L ÖVSKOGSGYNNANDE ÅTGÄRDERS EFFEKT PÅ VITRYGGIG HACKSPETT
En studie över hur lövskogsåtgärder påverkar födoinsekter för den vitryggiga
hackspetten (Dendrocopos leucotos) i Västerbotten
Ottar Walter Huber
Examensarbete, 15 hp Kandidatprogrammet i biologi och geovetenskap, inriktning biologi, 180hp Vt 2020
Abstract
Due to heavily managed forests in Sweden, there has been a rapid decline of deadwood and deciduous-rich areas since the 1950s. As a result of this, 2000 forest species are now red- listed of which 700 is in heavy need of deadwood. The white-backed woodpecker
Dendrocopos leucotos, an umbrella species whose food choice consists of insects living in dead and decaying wood, has become critically endangered due to the lack of food and nesting areas. Preservation actions aimed towards saving the white-backed woodpecker are not only essential for itself but for 200 other species dependent on the same environmental requirements. The purpose of this study was to determine if the restoration for deciduous trees has favoured the white-backed woodpecker in four different areas: Ängsbacka,
Degersjön, Ålidberget, and Kvillträsk in Västerbotten. By placing two different kinds of insect traps (window traps, and malaise traps) to analyze the different insects in restoration areas compared with control areas, I could investigate if there had been an increase in the number of insects preferred by the white-backed woodpecker. I could also investigate if there was a higher diversity of these preferred insects. There was no sign of an increase in numbers of preferred insects nor in numbers of preferred species. A higher diversity could neither be proven, however all four forests were deciduous-rich with high amount of dead-wood and has proven to show good potential for a future increase in saproxylic insects if restoration
continues.
Key words: white-backed woodpecker, saproxylic insects, forest restoration, umbrella species
Förord
Jag vill börja med att tacka Micael Jonsson som gav mig chansen att jobba med vitryggen, skjutsat till lokaler, hjälp med fällor och material och hjälpt till när jag kört fast. Jag vill även tacka Andreas Garpenbring som i huvudsak tilldelade mig arbetet, visat hur man bygger en fönsterfälla och lånat ut samt fixat material.
Innehållsförteckning
1 Inledning………...1
1.1 Bakgrund……….1
1.1.1 Minskad biodiversitet i svenska skogar………1
1.1.2 Vitryggig hackspett -en paraplyart……….…1
1.1.3 Åtgärdsprogram………..…2
2 Syfte... 2
2.1 Frågeställningar……….………..2
3 Material och metod...3
3.1 Studieområde.……….3
3.2 Områdesbeskrivning..
……….4
3.2.1 Ängsbacka……….4
3.2.2 Degersjön………..4
3.2.3 Ålidberget………...……….4
3.2.4Kvillträsket………..….4
3.3 Insamling och bearbetning på laboratoriet..…………..…..5
3.5 Analys av data………..7
3.5.1 Antal födoinsekter………7
3.5.2 Familjerikedom…..………..7
3.5.3 Artdiversitet………7
3.5.4 Krontäcke och grundyta………..8
3.6 Litteratur.……….8
4 Resultat...8
4.1 Förändring i områdena...………….8
4.1.1 Antal födoinsekter………..…….8
4.1.2 Familjerikedom……….9
4.1.3 Artdiversitet
...10
5 Diskussion...11
5.1 Slutsats...12
6 Referenser...13
7 Bilagor……….16
1
1 Inledning
1.1 Bakgrund
1.1.1 Minskad biodiversitet i svenska skogar
Skogen är det till yta största ekosystemet vi har i Sverige (SLU 2012). Som konsekvens av en brukningsmetod som har lett till monotona produktionsskogar sedan 50-
talet har antalet naturmiljöer minskat kraftigt (Berg, 1997, SLU 2012, Westling och Gärdenfors 2015). Resultatet har bland annat blivit att skogen till stor del består
av tättstående likåldriga barrträd där ljusinsläppet minskat, samt en kraftig minskning av död ved (Bell et. al 2015). Mängden stående död ved har minskat med minst
90% sedan slutet på 1800-talet (Linder och Östlund 1998). Habitatsförlust är idag den största orsaken till utdöende av arter globalt sätt, vilket även syns tydligt hos många arter med krav på skogsmiljöer med höga andelar löv- och dödaträd (Raven och Pimm
2000, SLU 2020). I Sverige har omvandlingen av skogslandskapet på grund av
skogsbruket har haft en stark negativ effekt på mångfalden (SLU 2020). Utifrån denna hotbild kring våra arters livskraft har Naturvårdsverket i uppdrag att var femte år
sammanställa en rödlistning med data från Artdatabanken vid Sveriges lantbruksuniversitet (SLU). Bedömningarna består av slutsatser grundade på simuleringsmodeller av yttre hotfaktorer (predation, fragmentering, minskad födotillgång) (Carlson och Stenberg 1995). I den senaste rapporten från SLU (2020) är ungefär 2000 skogslevande arter rödlistade enligt IUCN:s kriterier, varav drygt 700 arter är starkt beroende av död ved.
1.1.2 Vitryggig hackspett - en paraplyart
En av de mest känsliga arterna är den vitryggiga hackspetten (Dendrocopos leucotos) som är en lövskogsspecialist vars utbredningsområde en gång täckte stora delar av Sverige (17 av 24 landskap). Den har under de senaste 100 åren i takt med att lövskogar tunnats ut dragit sig tillbaka, och häckar nästan enbart nu i Mellansverige (Aulén 1988, Carlson och Stenberg 1995, Carlson 2000). Vitryggen förekommer i skogsområden med hög andel (~24%) döda träd och stor dominans (~76%) av lövträden (Carlson 2000) asp, björk, al, ek och sälg.
