Input til udvikling af tilstandsvurdering af levesteder for udvalgte EU-direktivarter i medfør af Habitat- og Fuglebeskyttelsesdirektiverne

SEMINARRAPPORT Input til udvikling af tilstandsvurdering af levesteder for udvalgte EU-direktivarter i medfør af Habitat- og Fuglebeskyttelsesdirektiverne

Indholdsfortegnelse 1. INDLEDNING...3 2. BAGGRUND...4 3. STOR VANDSALAMANDER OG KLOKKEFRØ...6 INDLEDNING...6 PRÆSENTATION AF OVERORDNEDE PARAMETRE...6 4. MODELVÆRKTØJ TIL EVALUERING AF ØKOLOGISK FUNKTIONALITET...22 5. HVORDAN VURDERER MAN KVALITETEN AF ET LEVESTED?...26 6. HVEPSEVÅGE (OG ANDRE HØJ MOBILE FUGLE)...36 7. LEVESTEDSVURDERING FOR TERNER...40 8. LEVESTEDSVURDERING FOR FLAGERMUS - MED DAMFLAGERMUS SOM EKSEMPEL...46 9. ROVFUGLE OG UGLER...53 10. INPUT TIL UDVIKLING AF TILSTANDSVURDERING AF LEVESTEDER FOR SPÆTTET SÆL, GRÅSÆL OG MARSVIN...75 11. NOTER FRA SEMINARET...91 12. REFERENCER...95 BILAG 1...99 BILAG 2...100 BILAG 3...101 Denne rapport er baseret på mundtlige indlæg på et seminar den 26. november 2009 i København. Rapporten bygger alene på mundtlige fremstillinger og eksisterende informationer og materiale og eventuel citering bør kun ske med tydelig henvisning til seminarets karakter af brainstorm. Indlæggene i rapporten udelukkende er udtryk for forfatternes egne holdninger til seminaret, og de beskriver ikke nødvendigvis de implicerede institutioners holdning. Forsidefoto: Lars Gejl Tegning: Kåre Fog Redaktion: Lars Dinesen og Leif Bisschop-Larsen, Naturstyrelsen, 2011 ISBN: 978-87-7279-126-5 Gengivelse tilladt med kildeangivelse 2

1. Indledning Nærværende rapport udgør en afrapportering fra et seminar vedr. tilstandsvurdering af udvalgte arter og deres levesteder afholdt den 26. november 2009 i København. Seminaret var arrangeret af By- og Landskabsstyrelsen, Miljøministeriet og blev afholdt for en inviteret kreds. Rapporten rummer seminarets indlæg, og er derfor alene baseret på mundtlige fremstillinger. Citering bør kun ske med tydelig henvisning til seminarets karakter af brainstorm. Programmet kan ses i bilag 1. Hovedfokus for seminaret var håndtering af de arter i Natura 2000 planlægningen, hvor de gængse parametre til tilstandsvurdering af naturen ikke umiddelbart vurderes at kunne finde anvendelse. Udvælgelsen af arter er sket med baggrund i bl.a. DMU rapport nr. 661 (Danmarks Miljøundersøgelser, Århus Universitet). Der blev udvalgt fem grupper af arter, og fem eksperthold blev indbudt til at præsentere deres oplæg og input til vurdering af levesteder for disse arter. Selvom en tilstandsvurdering som udgangspunkt vil være specifik for den enkelte art, var en del af hensigten med seminaret, at forsøge at tænke bredt i forhold til at afsøge nye generelle tilgange, der kan understøtte en tilstandsvurdering. Det var ikke formålet, at dække alle arter, der i DMUs rapport 661 er vurderet mindre eller ikke egnet til den gængse metode for tilstandsvurdering, men at benytte de udvalgte artsgrupper til at belyse udfordringens omfang forskelligartethed samt at katalysere en proces til håndtering af arternes levesteder i Natura 2000 planlægningen. De udvalgte arter er alle ynglende i Danmark samt mobile i den forstand, at de kan flytte sig hurtigt over større afstande modsat f.eks. naturtyper, de fleste planter eller nogle insekter. Samtidig repræsenterer de udvalgte arter i de fleste tilfælde udpegningsgrundlaget for en lang række Natura 2000-områder, eller de er vurderet at være særligt truede. Oplægsholderne blev til deres oplæg bedt om at komme med bud på relevante metodiske tilgange og kriterier til en eventuel tilstandsvurdering bl.a. med henvisning til tidligere publicerede erfaringer for naturtyper og forundersøgelser. I tilknytning til præsentationerne af de programsatte grupper af arter, var der ligeledes tilhørende indlæg om modeller, der vurderes af oplægsholderne, at kunne beskrive levestederne og tilknyttede parametre for udvalgte grupper af arter. En liste over seminarets deltagere kan findes i bilag 2. 3

