (fig.1–6). Både diversiteten och antalet individer är nästan lika hög vid åkerrenarna som i blomremsan. Blomremsorna skulle även kunna fungera som ett viktigt habitat som ersättning till tidigare, relativt bredare, blommande åkerrenar vid störning. Tcharntke et al. (2005) hävdar att närliggande naturliga habitat är viktiga i det avseende att det fungerar som en källa till återkolonisation av åkermarken efter störning. Hopprätvingar (Orthoptera) är en ordning som inte återfanns i proverna i någon större mängd. Anledningen till detta är högst troligt att insamlingsmetoden i form av fångstfällor inte lyckats fånga speciellt många på grund av deras levnadssätt. I en studie av Marshall et al. (2006) där dem har håvat kan dem visa att abundansen av hopprätvingar var signifikant högre i de sådda blomremsorna än på åkermarken. Enligt författarna är åkermarken inte en lämplig miljö för hopprätvingar då vegetationen är för hög. Därmed var den högre abundansen av hopprätvingar i blomremsan troligtvis på grund av att det

4.2 Hymenoptera

Denna studie har även hämtat mycket inspiration från studien där Jönsson et al (2015) visade hur bin, humlor och blomflugor gynnades av blomremsor. Den studien visade att mängden av pollinerare inte bara ökade inuti blomremsan, utan i hela landskapet. Där kunde de visa en gradient från blomremsan och ut i jordbrukslandskapet. Deras resultat betyder att blomremsorna har stor påverkan på landskapsnivå och inte bara gynnar pollinerare i närområdet. I vår studie har vi dock inte funnit en större mängd pollinerare, det skulle kunna förklaras av att vi använt olika insamlingsmetoder. Eftersom många pollinerare är duktiga flygare kan dom enkelt undvika den typen av fönsterfällor som vi använt oss av, dem undviker helt enkelt plexiglasskivan och flyger runt den. Jönsson et al. (2015) har håvat för hand på de olika platserna de utfört sina studier på och på så sätt kunnat fånga in många fler pollinerare. En annan orsak som skulle kunna förklara den låga abundansen av specifikt solitärbin i vårt insamlade material är att de har förhållandevis ganska korta avstånd mellan bohålan och platsen för födosök då bins avstånd till födosöksplatsen är korrelerat med kroppsstorleken (Gathmann & Tscharntke 2002; Greenleaf et al. 2007). Högst troligt var detta anledningen till att Jönsson et al.

(2015) observerade arter med korta födosöksavstånd hade lägre abundans i blomremsorna, vilket också förklarar varför de inte såg en ökning på landskapsnivå av solitära bin. Solitära bin är viktiga pollinerare och det har visats i studier att många arter av solitära bin tillsammans kan vara effektivare pollinerare än fler vanliga sociala bin och därmed är artdiversitet av bin korrelerat med grad av pollinering (Klein et al. 2003). I det intensivt odlade industriella odlingslandskapet där det råder monokulturer är artdiversiteten bland växter oftast väldigt låg (Tissier et al. 2018). Många av de solitära bina är generalister som samlar pollen från många olika växter medan andra är specialister som bara samlar pollen från en eller ett par olika växter (Wood et al 2016). Wood et al (2016) visar i en studie att arter som är generalister är mycket mer abundanta i intensivt industriellt odlade odlingslandskap medan specialister är mindre vanligt förekommande.

Detta tyder på att införande av blomremsor i ett odlingslandskap skulle kunna öka artdiversiteten av solitära bin och på så sätt även öka pollineringen i odlingslandskapet.

Med tanke på att solitära bin har relativt dålig spridningsförmåga skulle dessa blomremsor kunna fungera som spridningskorridorer i odlingslandskapet. Får blomremsorna vara kvar på samma ställe över en längre tid ökar också chansen för varje år att fler solitära bin kan etablera sig i, eller i anslutning i blomremsan.

4.3 Coleoptera

De statistiska analyserna för antal arter av skalbaggar visade att blomremsorna hade signifikant fler arter i blomremsan i augusti men inte i juni. På grund av problematiken med fällornas placering så kan man ändå inte säga med säkerhet att det i verkligheten är någon skillnad, men resultatet indikerar på att det finns en skillnad. Att det fanns fler arter i blomremsan i augusti och inte i juni kan kanske förklaras av skalbaggars livscykler.