Minsta andelen lövskog som måste finnas i ett landskap för att vitryggen ska kunna klara sig är 8% (Carlson 2000). Det beror på att 79% av den årliga födan består av vedlevande
insekter, som farförallt lever på att äta svampmycel i gamla och döda lövträd (Aulén 1988, Carlson 2000). Vitryggens föda består till största delen av skalbaggslarver, varav två tredjedelar lever i solexponerade döda träd. Hälften av alla skalbaggslarver är av
långhorningar (familjen Cerambycidae)( Mild och Stighäll 2005). Särskilt under den kalla perioden på året är behovet av dessa vedlevande insekter som störst då tillgången på annan föda är mer begränsad (Aulén 1988). Revirstorleken för en vitryggig hackspett är ungefär 1 km2 (Aulén 1988), men den kan söka föda upp till 6–10 km från boet (Stighäll 2015).
Eftersom den vitryggiga hackspetten är så pass känslig och har så höga krav på val av habitat har man klassat den som viktig paraplyart (Aulén 1988, Carlson och Stenberg 1995, Carlson 2000,). En paraplyarts förekomst visar att förutsättningar finns för mindre känsliga arter som trivs i samma miljötyp (Claire 2019). När det gäller vitryggen som paraplyart kan man dra slutsatsen att cirka 200 rödlistade kärlväxter, mossor, lavar, svampar, vertebrater och insekter har goda möjligheter att existera i dessa artrika blandlövskogar, lövträdrika barrskogar och lövskogsmiljöer där de häckar (Aulén 1988, Carlson och Stenberg 1995, Carlson 2000, Mild och Stighäll 2005). Bevaringen av den rödlistade paraplyarten vitryggig hackspett är inte bara ett skydd av arten utan har blivit som en symbol för bevakning av skogskvalitet, eftersom arten är representativ för så många andra arter (Aulén 1988).
2 1.1.3 Åtgärdsprogram
För att vända en negativ populationstrend för hotade arter måste insatser göras (Shogren et al. 1999) och med det som mål har flera åtgärdsprogram tagit fram i Sverige.
Åtgärdsprogrammet för att rädda den vitryggiga hackspetten är del av Sveriges förbindelse i EU:s miljöarbete Fågeldirektivet, Natura 2000 samt Art- och habitatdirektivet som
undertecknades 1979 i syfte att bevara vilda fåglar (Mild och Stighäll 2005, Naturvårdsverket 2013). I Naturvårdsverkets arbete för att skydda hotade arter har den vitryggiga hackspetten länge varit högt prioriterad (Mild och Stighäll 2005). Genom att naturvårdsbränna, öka löv- och vedandelarna, samt minska andelen barrdominerade skogsområden har man försökt att återskapa naturmiljöer där vitryggen trivs (Mild och Stighäll 2005, Naturvårdsverket
2019). Eftersom dessa störningar ökar ekologiska nischer skapar man möjliga livsmiljöer åt flera vedlevande insekter. Genom att höja den biologiska mångfalden stärks
populationsstabiliteten samt motståndskraften mot bland annat sjukdomsangrepp (Edenius och Elmberg 1996, Brockerhoff 2007, Gamfeldt et. al 2013). Även ett flertal skogsbolag och myndigheter har gjort insatser sedan 1980 för att skapa möjliga häckningsmiljöer
för vitryggiga hackspettar där de tidigare förekommit som häckande fåglar 1950–2003 (Mild och Stighäll 2005). Ett av dessa åtgärdsprogram för att öka naturvärdet i skogarna runt om i länet har utförts av Länsstyrelsen i Västerbotten. Genom att ringbarka och fälla barrträd i lövrika områden vill man öka både liggande och stående död ved, gallra ut för att öka
ljusinsläppet och därmed gynna tillväxten av lövträd i området (Länsstyrelsen 2007a, 2007b, 2008, 2016). Under 2020 vill man sammanställa resultatet av dessa åtgärder.
2 Syfte
Syftet med denna studie var att undersöka om restaureringsarbetet i de fyra naturreservat, Ängsbacka, Degersjön, Ålidberget och Kvillträsk har haft en positiv påverkan på födoinsekter för vitryggen. Genom att utföra statistiska analyser ville jag undersöka om det uppstått en signifikant förbättring i försöksområdena jämfört med kontrollområdena.
2.1 Frågeställningar och hypoteser
1. Har det skett en ökning i andelen födoinsekter för att den vitryggiga hackspetten?
Hypotes (1):
H0: Det är ingen skillnad i antal födoinsekter mellan kontrollområdena och försöksområdena µs = 0, µa-µb = 0
H1: Det är ett högre antal födoinsekter i kontrollområdena förhållande till försöksområdena µs> 0, µa-µb> 0
2. Har familjerikedomen (antalet insektsfamiljer) av födoinsekter ökat för den vitryggiga hackspetten?
Hypotes (2):
H0: Det är ingen skillnad i familjerikedomen födoinsekter mellan kontrollområdena och försöksområdena
µs = 0, µa-µb = 0
H1: Det är ett högre antal familjer av födoinsekter i kontrollområdena förhållande till försöksområdena
µs> 0, µa-µb> 0 Hypotes (3):
3
3. Har diversiteten av födoinsekter ökat för den vitryggiga hackspetten?
H0: Det är ingen skillnad i diversitet av födoinsekter mellan kontrollområdena och försöksområdena
µs = 0, µa-µb = 0
H1: Det är en högre diversitet av födoinsekter i kontrollområdena förhållande till försöksområdena
µs> 0, µa-µb> 0
3 Material & metod
3.1 Studieområde
Denna studie är baserad på fyra kontrollområden och fyra restaurerade försöksområden. Alla 8 studieområden är lokaliserade i närheten av Umeå (fig. 1) (fig. 2). Valet av områden är baserade på tidigare restaureringar i naturreservat från Västerbottens Länsstyrelse.
Kontrollområdena ligger utanför restaureringsområdena med ett bedömt avstånd för att försöka undvika möjlighet för insekterna att kunna röra sig emellan, samtidigt efterlikna respektive försöksområde. På så sätt är det en parad försökdesign, där varje område består av en restaurerad yta och en kontrollyta.