2. Baggrund Der er i forbindelse med Natura 2000 planlægningen udviklet et system til tilstandsvurdering af de fleste vidt udbredte naturtyper, der danner grundlag for planlægningen i første planperiode fra 2010-2015 (2021 for skovbevoksede fredsskovpligtige arealer). Det forventes bl.a. med baggrund i nærværende rapport, at der til næste planperiode er udviklet metoder til håndtering af nogle af de direktivudpegede arters levesteder. DMU rapport nr. 661 DMU udgav i 2008 en rapport vedr. tilstandsvurdering af levesteder for arter (faglig rapport nr. 661). Rapporten vurderede arterne på habitatdirektivets bilag 2 samt fugle på fuglebeskyttelsesdirektivets bilag 1 samt rastende trækfugle efter artikel 4 stk. 2 i forhold til deres egnethed til tilstandsvurdering af levesteder jævnfør den hidtidige anvendte metode til tilstandsvurdering, der anvendes til naturtyperne. I DMU s rapport anføres det, at egnethed bl.a. afhænger af, hvor tæt arten er knyttet til en bestemt naturtype. Egnetheden hænger primært sammen med artens mobilitet, og i hvilket omfang dens forekomst kan knyttes til en eller få habitattyper. Arter der ikke er særligt mobile, har ofte en tæt og direkte tilknytning til en eller ganske få naturtyper, og de kan derfor være velegnede til levestedsvurdering efter den metode, der er anvendt til naturtyperne. Se DMU rapport nr. 559, 2006 for en beskrivelse af denne metode. Kriterier for gunstig bevaringsstatus for arter En arts bevaringsstatus er ifølge habitatdirektivet et resultat af alle de faktorer, der indvirker på arten. Vurderingen måles dels på den aktuelle udbredelse og bestandsstørrelse, dels på en vurdering af den forventede fremtidige udvikling både i forhold til artens naturlige udbredelse og mulighederne for fortsat at have tilstrækkelige store levesteder til at opretholde bestande (se bilag 3 for habitatdirektivets definition). Det fremgår af de danske regler i bekendtgørelse om mål (bekendtgørelse om klassificering og fastsættelse af mål for naturtilstanden i internationale naturbeskyttelsesområder nr. 815 af 27. juni 2007), at regler om klassificering og fastsættelse af mål i Natura 2000-områder anvendes på arternes levesteder, og naturtilstanden inddeles i tilstandsklasser, hvor de bedste klasser svarer til gunstig tilstand i direktivets forstand og de dårligste til ugunstig tilstand (der tages i vurderingen ikke højde for eventuelt fremtidige trusler). Bekendtgørelsen anfører derudover, at det overordnede mål for hvert enkelt Natura 2000-områder er at sikre eller genoprette gunstig bevaringsstatus for de naturtyper og levesteder for de arter, som området er udpeget for, set i forhold til de udpegede områder i de biogeografiske regioner under et. Fokus i forhold til håndtering af arterne i planlægningen er således i høj grad på disse arters levesteder. Vurdering på forskellige skalaer Valg af geografisk skala vil være af stor væsentlighed for tilstandsvurderingen. I Natura 2000- planlægningen anvendes tilstandsvurderingen i forhold til forvaltningen af Natura 2000-områderne og i forbindelse med udarbejdelse af målsætninger for disse. Blandt udfordringerne kan nævnes, at levesteder for visse arter er ganske store og rækker udover det enkelte Natura 2000 område, arten kan være fraværende fra området en del af året og faktorer som fx spredning, predation og menneskelige forstyrrelser er ofte af stor betydning. 4