Labruyere et al. (2016) visar i sin studie att olika arter av skalbaggar utnyttjar gräsremsorna (kan liknas vid blomremsor) vid olika tidpunkter på säsongen beroende på när dem är aktiva. Deras resultat indikerar på att skalbaggarna kan använda gräsremsorna som tillflykt när grödorna har skördats, även som födosöksplatser när grödorna från åkern skördats och/eller som övervintringsplatser. Det verkar som blomremsorna är attraktiva habitat för många olika arter av skalbaggar, en familj som var talrik var jordlöpare (Carabidae). De flesta arter av jordlöpare är glupska rovdjur som kan konsumera sin egen kroppsvikt i föda varje dag (Thiele 1977). Jordlöpare är effektiva predatorer som har bevisats ha ett stort predationstryck på skadedjur som exempelvis bladlöss och sniglar (Edwards et al. 1979; Sunderland & Vickerman 1980; Bohan et al. 2000). Nyckelpigor är

också som bekant en effektiv predator på bladlöss (Hodek & Honek 1996). Det finns även studier som visar att nyckelpigor tillsammans med andra arter effektivare kan hålla ner populationen av bladlöss. En studie av Cardinale et al. (2003) visar hur en nyckelpiga, en fältrovskinnbagge (Nabidae) och en brackstekel (Braconidae) tillsammans kunde hålla ner populationen av bladlöss mer effektivt än de kunde göra var för sig. Både nyckelpigor och bracksteklar hittades i det insamlade materialet. Fältrovskinnbaggar hittades inte blomremsan, men enligt artportalen är dem närvarande i området (Artportalen 2019). Då alla tre familjer finns i området är det fullt möjligt att denna interaktion även förekommer i de områden där denna studie är utförd. Det finns en studie som även visar att predationstrycket på bladlöss av jordlöpare kan förstärkas vid närvaro av nyckelpigor (Losey & Denno 1998). När nyckelpigorna födosöker efter bladlöss orsakar de att många bladlöss faller till marken som då jordlöpare kan äta. Detta gör att jordlöpare tillsammans med nyckelpigor kan förstärka effekten av att hålla ner antalet bladlöss. Många arter av jordlöpare har på senare år drabbats hårt av den allt mer intensivare jordbruket då deras habitat förstörs (Desender & Turin 1989). Författarna i denna studie kunde visa att jordlöpare som lever i torra och fattiga gräsmarker eller hedar är de arter som drabbats hårdast. På Öland där denna inventering är utförd ligger det alvarmark i närheten av odlingslandskapet. Alvarmarken skulle kunna liknas vid torra och fattiga gräsmarker eller hedar då landskapen till stor del liknar varandra. Det är också då troligt att arterna av jordlöpare som lever på alvaret har drabbats mycket av det utbredda jordbruket på i odlingslandskapet på södra Öland där det en gång fanns större arealer alvar. Detta styrks också av att många av de jordlöpare som är knutna till Ölands öppna alvarmarker är starkt hotade, exempelvis Brachinus crepitans, Ophonus azureus, Cymindis humeralis, Callisthenes reticulatus och Lebia cyanocephala (Artdatabanken 2019). Det finns studie som visar att ekologisk odling kan gynna arter av jordlöpare som har öppna marker som habitatpreferens (Irmler 2018). Studien utfördes på 9 olika åkrar och undersökte hur artsamhällena av jordlöpare förändrades när odlingen gick från traditionellt jordbruk med bekämpningsmedel till ekologisk odling. De kunde visa att artsamhällena visade större heterogenitet över åren. Arter som föredrog skogsmark försvann från fälten medan arter som föredrog öppna marker gynnades av förändringen och ökade i antal. Både arter som redan var närvarande och nyinkomna arter kunde sprida sig längre in på åkern från åkerrenen. Detta resultat tyder på att ekologisk odling utan bekämpningsmedel gynnar arter som föredrar öppna marker. Blomremsorna kan liknas vid organisk odling då det ej besprutas med bekämpningsmedel och blir en fristad för jordlöpare och även andra evertebrater i de hårt besprutade odlingslandskapen. På så sätt skulle blomremsorna kunna gynna dessa rödlistade arter i odlingslandskapet på Öland. Så länge åkrarna besprutas kommer även de arter som föredrar skog finnas kvar i området. Då området har relativt lite skog och mer öppen mark är det dock troligt att vinsterna av att gynna de rödlistade arterna väger tyngre än förlusterna av att missgynna de arter som föredrar skog.