Figur 1. Karta över Umeåområdet i Västerbottens län med de fyra studieområdena; (A) Ängsbacka, (B) Degersjön, (C) Ålidberget och (D) Kvillträsk.
4 3.2 Områdesbeskrivning
3.2.1 Ängsbacka
Område A, Ängsbacka, ligger ca 5 km från Umeå centrum, består av 90 ha 30–40 årig lövdominerad skog. Marken har tidigare varit ägnat åt jordbruk med tydlig dikning som följd. Trädfaunan består främst av glasbjörk (Betula pubescens), med inslag av gråal
(Alnus incana), sälg (Salix caprea), gran (Picea abies) och viden (Salix sp.). År 2007 utfördes åtgärder för en ökad förekomst av död ved och grova stammar. Kontrollområdet med
liknande mark ligger utanför reservatet och är beläget 500 m NV om försöksområdet (Länsstyrelsen 2008).
3.2.2 Degersjön
Område B, Degersjön, ligger ca 10 km från Umeå, består av 180,2 ha varav 127,6 ha skyddad produktiv variationsrik skog. Området är grandominerat med delvis rika inslag av välvuxen asp (Populus tremula), men även andra lövträd som glasbjörk finner man i området. Det finns en stor åldersstratifikation som sträcker sig ända upp till 150 år gamla tallar och granar eftersom området brukats sparsamt vilket lett till höga andelar unga och äldre lågor. Mellan år 2007 och 2019 utfördes åtgärder för att gynna asp i området och påskynda bildningen av död ved. Kontrollområdet med en liknande mark ligger innanför naturreservatet och är beläget 500 m NV om försöksområdet (Länsstyrelsen 2007a).
3.2.3 Ålidberget
Område C, Ålidberget, ligger längs Lögdeälven ca 6 km från Nordmaling, består av 58,2 ha skyddad produktiv skog med stora inslag av grov äldre lövskog. Området är karakteristiskt med ett brant substrat som domineras av äldre tall följt av grov granskog längre ner. Längre in är medparten lövdominerande av grov asp, sälg, gråal och björk. Eftersom skogen snålt blivit brukad i modern tid finns en åldersstratifikation och inslag av både lågor och stående döda träd. Restaureringsåtgärder utfördes 2016 för att skydda naturskogstyper och återskapa viktiga naturmiljöer. Kontrollområdet ligger 5,2 km längre upp längs ån i Sågbäcklidens naturreservat med en liknande mark fast en större andel björk (Länsstyrelsen 2007b).
3.2.4 Kvillträsk
Område D, Kvillträsks naturreservat, ligger ca 15 km väst från Vännäs, består av 220, 5 ha produktiv skogsmark med höga naturvärden. Även fast äldre lövträd förekommer, domineras området av stora granträd. Storleken på området är väldigt sällsynt i denna utsträckning i landet och har en viktig betydelse för den biologiska mångfalden. Åtgärder har genomförts 2018 för att gynna gammal grov asp genom föryngring av skogen och ökad andelen lågor och stående döda träd. Kontrollområdet ligger på andra sidan och närmare sjön, med en mer sluttande mark och tätare skog (Länsstyrelsen 2016).
5
Figur 2. Översikt över de studerade områdena: (ÄK) Ängsbacka Kontroll, (ÄF) Ängsbacka Försök, (DK) Degersjön Kontroll, (DF) Degersjön Försök, (ÅK) Ålidberget Kontroll, (ÅF) Ålidberget Försök, (KK) Kvillträsk Kontroll och (KF) Kvillträsk Försök.
Eftersom ljusinsläppet påverkar både temperaturen och fuktigheten i och runt trädet, vilket i sin tur påverkar aktivitet och artförekomst undersöktes krontäcket i varje område. Med hjälp av en spherical densiometer (en sfärisk konvex spegel)som är ett vetenskapligt
instrument mättes täckningsgraden i alla områden. Värden togs i alla väderstreck för att få ett medelvärde över täckningsgraden. Kvantifiering av trädgrundytan skedde med
ett relaskop, för att undersöka om det fanns någon korrelation mellan födoinsekternas närvaro och täckningsgrad. Även mängd dött träd skattades visuellt för korrelationsanalys, i kategorier från ”väldigt mycket” (5) med ungefär 40% död ved, till ”lite” (1) med nästan ingen död ved alls.
3.3 Insamling och bearbetning på laboratoriet
Insamlingen av insekter skedde genom två sorters fällor som placerades ut områdena;
fönsterfällor och malaisefällor (Bilaga 1, fig. 2). För varje område användes tre fönsterfällor och en malaisefälla (fig. 3). Fönsterfällorna fästes fast på en höjd av 30–80 cm över
markytan, i sydlig riktning och inom 50 m från varandra. För att hindra insekterna från att flyga iväg efter de träffat rutan placerades en behållare fylld med vatten (50%), genomskinlig glykol (50%) som konserveringsmedel och några droppar diskmedel för att bryta
ytspänningen. Med hjälp av små ventilhål precis under kanten förhindrades översvämning vid nederbörd. Val av träd utgick från följande kriterier. Art, där träd från mest dominerande lövarten i varje område användes. Tillstånd, döda eller/och angripna stående träd. Storlek, en stamstorlek större än 20 cm i diameter. Solljus, träd som står i mycket ljusinsläpp.
Slutligen omkringliggande vegetation där buskar, gräs och närhet vattendrag och sjö undveks, för att slippa för många insekter som inte lever av döda träd. Malaisefällan placerades mellan de tre fönsterfällorna i varje provtagningsområde i en så låg vegetation som möjligt. Fällorna vid Ängsbacka och Degersjön var utplacerade från 28 maj, Ålidberget från 9 juni och Kvillträsk från 10 juni. Alla fällor stod sedan orörda till den 16 juli. Alla insekter som samlades in identifierades genom nyckling under stereolupp till insektsfamilj.