For arterne er det en kombination af den aktuelle bestandsstørrelse og levestedernes forventede udvikling, der tilsammen kan udgøre det grundlag, vurderingen af gunstig bevaringsstatus vil bygge på. Forudsætningen for vurderingen er dels en aktuel bestandsstørrelse, levestedets aktuelle tilstand samt en prognose. I forbindelse med skala udfordringer vil en indkredsning af de til enhver tid gældende levesteders udbredelse (størrelse) skulle belyses. For mobile arter vil udbredelsen variere over tid (tænk f.eks. på en ynglefugl, der spreder sig efter yngletiden og trækker ud af landet for at tilbringe vores vinter syd for Sahara). En indkredsning af levestedets udbredelse (størrelse) selv i et frosset tidsperspektiv kan være vanskeligt at definere, men kan ikke desto mindre vigtigt i forbindelse med en tilstandsvurdering og forvaltning af pågældende levested. Størrelsen (og kvaliteten) af levestedet vil bl.a. være med til at afgøre, hvor mange par / individer et givet levested vil kunne huse. De følgende kapitler præsenterer de mundtlige indlæg fra seminaret den 26. november i København, hvor de respektive oplægsholdere samt medforfattere giver deres input til at imødegå de udfordringer, der eksisterer i forhold til håndtering af de i dette tilfælde ynglende mobile arter - i den danske Natura 2000-planlægning. 5

3. Stor vandsalamander og klokkefrø Af Martin Hesselsøe, Kåre Fog og Lars Briggs Amphi Consult, Forskerparken NOVI, 9220 Aalborg Ø, Forskerparken 10, 5230 Odense M Indledning Dette indlæg indeholder materialer som blev fremlagt i forbindelse med By- og Landskabsstyrelsens workshop 26. november 2009 i København. Notatets indhold er baseret på Amphi Consults erfaringer med stor vandsalamander og klokkefrø gennem feltarbejde og naturpleje udført de seneste ca. 20 år. Tegninger: Kåre Fog Præsentation af overordnede parametre Kvalitative parametre Paddernes liv er afhængig af funktionelle ynglesteder, sommeropholdssteder, overvintringssteder, fourageringssteder og spedningskorridorer mellem disse steder. Kvaliteten af alle disse arealer er afgørende for en bestands trivsel og dermed for bevaringsstatus. 6

De kvalitative parametre kan opsummeres således: Kvalitetsparametre for ynglested Kvalitetsparametre for rastested (overvintring, sommeropholdsted, fouragering) Kvalitet af habitater der forbinder ynglested og rastested. Figur 3.1. Kvaliteten af bredzonen omkring ynglestederne er afgørende for larvernes fourageringsmuligheder, og dermed trivsel. Foto viser områder med egnede forurageringsmuligheder for klokkefrøernes larver. Kvantitative parametre Mængden af egnede levesteder er i mange tilfælde afgørende for, at en bestand kan klare sig på lang sigt. Mængden af egnede levesteder sikrer grundlag for en bestandsstørrelse, som bør være stor nok til at sikre den genetiske kvalitet (forhindre indavl). Væsentlige kvantitative parametre kan opsummeres således: Mængden af ynglesteder Mængden af overvintringssteder Mængden af fourageringssteder Mængden områder egnet til en delbestand i en metapopulation 7

Figur 3.2. Kvantiteten af gode levesteder er vigtig. Fx er store arealer af lavvandede områder særligt vigtigt for klokkefrø. Stor vandsalamander Amphi Consult har indsamlet erfaringer fra internationalt samarbejde i forbindelse med LIFEnature projektet: Protection of Triturus cristatus in the Eastern Baltic Region 2004-2008 (LIFE04NAT/EE/000070). I dette projekt indgik partnere fra Estland, Finland og Danmark. I forbindelse med dette projekt er store mængder af data analyseret fra de involverede projektområder. Data er anvendt til at identificere de væsentligste faktorer, som er bestemmende for bestandens størrelse og trivsel. De mest relevante resultater, som er opnået i dette LIFE projekt kan opsummeres som følger: Identifikation af vandhuls parametre vigtige for et godt ynglested. Identifikation af terrestriske habitater, som er vigtige for at understøtte en stor bestand i et ynglested. Konklusionen på undersøgelserne er publiceret i tidsskriftet Diversity Distribution 1. 1 Diversity Distrib. 2009, 15, 692 700 8