4.4 Lepidoptera

En annan grupp som återfanns i det insamlade materialet var fjärilar, det är en insektsordning som är på tillbakagång på många håll i Europa till stor del på grund av habitatförlusten av det ökande jordbruket (Maes & Van Dyck 2001; Groenendijk & van der Meulen 2004; Franzén & Johannesson 2007). De arter som är mest känsliga för utdöende är de arter som har korta perioder som de flyger, en eller ett fåtal värdväxter och ofta är förknippade med gräsmarker eller våtmarker (Franzén & Johannesson 2007). Arter som är generalister kan leva i flera olika habitat och är därför mindre sårbara för habitatförlust, medans de arter som är specialiserade på en viss typ av habitat är mycket

är specialiserade på torra gräsmarker och ängar har minskat med 19% de senaste 25 åren.

Fjärilar är viktiga pollinatörer i de avseende att de kan hjälpa till att sprida pollen långa sträckor. I en svensk studie kunde man visa att fjärilar kan föra med sig pollen mellan växer flera kilometer ifrån varandra (Courtney et al. 1982). Detta har en väldigt positiv effekt för växter då fjärilarna kan hjälpa växterna att sprida sina gener över större avstånd och på så sätt få in nya alleler utifrån. Dessa blomremsor skulle kunna fungera som spridningskorridorer och en fristad även för fjärilar i odlingslandskapet, och förse fjärilar med nektar över hela säsongen.

5 Slutsats

I en tid där alarmerande rapporter om förlorad biodiversitet löser av varandra menar nu många forskare att vi nu är inne i vårt sjätte massutdöende. Om inget görs för att vända denna oroväckande trend kan de få förödande konsekvenser för hela jorden (Carpenter Bishop 2009). Även om jag inte kunnat visa med säkerhet i denna studie att blomremsorna har en signifikant effekt på biodiversiteten i odlingslandskapet så indikerar resultaten det, vilket även backas upp av litteraturen. Det är troligt att blomremsorna har en positiv effekt på biodiversiteten i odlingslandskapet, men att problematiken med placering av fällorna har gjort att jag inte kunnat visa de. Det är tänkbart att det finns en gradient med biodiversitet från blomremsan och ut i åkern, vilket har gjort att evertebraterna de lockar till sig har spillt över till fällorna som skulle representera “åkermark”. Det är åtgärder som dessa som skulle kunna vara ett steg i rätt riktning för att förhindra förlorad biodiversitet, många bäckar små. Blomremsorna skulle kunna fungera som en fristad i det annars hårt besprutade jordbrukslandskapet där de kan söka skydd och överleva och fungera som en källa för framtida generationer av evertebrater. Det är även möjligt att de kan fungera som spridningskorridorer i landskapet för arter som har dålig spridningsförmåga och på så sätt hjälpa isolerade populationer med genutbyte. Ett ekosystem är en komplicerad väv med interaktioner av många arter som vi inte ännu förstår fullt ut. Därför är det extra viktigt att fortsätta forskningen för att försöka förstå hur arter påverkar varandra för att kunna rädda dem. I framtida studier skulle man sätta fällor med några meters mellanrum från blomremsan och ut i åkern för att kunna visa en eventuell påverkan i det närliggande området, även sätta fällor långt ifrån blomremsan för att kunna visa åkermarkens “riktiga”

biodiversitet som en referens. Då vissa grupper av evertebrater inte har fångats i fällorna skulle man även kunna tänka på att komplettera detta med håvning för att få med fler grupper av evertebrater.

6 Referenser

Artdatabanken. (2019). http://artfakta.artdatabanken.se/ (Hämtad 2019-05-07) Artportalen. (2019). https://www.artportalen.se/ (Hämtad 2019-05-07)

Bell, J.R. Traugott, M. Sunderland, K.D. Skirvin D.J. Mead, A. Kravar-Garde, L.

Reynolds, K. Fenion, J.S. Symondson, W.O.C. (2008) Beneficial Links for the

Control of Aphids: The Effects of Compost Applications on Predators and Prey. Journal of Applied Ecology. 45. 1266-1273.

Bohan, D.A. Bohan, A.C. Glen, D.M. Symondson, W.O.C. Wiltshire, C.W. Hughes, L. (2000) Spatial dynamics of predation by carabid beetles on slugs. Journal of Applied Ecology. 69. 367-379.

Brewer, M.J. and Elliott, N.C. (2004). Biological Control of Cereal Aphids in North

America and Mediating Effects of Host Plant and Habitat Manipulations. Annual Review of Entomology. 49. 219-242.