6
Efter grovsortering av alla insekter räknades antalet individer och arter av födoinsekter för vitryggen (Bilaga 2) och placerades sedan i 70% etanol.
Figur 3. Malaisefälla till vänster och fönsterfälla till höger.
Tabell 1. Observationer från kontroll- och försöksområdena nära fällorna. Mängd död ved, andel grundyta täckt av barr/löv, täckningsgraden för krontäcket, om trädet med fönsterfälla hade synlig ticka, och vilket trädslag
fönsterfällan var fastsatt på.
Område
Försöksområde/
Kontrollområde
Mängd död ved (1–5)
Grundyta
barr/löv (%) Krontäcke
Synliga Tickor
Träslag
Ängsbacka (A) Kontrollområde 2 0,07/3,24 89,60%
1 x Sälg
2 x Björk
3 - Sälg
Försöksområde 3 0,00/2,75 91,68%
1 - Sälg
2 x Björk
3 - Sälg
Degersjön (B) Kontrollområde 2 1,56/0,04 91,94%
1 x Asp
2 x Asp
3 x Asp
Försöksområde 3 2,19/0,48 95,06%
1 - Asp
2 x Asp
3 x Asp
Ålidberget (C) Kontrollområde 2 0,25/1,70 94,02%
1 x Björk
2 x Björk
7
3 x Björk
Försöksområde 2,5 0,09/2,47 96,62%
1 x Gråal
2 x Gråal
3 - Gråal
Kvillträsk (D) Kontrollområde 3 0,72/0,09 94,28%
1 x Asp
2 x Asp
3 x Asp
Försöksområde 5 2,68/0,86 88,82%
1 - Asp
2 - Asp
3 - Asp
3.4 Analys av data
3.4.1 Antal födoinsekter
Efter att insekterna hade identifierats till familj, räknades födoinsekterna
enligt tabellen (Bilaga 2) för varje fälla. Genom den grafiska analysen quantile-quantile plots (QQ-plots) kunde jag bekräfta att datamaterialet var normalfördelat. Ett parat t-test
tillämpades för värdena (antalet födoinsekter) i fönsterfällorna och malaisefällorna i kontrollområdet mot värdena i fönsterfällorna och malaisefällorna i
försöksområdet. Eftersom hypotesen är riktad gjordes ensidigt t-test med en signifikansnivå på 0,05, i Excel version 2006.
3.4.2 Familjerikedom
Ett signifikanstest utfördes i områdena för att jämföra familjerikedomen mellan kontroll- och försöksområdena. Här användes samma metod som för antalet födoinsekter med ett parat t- test men istället jämfördes familjerikedomen mellan kontroll och försöksområdena. Även här används ett ensidigt t-test med signifikansvärde på p=0,05.
3.4.3 Artdiversitet
Eftersom en hög familjerikedom inte alltid betyder en hög diversitetgranskades även områdenas diversitetsindex. Genom att studera antalet familjer och förekomsten individer för varje familj få en tydligare bild över diversiteten i området. För att räkna ut diversiteten användes ett Shannon-Wieners index (H’). För varje område räknades indexet ut med hjälp av funktion 1. Ett högre index tolkas som en högre diversitet. Med ett parat t- test undersöktes om det blivit en högre diversitet i försöksområdena, med ett
signifikansvärde på p=0,05.
𝐻′ = − ∑ 𝑝𝑖 ∗ ln(𝑝𝑖)
𝑅
𝑖=1
Funktion 1. Shannon-Wieners diversitetindex (H’) R = totala antalet arter per bestånd 𝑝𝑖 = antalet individer för arten dividerat på totala antal individer, ln = naturliga logaritmen
8 3.4.4 Krontäcke och grundyta
För att undersöka om det fanns någon korrelation mellan krontäcket och antalet födoinsekter, samt mellan grundyta av lövträd och födoinsekter användes Pearsons korrelationstest med ett signifikantvärde på p=0,05.
3.5 Litteratur
Litteratursökningen bestod av tidigare forskningar om vitryggen, vedlevande insekter, lövgynnande och rödlistade arter, samt områdesåtgärder från Länsstyrelsen. För
identifikation av insektsgrupper denna studie användes boken ‘Insekter En fälthandbok’
av Douwes et. al (1997). Allt inom forskning på svenska och engelska.
4 Resultat
Alla fällor förutom “Fälla 1” i Degersjöns försöksområde var intakta vid insamlingen och kunde användas till studien. De räknade insekterna som anses vara prefererad föda för vitryggen presenteras i bilaga 3. Identifieringen av insekterna var lyckad och alla
kunde bestämmas till familj. Antalet födoinsekter i alla 8 områden räknades till totalt 14 grupper och 273 individer (bilaga 3).Krontäcke, grundyta, mängd död ved, synliga tickor och trädslag kunde bestämmas och presenteras i tabell 1. Mängden ved, samt lövträd var större i de restaurerade områdena med undantag för Ängsbacka. Dock uppmärksammades fler tickor på träden i kontrollområdena. Antal, familjerikedom och diversitet för malaisefällorna kunde inte användas statistisk men presenteras i bilaga 1, 2 och 3.
4.1 Förändring i områdena
4.1.1 Antal födoinsekter
Resultatet visar inte på någon signifikant skillnad i antal vedinsekter mellan kontroll- och försöksområdena (p>0,05). Med andra ord, arbetet i områdena har hittills inte lett till ett högre antal födoinsekter för vitryggen. H0 för hypotes1 kan därför inte förkastas i
denna studie.Med ett konfidensintervall på 95% kunde jag inte hitta någon signifikant skillnad mellan fönsterfällorna i kontroll- och försöksområdena inom varje enskilda område, även om det fanns en tendens till ett högre antal i försöksområdet vid Degersjön och in kontrollområdet i Kvillträsk (fig. 4). Eftersom jag endast använde mig av en malaisefälla per område kunde samma statistiska jämförelse ej göras. I det insamlade materialet var antalet födoinsekter fler i försöksområdet för Degersjön, Ålidberget och Kvillträsk (bilaga 4).