Konklusioner for stor vandsalamander Vigtige kvalitative forhold for ynglestedet for stor vandsalamander er: Ingen fisk. Bredhældning 0-40. Klart vand. Fladvandet (<50 cm) på mere end 25% af vandhulsarealet. >25 % sumpvegetation (< 1 m høj) i den fladvandede zone. 25 % - 50 % af vandhulsfladen dækket af vegetation (ofte flydeblade). Ved hjælp af statistiske analyser 1 har vi identificeret de vigtigste kvalitetsparametre for stor vandsalamander i projektområder i Jylland: Høj diversitet af invertebrater. Løvskov indenfor 50 m fra ynglestedet. Overdrev rundt om vandhullet. Kvantitative parametre af særlig betydning: Egnede vandhuller på 250-500 m² kan sandsynligvis have en bestand på mindst 100 voksne dyr. Vandhuller i nærliggende klumper er bedre end isolerede vandhuller. 10 vandhuller med et samlet areal på 2500-5000 m² kan sandsynligvis have en bestand på mindst 1000 voksne dyr. I specielle situationer kan færre vandhuller med samme areal have samme bestandstæthed i forhold til vandfladen. Der skal være terrestrisk habitat i form af ældre løvskov, haver, levende hegn (arealkrav kendes ikke). Klokkefrø Amphi Consult har gennem de seneste 20 år arbejdet med flere forskellige forsknings- og udviklingsprojekter med fokus på at bevare og fremme klokkefrøer i Europa. De relevante projekter er: Forskning i indflydelse fra landbrug og pesticider på klokkefrø (Miljøministeriet 1993-1997) LIFE Bombina Denmark (EU LIFE projekt 1999-2003). Har bl.a. bidraget til at identificere arealbehov til yngel og fouragering. LIFE Bombina Danmark-Sverige-Tyskland-Letland (2004-2009). Har bl.a. bidraget til at identificere vigtige parametre for ynglesucces og parametre for fouragering af juvenile dyr. 9

Figur 3.3. Luftfoto af velegnet område for stor vandsalamander. I området findes der flere egnede ynglesteder. Samtidig er der adgang til terrestriske levesteder i skov, udyrkede arealer og landsby. Konklusioner for klokkefrø Vigtige kvalitative forhold for ynglestedet for klokkefrø er: Der skal være en gruppe af vandhuller med forskellig karakterer med indbyrdes afstand ikke gerne over 300 m. Det er bedst, hvis der indgår et meget fladvandet temporært vandhul, som kun holder vand i våde somre. De øvrige vandhuller kan være næsten permanente (tørrer kun ud i usædvanligt tørre somre) eller permanente (tørrer aldrig ud). For alle vandhullerne gælder: Fuldt solbeskinnet (højst 20 % skygge). Bred hældning 0-20. God vandkvalitet (klart vand eller opmudret, men ikke belastet af meget organisk stof). Fladvand (<50 cm) på over 30 % af vandhulsarealet. >25 % sump vegetation (< 1 m højde) i den fladvandede zone. 25 % - 75 % af vandfladen med vegetation (ofte flydeblade). Ingen fisk. 10

Kvalitative forhold i forbindelse med fouragering Efter yngletiden flytter en del af frøerne som regel til andre vandhuller (fourageringsvandhuller). Disse skal holde vand igennem juli-august. Ligesom ynglevandhuller skal de være fuldt solbeskinnede. De kan dog have vidt forskellig karakter. Der er ingen krav om, at de skal være frie for fisk, eller at de ikke må være næringsstofbelastede. Væsentligt er gode skjulesteder og et rigt udbud af fødeemner (f.eks. insekter). Det er vanskeligt at sætte på formel, hvad der skal til for, at et vådområde er et godt fourageringsområde. Fra midt i juli til midt i september går klokkefrøerne på land. De opholder sig da på diverse terrestriske levesteder. Fra omkring oktober søger de skjulesteder på land, hvor de kan overvintre. Opholdsstederne på land kan være temmelig fugtige, eller mere tørre. De kan være solbeskinnede, eller de kan ligge i skov. Det er vanskeligt at identificere nogle fællestræk. For at dyrene kan komme omkring i terrænet, skal de kunne vandre uden større risiko. Her er det især til skade, hvis omgivelserne mest består af dyrkede marker. Jo større de enkelte marker er jo større risiko frøerne. Hvis markernes størrelse f.eks. er over 3 ha, er dyrenes overlevelse nedsat, og er markernes størrelse ca. 10 ha er dyrenes overlevelse stærkt nedsat. Strukturer imellem markerne (markskel, levende hegn, jorddiger m.m.) øger overlevelsen. Vigtige kvantitative forudsætninger for levedygtige klokkefrøbestande: Der skal være et grundlag for en bestand på over 1000 voksne dyr. 5-10 ynglevandhuller med samlet mindst 5000 m² egnet vand er nødvendig (hvis levestedet ikke er optimalt kræves et større areal). Fourageringsvandhuller med samlet mindst 25.000 m² egnet vandflade er nødvendig (hvis levestedet ikke er optimalt, kræves større areal). Terrestrisk habitat til sensommer og overvintring er nødvendigt. Afstanden mellem vandhuller inden for hver delbestand bør ikke være over 300 m. Afstanden mellem delbestande i en metapopulation bør ikke være over 1000-2000 m. Figur 3.4. Klokkefrølarve. Larvestadiet er det mest følsomme for arten. 11