Cardinale, B.J. Harvey, C.T. Gross, K. Ives, A.R. (2003). Biodiversity and biocontrol: emergent impacts of a multi-enemy assemblage on pest suppression and crop yield in an agroecosystem. Ecology Letters. 6. 857–865.

Carpenter, P.A. Bishop, P.C. (2009). The seventh mass extinction: Human-caused events contribute to a fatal consequence. Futures. 41. 715–722.

Chacoff, N.P. Aizen, M.A. (2006). Edge effects on flower-visiting insects in grapefruit plantations bordering premontane subtropical forest. Journal of Applied Ecology. 43.

18–27.

Chen, G. Wang Z-W. Qin, Y. Sun, W-B. (2017). Seed dispersal by hornets: An unusual insect‐plant mutualism. Journal of integrative plant biology. 59. 792-796 Courtney, S.P. Hill, C.J. Westerman, A. (1982). Pollen Carried for Long Periods by Butterflies. Oikos. 38. 260-263.

Desender, K. Turin, H. (1989). Loss of habitats and changes in the composition of the ground and tiger beetle fauna in four West European countries since 1950 (Coleoptera:

Carabidae, cicindelidae). Biological Conservation. 48. 277-294.

Douwes, P. Hall, R. Hansson, C. Sandhall, Å. (1998). Insekter: en fälthandbok. 2:a uppl. Lund: Stenströms Bokförlag.

Edwards, C.A. Sunderland, K.D. George, K.S. (1979). Studies on polyphagous predators of cereal aphids. Journal of Applied Ecology. 16. 811-823

Franzén, M. Johannesson, M. (2007). Predicting extinction risk of butterflies and moths (Macrolepidoptera) from distribution patterns and species characteristics. Journal of Insect Conservation. 11. 367–390.

Gabriel, D. Tscharntke, T. (2006) Insect Pollinated Plants Benefit from Organic Farming. Agriculture Ecosystems & Environment. 118. 43-48.

Gathmann, A. Tscharntke, T. (2002). Foraging ranges of solitary bees. Journal of Animal Ecology. 71. 757–764.

Greenleaf, S.S. Williams, N.M. Winfree, R. Kremen, C. (2007). Bee foraging ranges and their relationship to body size. Oecologia. 153. 589–596.

Groenendijk, D. van der Meulen, J. (2004). Conservation of moths in The

Netherlands: population trends, distribution patterns and monitoring techniques of day- flying moths. J. Journal of Insect Conservation. 8. 109–118.

Gärdenfors, U. Hall, R. Hansson, C. Wilander, P. (2004). Svensk småkrypsfauna.

En bestämningsbok till ryggradslösa djur utom insekter. Malmö: Studentlitteratur.

Hallmann, C.A. Sorg, M. Jongejans, E. Siepel, H. Hofland, N. Schwan, H.

Stenmans, W. Müller, A. Sumser, H. Hörren, T. Goulson, D. de Kroon, H. (2017).

More than 75 percent decline over 27 years in total flying insect biomass in protected areas. PLoS ONE. 12. e0185809.

Hodek, I. Honek, A. (1996). Ecology of Coccinellidae. Boston: Kluwer Academic.

Holland, J.M. Thomas, S.R. (1996). Phacelia tanacetifolia flower strips: their effect on beneficial invertebrates and gamebird chick food in an integrated farming system.

Acta Jutlandica. 71. 171-182

Irmler, U. (2018). Which carabid species (Coleoptera: Carabidae) profit from organic farming after a succession of 15 years? Agriculture, Ecosystems & Environment. 263. 1- 6.

Jönsson, A. Ekroos, J. Dänhardt, J. Andersson, G. Olsson, O. Smith, H. (2015).

Sown flower strips in southern Sweden increase abundances of wild bees and hoverflies in the wider landscape. Biological Conservation. 184. 51-58.

Klein, A.M. Dewenter, I.S. Tscharntke, T. (2003). Fruit set of highland coffee increases with the diversity of pollinating bees. Proceedings: Biological Sciences. 270.

955-961.

Labruyere, S. Ricci, B. Lubac, A. Petit, S. (2016). Crop type, crop management and grass margins affect the abundance and the nutritional state of seed-eating carabid species in arable landscapes. Agriculture, Ecosystems and Environment. 231. 183–192 Landis, D.A. Wratten, S.D. Gurr, G.M. (2000). Habitat Management to Conserve Natural Enemies of Arthropod Pests in Agriculture. Annual Review of Entomology. 45.