Flest födoinsekter fanns i fönsterfällorna från aspar med 14,5 insekter per fälla, följt av gråal 8 per fälla, björk 7,2 och sälg 5,25. Försöksområdet i Kvillträsk som hade mest död ved (5) i området, hade 9,6 insekter per fälla. Områden med mindre död ved (3) hade 16 insekter per fälla, minst insekter per fälla (7st) kunde noteras vid i områden med minst död ved (2). Träd med synliga tickor på stammen hade ungefär 5 fler insekter per fälla jämför med de som inte hade tickor. Det fanns ingen en tydlig korrelation mellan ljusinsläpp (dvs, låg
krontäckningsgrad) och antal födoinsekter för varken fönsterfällorna (p>0,05) eller malaisefällorna (p>0,05). Något samband mellan grundyta och antal insekter för
fönsterfällorna (p>0,05) malaisefällorna(p>0,05) fanns inte heller. Det var en stor dominans av skalbaggar Coleoptera bland födoinsekterna i alla områden (Bilaga 3), eftersom de
utgjorde totalt 259 av 273 insekter (94,9%), följt av 13 tvåvingar Diptera (4,8%), en
9
stekel Hymenoptera men ingen fjäril Lepidoptera. Resultatet på artnivån visar en majoritet av barkborre som utgjorde 52% av de infångade födoinsekterna i alla fällor. Fönsterfällorna fångade tre gånger så många födoinsekter per fälla som malaisefällorna.
Figur 4. Medelvärdena för antal födoinsekter i fönsterfällorna för alla områden. Felstaplarna visar på ett 95%
konfidensintervall.
4.1.2 Familjerikedom
Åtgärdsprogrammen som bedrivits har inte signifikant ökat artrikedomen av födoinsekter i områdena (p>0,05), H0 för hypotes 2 kan därför inte förkastas i denna studie. Totalt fångades 9 av de 14 skalbaggefamiljer (Bilaga1) som är föda för vitryggen, varav kontrollområdena omfattar 8 familjer och försöksområdena 9 familjer. 4 av 6 tvåvingefamiljer hittades totalt, varav 2 familjer fanns i kontrollområdena och 4 familjer i försöksområdena. Den enda
stekelfamiljen för vitryggen fanns i försöksområden, men ingen fjärilsfamilj påträffades. Med ett konfidensintervall på 95% kunde jag endast hitta en signifikant skillnad i Kvillträsk mellan fönsterfällorna i kontroll- och försöksområdena (fig. 5).
10
Figur 5. Antalet arter för fönsterfällorna i alla områden.
4.1.3 Artdiversitet
Åtgärdsprogrammen som bedrivits har inte signifikant ökat diversiteten av födoinsekter i områdena (p>0,05). H0 för hypotes 3 kan därför inte förkastas i denna studie. Med ett konfidensintervall på 95% kunde jag endast hitta en signifikant skillnad för artdiversiteten (H’) i Kvillträsk mellan fönsterfällorna i kontroll- och försöksområdena (fig. 6).
Figur 6. Diversitetindex (H’) för insektsfamiljer för fönsterfällorna i alla områden, med konfidensintervall på 95%.
0 1 2 3 4 5 6 7 8
Ängsbacka Degersjön Ålidberget Kvillträsk
Antal arter
Kontroll Försök
0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 1,6 1,8
Ängsbacka Degersjön Ålidberget Kvillträsk
Shannon-Wienersindex (H’)
Kontroll Försök
11
5 Diskussion
Resultaten i denna studie visar att det varken finns fler antal födoinsektsfamiljer, större diversitet eller fler födoinsekter för den vitryggige hackspetten i de åtgärdade områdena i Ängsbacka, Degersjön, Ålidberget och Kvillträsk. Detta säger emot alla av mina tre hypoteser.
Eftersom denna studie endast pågick under vår-sommaren 2020 utan tillgång till någon typ av förstudie fanns det ingen möjlighet att jämföra områdena både före och efter
restaureringarna. Istället undersöktes områdena efter restaureringen och jämfördes sedan med kontrollområden för att få en överblick över utvecklingen. Det innebär att det är svårt att göra en exakt utvärdering av resultatet eftersom kontrollområdet aldrig kan stämma helt överens med åtgärdsområdet. Till exempel är avståndet mellan dessa områden väldigt avgörande eftersom om det är för långt bort från varandra kan det finnas för få likheter, men är de för nära varann kan insekterna röra sig mellan kontroll- och försöksområdena
(Villaverde och Banga 2014). Ett exempel på denna övervägning i studien är bristen på liknande lövträdsområden i närheten av Ålidberget, vilket gav skillnaden på värdträden för fönsterfällorna mellan kontroll- och försöksområden. Att ta rätt beslut om dessa
frågor är svårt och gjordes därför av erfarna personer hos länsstyrelsen som varit med under åtgärdsprogrammet. En annan variabel som bör tas hänsyn till är att restaureringsarbetena utfördes under olika tidpunkter och i olika styrka, vilket innebär att träden kan vara i olika successionstillstånd och därmed variera i tillgänglighet för födoinsekterna (Wikars 2002).