Figur 3.5. Luftfoto af velegnet område for klokkefrø. I området findes flere egnede ynglesteder med store fladvandede områder. Samtidig er der adgang til terrestriske levesteder på udyrkede arealer. Generelt for begge arter På baggrund af de projekter Amphi Consult har deltaget i, så kan følgende konkluderes for stor vandsalamander og klokkefrø. Generelt kan bestandene opdeles i to hovedgrupper: Isolerede bestande, som ikke har nogle muligheder for ind/udvandring. Hver population er afhængig af enkelte ynglevandhuller. Meta-populationer, opbygget af flere delbestande, som er forbundet med andre delbestande via vandringskorridorer og med små vandhuller som trædesten. I forhold til bestandsstørrelserne har projekternes resultater peget på følgende konklusioner: Den effektive populationsstørrelse skal være mindst 500 voksne dyr (den effektive størrelse af en population er størrelsen af en hypotetisk idealpopulation, der har den samme tilvækst i indavl, som den aktuelle population). Det kan accepteres, at en bestand i en kort tid rammer en effektiv bestandsstørrelse på kun 50 voksne dyr. Input til tilstandsvurderingssystem Forslaget for padderne er, som det er tilfældet for naturtyperne, at udvikle et system til vurdering af levestedernes tilstand, der er defineret på en skala fra 1-5 (Figur 3.6). Tilstandsvurderingssystemet 12

skal kunne skelne mellem gunstig og ugunstig bevaringsstatus. Tilstandsklasse 1 og 2 defineres som gunstig bevaringsstatus. Figur 3.6. Skala for tilstandsvurdering. De øverste 40 % af skalaen repræsenterer gunstig bevaringsstatus. Særlige behov ved værdisætning af levesteder for padder Det er afgørende, at tilstandsvurderingssystemet defineres således, at bestemte faktorer kan være forudsætningen for andre. Fx vil alle dele af et levested være uden værdi for arterne, hvis der kun findes ynglesteder med mange fisk. Forekomst af fisk i vandhullerne er således en forudsætning for værdien af levestederne. Således er det nødvendigt, at systemet skrues sammen således, at værdien af en overordnet indikator influerer på værdien af alle øvrige indikatorer. Tilstandsvurdering baseret på bæreevne Det foreslås, at et tilstandsvurderingssystem af levested baseres på en vurdering af områdets bæreevne. Det foreslås, at gunstig bevaringsstatus defineres ud fra bæreevnen. Således at et område har gunstig bevaringsstatus, hvis levestederne har en bæreevne, der muliggør en effektiv populationsstørrelse på mere end 500 dyr, for at minimere risikoen for langsigtet indavl. Normalt antages det, at den effektive populationsstørrelse er mellem 10 % og 50 % af den aktuelle populationsstørrelse. Grænserne for gunstig bevaringsstatus i det følgende et sat efter en optimistisk vurdering, hvor den effektive populationsstørrelse er 50 % af den aktuelle populationsstørrelse. Skala for tilstandsvurdering af levesteder, baseret på områdets bæreevne: I: Bæreevne > 5000 dyr II: Bæreevne 1000-5000 dyr III: Bæreevne 250-1000 dyr IV: Bæreevne 50-250 dyr V: Bæreevne <50 dyr Tilstandsklasse I og II foreslås som gunstig bevaringsstatus. 13

Ved tilstandsvurdering af levesteder kan det være relevant at inddrage tilgrænsende arealer udenfor et Natura 2000-område, i det omfang disse arealer bidrager til at sikre en bestand, der lever helt eller delvist indenfor Natura 2000-området. Således bør tilstandsvurderingen af levesteder ikke kun forholde sig til arealer indenfor Natura 2000-områderne. Gruppering af indikatorer for bæreevne Der skal defineres en række relevante indikatorer som skal vurderes, for at den samlede bæreevne for et areal kan vurderes. Indikatorerne kan f.eks. grupperes som følger: Ynglesteder (kvalitet og omfang), se Tabel 3.1. Tilgængelige fourageringshabitater og skjulesteder (kvalitet og omfang). Vurderes kun nær ynglestederne (f.eks. 100 m buffer), se Tabel 3.2. Spedningsmuligheder, gruppering af ynglesteder og afstande mellem ynglesteder og grupper af ynglesteder. Hver gruppe af indikatorer skal fungere alene, ellers er værdien af det samlede levested nul (tilstandsklasse V). Summering efter vægtning alene er ikke brugbar. Heller ikke indenfor hver af de foreslåede indikatorgrupper. Ynglesteder I Tabel 3.1 er præsenteret en bruttoliste over relevante indikatorer, som det bør overvejes at forholde sig til, hvis man skal vurdere kvalitet og bæreevne for et ynglested for stor vandsalamander eller klokkefrø. 14