175-201.

Lister, B.C. Garcia, A. (2018). Climate-driven declines in arthropod abundance restructure a rainforest food web. PNAS. 115. E10397-E10406

Losey, J.E. Denno, R.F. (1998). Positive predator-prey interactions: enhanced predation rates and synergistic suppression of aphid populations. Ecology. 79. 2143–

2152.

Lucey, J.M. Hill, J.K. (2012). Spillover of Insects from Rain Forest into Adjacent Oil Palm Plantations. Biotropica. 44. 368–377.

Maes, D. Van Dyck, H. (2001). Butterfly diversity loss in Flanders (north Belgium):

Europe's worst case scenario? Biological Conservation. 99. 263–276.

Marshall, E.J.P. West, T.M. Kleijn, D. (2006). Impacts of an agri-environment field margin prescription on the flora and fauna of arable farmland in different landscapes.

Agriculture, Ecosystems and Environment. 113. 36–44.

Moreby, S.J. Aebischer, N.J. Southway, S. (2004). Food preferences of grey partridge chicks, Perdix perdix, in relation to size, colour and movement of insect prey. Animal Behaviour. 71. 871–878.

Morse, H.D. (1971). The insectivorous bird as an adaptive strategy. Annual Review of Ecology and Systematics. 2. 177–200.

Nichols, E. Spector, S. Louzada, J. Larsen, T. Amezquita, S. Favila, M.E. (2008).

Ecological Functions and Ecosystem Services Provided by Scarabaeinae Dung Beetles. Biological Conservation. 141. 1461-1474.

Ollerton, J. Winfree, R. Tarrant, S. (2011). How many flowering plants are pollinated by animals? Oikos. 120. 321–326.

Sánchez-Bayo, F. Wyckhuys, K.A.G. (2019). Worldwide decline of the entomofauna:

A review of its drivers. Biological Conservation. 232. pp 8-27.

Yang, L.H. Gratton, C. (2014). Insects as drivers of ecosystem processes. Current Opinion in Insect Science. 2. 26–32.

Shortall, C.R. Moore, A. Smith, E. Hall, M.J. Woiwod, I.P. Harrington, R. (2009).

Long‐term changes in the abundance of flying insects. Insect Conservation and Diversity. 2. 251-260.

Simpson, E.H. (1949). The Measurement of Diversity. Nature. 163. 688.

Slade, E.M. Riutta, T. Roslin, T. Tuomisto, H.L. (2016). The Role of Dung Beetles in Reducing Greenhouse Gas Emissions from Cattle Farming. Scientific Reports. 6. Article number: 18140.

Spellerberg, I. F. Fedor. P.J. (2003). A tribute to Claude Shannon (1916–2001) and a plea for more rigorous use of species richness, species diversity and the ‘Shannon–

Wiener’Index. Global ecology and biogeography. 12. 177-179.

Sunderland, K.D. Vickerman, G.P. (1980). Aphid feeding by some polyphagous predators in relation to aphid density in cereal fields. Journal of Applied Ecology. 17.

389-396.

Tcharntke, T. Rand, T.A. Bianchi, F.J.J.A. (2005). The landscape context of trophic interactions: insect spillover across the crop-noncrop interface. Annales Zoologici Fennici. 42. 421–432.

Thiele H-U. (1977). Carabid Beetles in Their Environments. Berlin/Heidelberg:

Springer-Verlag.

Tissier, M.L. Kletty, F. Handrich, Y. Habold, C. (2018). Monocultural sowing in mesocosms decreases the species richness of weeds and invertebrates and critically reduces the fitness of the endangered European hamster. Oecologia. 186. 589–599.

van Swaay, C. Warren, M. Loïs, G. (2006). Biotope use and trends of European butterflies. Journal of Insect Conservation. 10. 189–209.

Wood, T. J. Holland. J. M. Goulson, D. (2016). Diet characterisation of solitary bees

Zhang, Z-Q. (2011). Animal biodiversity: An introduction to higher-level classification and taxonomic richness. Zootaxa. 3148. 7–12.

Öckinger, E. Smith, H.G. (2007). Semi-natural grasslands as population sources for pollinating insects in agricultural landscapes. Journal of Applied Ecology. 44. 50–59.

Bilagor

Bilaga A Taxa 2017

Taxa blomremsor 2017 (6).xlsx