Insekterna, framförallt de barklevande insekterna som nämns i denna rapport är normalt sätt inte kända som födoinsekter, utan snarare skadeinsekter och har länge vart ett stort besvär för den moderna skogsindustrin. För att öka och effektivisera virkesproduktionen har företag och organisationer därför länge arbetat för att minska förekomsten av dessa insekter. I dagsläget läggs stora resurser på att manuellt söka och avbarka angripna träd i många skogar för att minska spridningen (skogsstyrelsen 2020). En annan metod skulle kunna vara att istället återplantera skogen i omgångar, och därmed minska de kraftiga populationsökningar av dessa skadeinsekter, genom att begränsa förekomsten av yngelmaterial (färsk stamved) av tall och gran som är väldigt viktig för barklevande insekter. Även lövträdsplantor brukar klara sig bättre mot tidiga angrepp, vilket hjälper att stabilisera insektspopulationerna över tid. Dessutom introducera mer lövträdslevande insekter som bland annat den vitryggiga hackspetten föredrar. Skogar med naturliga predatorer mot vedlevande insekter kan lättare hålla populationsbalansen jämn. Samtidigt minska de negativa effekterna som uppstår av de kraftiga populationsökningarna, som bland annat sker vid föryngring av skog eller efter stormar då mycket ny ved tillkommer samtidigt. I områden med flest identifierade
födoinsekter syns även den lägsta diversiteten. Vad det exakt beror på är svårt att säga med så få fällor, men en orsak kan vara att åtgärderna i dessa områden haft en negativ effekt på diversiteten och istället gynnat några få arter istället. Enligt intermediate disturbance hypothesis (IDH) kan detta vara ett resultat av för starkt störda skogar med mycket ny-döda träd av framförallt gran under en längre period (2007–2019) vilket har gjort att
barklevande barkborren kunnat växa sig väldigt livskraftig (Conell 1978). I en studie av Wikars (2002) visar han att naturbränning gynnar mykofagiska (mycelätande) insekter samtidigt som barklevande insekter istället minskar. Eftersom barklevande insekter trivs bäst i barrträd såsom gran kan en metod vara att naturbränna lövträd då man skapar fler
potentiella livsmiljöer för mer föredragna insekter för vitryggen så som långhorningar.
Genom att gynna rödlistade arter samtidigt minska utbredningar av många barklevande insekter kan detta vara en början på överenskommelser med skogsbolag hur skogar kan brukas i framtiden.
Fällorna i studien (fig. 2) är två skilda metoder och har därför redovisats i separata resultat. Fönsterfällorna är bra på att fånga både krypande och flygande insekter och är väldigt effektiv på att fånga barkborrar som föredrar att befinna sig på solexponerade trädstammar. Malaisefällorna är däremot mer effektiva på flygande insekter men sämre på
12
att fånga krypande insekter. Ett exempel är det skilda resultatet mellan fönster- och
malaisefällorna i Degersjön och Kvillträsk som främst beror på det stora antalet barkborrar i fönsterfällorna. Det kan också förklara resultaten i Ängsbacka och Ålidberget där antalet födoinsekter var fler i malaisefällorna än fönsterfällorna eftersom barkborren, som fastnar lättare i fönsterfällorna, är betydlig färre i dessa områden.
Eftersom det användes tre fönsterfällor i varje område kunde ett medelvärde tas fram för antal födoinsekter, familjeantal och diversitet. Med medelvärdet och ett konfidensintervall kunde säkerheter för skillnader mellan kontroll och försöksområdet stöttas. Däremot användes det bara en malaisefälla i varje område vilket gjorde det svårare att konstatera något med säkerhet, istället kunde de bara användas för att visualisera hur resultatet i fällorna såg ut. Om studien hade repeterats hade en mer lämplig metod varit att antingen, använda sig av flera malaisefällor eller att analysera malaisefällorna separat med ett t-test.
Täckningsgraden av trädkronorna samt grundytan för barr- och lövträd mättes med hjälp av instrument utan tidigare erfarenhet, vilket kan ha lett till tvivelaktiga resultat. Relaskopet som är anpassat för plana ytor ledde till missvisade resultat i de mer kuperade landskapen som Degersjöns och Kvillträsks kontrollområden. Därför utfördes även mätningar med en spherical densiometer i alla områden, eftersom detta gav ett mått på ljusinsläppet och därmed lufttemperaturen. Temperatur som även påverkar fuktigheten har stor betydelse på insekternas aktivitet och förekomst, vilket avgör hur många som fångas i de olika
fällorna. Dock, eftersom det inte var någon större skillnad i krontäcke mellan områden och inom områden, antar jag att inte lufttemperatur hade någon större inverkan på resultaten (eller på brist av resultat).
Denna studie kan inte fastställa att det har skett en förbättring än från arbetet, men detta utesluter inte att områdena kan vara i intresse för vitryggen. I de samlade resultaten trots de få fällorna syns det överensstämmelser med tidigare rapporter. Värdträd med tickor hade fler födoinsekter i det insamlade resultatet och områden som hade stor mängd död ved hade även en hög diversitet som Kvillträsks försöksområde. Alla restaurerade områden hade tillräckligt med död ved (>24%) för vitryggen, även stora andelar olikåldriga lövträd i olika
successionsstadium, med god tillgång av långhorningar i området tala gott för att vitryggen skulle trivas.
Dock som tidigare nämnt är vitryggen känsligare på vintern, då kravet på dessa vedlevande insekter blir större. Eftersom de flesta studierna över vitryggen har skett i Mellansverige med mildare vintrar, kan kraven på lövträd och död ved vara ännu stängare. Även storleken på skogen har en avgörande roll i om vitryggen kan häcka i området, det vill säga när man gör studier på så små ytor för arter som kräver stora arealer kan ge en missvisande bild.
För ett mer slutgiltigt resultat över hur arbetet har gått hade det behövts ett större antal fällor i de olika områdena, eftersom det låga antalet i replikaten skapar en stor variation vilket leder till en högre osäkerhet för medelvärdet (Gerodette 1987). Detta gör det att svårare att hitta en signifikant ökning mellan kontroll- och försöksområdena. Vid få fällor ökar även känsligheten för felkällor, som till exempel felräkning, artförväxling och förlorade data.
I Degersjön försvann en fälla under perioden fällorna satt ut vilket ledde till en hög variation för medelvärdet i det området. Vid få fällor och en hög osäkerhet ökar även risken för typ II- fel för alla hypoteser (Lieberman och Cunningham 2009).
5.1 Slutsats
Trots att denna studie inte kan bevisa en ökad mängd födoinsekter, varken diversitet eller individer, så finns det här resultat som lutar åt en positiv förändring. Det skulle dock krävas en större studie under en längre tid för att få tydligare och mer tillförlitliga resultat
(Gerodette 1987). De försöksområden som studerades hade redan innan tydligt höga naturvärden och det kan därför vara en anledning till att det är svårt att se någon tydlig
13
ökning. Min slutsats är trots allt att åtgärderna är gynnsamma men kräver kontinuerliga insatser under en betydligt längre tid. Med tanke på trädets långa livslängd och arternas behov av en fleråldrig skog (SLU 2020) så borde detta vara en naturlig del av skogsbruket.
6 Referenser
Achard, F., Eva, H.D., Stibig, H.-J., Mayaux, P., Gallego, J., Richards, T. och Malingreau, J.- P. 2002. Determination of deforestation rates of the world's humid tropical forests. Science (New York, N.Y.). 297(5583), pp.999–1002.
Aulén, G. 1988. n.d. Ecology and distribution history of the white- backed woodpecker Dendrocopos leucotos in Sweden = Den vitryggiga
hackspettens Dendrocopos leucotos ekologi och utbredningshistoria i Sverige. Uppsala:
Sveriges lantbruksuniv.
Bell, D., Hjältén, J., Nilsson, C., Jørgensen, D. och Johansson, T. 2015. Forest restoration to attract a putative umbrella species, the white-backed woodpecker, benefited saproxylic beetles. Ecosphere. 6(12), pp.art278–14.
Berg, Å. 1997. Diversity and abundance of birds in relation to forest fragmentation, habitat quality and heterogeneity. Bird Study. 44(3), pp.355–366.
Carlson, A. och Stenberg, I. 1995. Vitryggig hackspett (Dendrocopos leucotos) : biotopval och sårbarhetsanalys . Uppsala.
Carlson, A. 2000. The effect of habitat loss on a deciduous forest specialist species: the White-backed Woodpecker ( Dendrocopos leucotos). Forest Ecology and
Management. 131(1-3), pp.215–221.
Connell, J.H. 1978. Diversity in Tropical Rain Forests and Coral Reefs. Science (American Association for the Advancement of Science). 199(4335), pp.1302–1310.
Douwes, P. 1998. Insekter : en fälthandbok 2., rev. uppl. Stockholm: Interpublishing.
Edenius, L. and Elmberg, J. 1996. Landscape level effects of modern forestry on bird communities in North Swedish boreal forests. Landscape ecology. 11(6), pp.325–338.
Gamfeldt, L., Snäll, T., Bagchi, R., Jonsson, M., Gustafsson, L., Kjellander, P., Ruiz-Jaen, M.C., Fröberg, M., Stendahl, J., Philipson, C.D., Mikusiński, G., Andersson, E., Westerlund, B., Andrén, H., Moberg, F., Moen, J. och Bengtsson, J. 2013. Higher levels of multiple
ecosystem services are found in forests with more tree species. Nature communications. 4(1), p.1340.
Gerrodette, T. 1987. A Power Analysis for Detecting Trends. Ecology (Durham). 68(5), pp.1364–1372.
Gibson, L., Lynam, A., Bradshaw, C., He, F., Bickford, D., Woodruff, D och Laurance, W.
2013. Near-complete extinction of native small mammal fauna 25 years after forest fragmentation. Science (New York, N.Y.), 341(6153), 1508–1510.
https://doi.org/10.1126/science.1240495
Hardin, G. 1960. The Competitive Exclusion Principle. Science (American Association for the Advancement of Science). 131(3409), pp.1292–1297.
14
Jactel, H. och Brockerhoff, E.G. 2007. Tree diversity reduces herbivory by forest insects. Ecology letters. 10(9), pp.835–848.
Jonsson, B.G., Ekström, M., Esseen, P.-A., Grafström, A., Ståhl, G. och Westerlund, B. 2016.
Dead wood availability in managed Swedish forests – Policy outcomes and implications for biodiversity. Forest ecology and management. 376, pp.174–182.
Lieberman, M.D. och Cunningham, W.A. 2009. Type I and Type II error concerns in fMRI research: re-balancing the scale. Social cognitive and affective neuroscience. 4(4), pp.423–
428.
Linder, P. och Östlund, L. 1998. Structural changes in three mid-boreal Swedish forest landscapes, 1885–1996. Biological conservation. 85(1-2), pp.9–19.
Länsstyrelsen. 2007a. Förordnande om naturreservat för Degersjön i Umeå kommun.
https://www.lansstyrelsen.se/vasterbotten/besoksmal/naturreservat/degersjon.html (Hämtad 2020-08-20)
Länsstyrelsen. 2007b. Förordnade om naturreservat för Ålidberget, Nordmalings kommun.
https://www.lansstyrelsen.se/vasterbotten/besoksmal/naturreservat/alidberget.html (Hämtad 2020-08-20)
Länsstyrelsen. 2008. Förordnande om naturreservat för Ängsbacka i Umeå kommun.
https://www.lansstyrelsen.se/vasterbotten/besoksmal/naturreservat/angsbacka.html (Hämtad 2020-08-20)
Länsstyrelsen. 2016. Beslut om bildande av Kvillträskets naturreservat i Bjurholms kommun.
https://www.lansstyrelsen.se/vasterbotten/besoksmal/naturreservat/kvilltrasket.html (Hämtad 2020-08-20)
Mild, K. och Stighäll, K. 2005. Åtgärdsprogram för bevarande av vitryggig hackspett (Dendrocopos leucotos) och dess livsmiljöer : hotkategori: Akut hotat
(CR) . Stockholm: Naturvårdsverket.
https://www.naturvardsverket.se/Documents/publikationer6400/978-91-620-6770- 0.pdf?pid=20746
Naturvårdsverket. 2013. Åtgärdsprogram för äldre lövskogar med vitryggig hackspett som paraplyart, 2014 – 2018. https://www.sveaskog.se/globalassets/press-och-
nyheter/remissvar/forslag-till-atgardsprogram-for-aldre-lovskogar-med-vitryggig-hackspett- som-paraplyart/atgardsprogram-for-aldre-lovskogar-med-vitryggig-hackspett-som-
paraplyart.pdf (Hämtad 2020-08-18)
Naturvårdsverket. 2019. Levande skogar. https://www.naturvardsverket.se/Miljoarbete-i- samhallet/Sveriges-miljomal/Miljokvalitetsmalen/Levande-skogar/ (Hämtad 2020-08-14) Raven, P. and Pimm, S.L. 2000. Biodiversity Extinction by numbers. Nature. 403(6772), pp.843–845.
Shogren, J.F., Tschirhart, J., Anderson, T., Ando, A.W., Beissinger, S.R., Brookshire, D., Brown, G.M., Coursey, D., Innes, R., Meyer, S.M. och Polasky, S. 1999. Why Economics Matters for Endangered Species Protection. Conservation biology. 13(6), pp.1257–1261.
15
Skogsstyrelsen. 2020. Bekämpning av granbarkborre. https://www.skogsstyrelsen.se/bruka- skog/skogsskador/insekter/granbarkborre/bekampning-av-granbarkborre/ (Hämtad 2020- 09-08)
SLU. 2012. Forest statistics 2012. Official Statistics of Sweden. Swedish University of Agricultural Sciences, Umeå, Sweden.
SLU. 2020. Rödlistade arter i Sverige 2020.
https://www.artdatabanken.se/globalassets/ew/subw/artd/2.-var-
verksamhet/publikationer/31.-rodlista-2020/rodlista-2020 (Hämtad 20-08-2020)
Stighäll, K. 2015. Habitat composition and restocking for conservation of the white-backed woodpecker in Sweden.
Villaverde, A.F. och Banga, J.R. 2014. Reverse engineering and identification in systems biology: strategies, perspectives and challenges. Journal of the Royal Society
interface. 11(91), p.20130505.
Westling, A., och Gärdenfors, U. (2015). Rödlistade arter i Sverige 2015. Artdatabanken.
Wikars, L.-O. 2002. Dependence on Fire in Wood-living Insects: An Experiment with Burned and Unburned Spruce and Birch Logs. Journal of Insect Conservation. 6(1), pp.1–12.
Svoboda, M. and Pouska, V. 2008. Structure of a Central-European mountain spruce old- growth forest with respect to historical development. Forest ecology and
management. 255(7), pp.2177–2188.
16
7 Bilagor
Bilaga 2. Koordinater för varje fälla i projektion WGS84 Område Fälla Latitud Longitud Ängsbacka
(A)
Kontrollområde
Fälla 1 63.78099 20,27493 Fälla 2 63.78120 20,27458 Fälla 3 63.78115 20,27498 Malaisefälla 63.78090 20,27511 Försöksområde
Fälla 1 63.77781 20,28277 Fälla 2 63.77791 20,28329 Fälla 3 63,77774 20,28301 Malaisefälla 63.77771 20,28253 Degersjön (B)
Kontrollområde
Fälla 1 63.79312 20.45269 Fälla 2 63.79306 20,45237 Fälla 3 63.79320 20,45260 Malaisefälla 63.79308 20,45261 Försöksområde
Fälla 1 63.80558 20,39725 Fälla 2 63.79754 20,44658 Fälla 3 63.79758 20,44756 Malaisefälla 63.79757 20,44695 Ålidberget (C)
Kontrollområde
Fälla 1 63.60913 19,29805 Fälla 2 63.60923 19,29815 Fälla 3 63.60941 19,29864 Malaisefälla 63.60939 19,29837 Försöksområde
Fälla 1 63.57512 19,36932 Fälla 2 63.57546 19,36940 Fälla 3 63.57533 19,36920 Malaisefälla 63.57537 19,36923 Kvillträsket
Kontrollområde
Fälla 1 63.95062 19,48550 Fälla 2 63.95049 19,48496 Fälla 3 63.95049 19,48496 Malaisefälla 63.95061 19,48453 Försöksområde
Fälla 1 63.95503 19,45702 Fälla 2 63.95512 19,45778 Fälla 3 63.95512 19,45703 Malaisefälla 63.95494 19,45691
17
Bilaga 1. Insektsgrupper som är föda för den vitryggige hackspetten Insektsgrupper
Skalbaggar:
Långhorningar Cerambycidae Knäppare Elateridae
Praktbaggar Buprestidae Svartbaggar Tenebrionidae Brunbaggar Melandryidae Svampbaggar Endomychidea Trädsvampbaggar Erotylidae Trägnagare Ptinidae
Varvsflugor Lymexylidae Mörkbaggar Trogosidae
Skinnsvampbaggar Tetratomidae Trädbasbaggar Salpingidae Tornbaggar Mordelidae Barkborre Scolytinae Typodendron
Björksplintborre Scolytus ratzeburgi
Tvåvingar:
Vedharkrankar Ctenophorinae Vedflugor Xylophagidae Rovflugor Asilidae
Vapenflugor Stratiomyidae Vedlevande
blomflugor sl. Xylota, Chalcosyrphus, Sphecomyia, Temnostoma, Spilomyia, Blera, Lejota, Mallota, Calicera m fl
Stilettflugor Therevidae
Steklar:
Halssteklar Xiphydriidae Vedsteklar Siricidae
Fjärilar:
Jättesvampmal Scardia boletella Träfjärilar Cossidae
Glasvingar Sesiidae
18
Bilaga 3. Antalet insekter för varje fälla och område
19
20
21
22
Bilaga 4. Antalet födoinsekter i malaisefällorna i alla områden.
Bilaga5. Antalet arter för malaisefällorna i alla områden.
23
Bilaga 6. Diversitetindex (H’) för insektsfamiljer för malaisefällorna i alla områden.
0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4
Ängsbacka Degersjön Ålidberget Kvillträsk
Shannon-Wienersindex (H’)
Diversitet malaisefällor
Kontroll Försök