Tabel 3.1. Relevante indikatorer ved vurdering af ynglestedets kvalitet og kvantitet. Der er stor forskel på vigtigheden af de nævne indikatorer. Ved en endelig udvikling af tilstandsvurderingen kan man efter nøje overvejelse vælge at fokusere på bestemte indikatorer. Krydserne angiver den enkelte indikators relevans for de to arter. I tabel 3.1 præsenteres et foreløbigt forslag til en metode for skematisk evaluering af vandhullets kvalitet. Metoden baseres på en vurdering af et antal relevante indikatorer. Denne skematiske opsætning svarer til de metoder, som tidligere er præsenteret af DMU 2. Dog forslås en væsentlig ændring af beregningen, da indeks værdien til slut korrigeres ved at gange med nul, hvis blot en af de evaluerede indikatorer giver et indeks bidrag på nul. Således sikres det, at afgørende indikatorer kan være forudsætninger for den samlede vurdering af levestedet. Der er ikke foretaget en vurdering af hvor mange indikatorer, der bør indgå i vurderingen af bæreevnen for et ynglested. Det forventes, at arbejdet i felten med at gennemføre en skematisk vurdering kan blive meget omfattende. Specielt hvis den skematiske vurdering skal beskrives på en måde, så ukyndige personer kan gennemføre kvalitetsvurderingen uden at begå fejl. Hvis systemet skal være hurtigt og nemt at bruge, vil det være nødvendigt at forudsætte et grundigt kendskab til arternes biologi. 2 Faglig rapport for DMU nr 661: Tilstandsvurdering af levesteder for arter 15

Figur 3.7. Foreløbigt forslag til opbygning af skema til vurdering af ynglestedsindikatorer. De evaluerede indikatorer er udvalgt tilfældigt fra listen i Tabel 3.1. Der er ikke taget stilling til hvor mange indikatorer, der bør indgå i en vurdering af hvert ynglested. Tilgængelige forurageringshabitater I Tabel 3.2 er vist en bruttoliste over relevante indikatorer, som bør indgå i vurderingen af kvalitet og bæreevne for de tilgængelige forurageringshabitater for stor vandsalamander eller klokkefrø. Vurderingen af forurageringshabitat gennemføres kun nær ynglestederne, hvor hovedparten af dyrene forventes at opholde sig hovedparten af året. Det anbefales at forurageringshabitaten vurderes i følgende afstande fra ynglestedet for de to arter: Stor vandsalamander: 100 m fra ynglested Klokkefrø: 100 m fra ynglested Kvaliteten vurderes ud fra et skøn på baggrund af en grundig beskrivelse af indikatorernes betydning for arterne. Arealet af hver kategori opmåles inden for en afstand på 100 m fra ynglestedet. 16

Tabel 3.2. Relevante indikatorer ved vurdering af kvalitet af fourageringsområder og skjulesteder på land. Vurderingen af disse faktorer gennemføres i en afstand på 100 m fra ynglestedet for de aktuelle arter. Der er stor forskel på vigtigheden af de nævnte indikatorer. Ved en endelig udvikling af tilstandsvurderingen kan man efter nøje overvejelse vælge at fokusere på bestemte indikatorer. Krydserne angiver den enkelte indikators relevans for de to arter i fokus. Eksempel på fiktiv population I Figur 3.8 vises et tænkt eksempel på et landskab med fiktive populationer af stor vandsalamander. I det følgende beskrives en tænkt tilstandsvurdering i dette område, baseret på en vurdering af områdets bæreevne. Figur 3.8. Skematisk eksempel på population af stor vandsalamander. Cirkler på 100 m omkring hvert vandhul angiver maksimale grænser for regelmæssige (årlige) vandringer. Bogstaver angiver grupper af vandhuller hvor 100 m cirklerne overlapper. I disse områder findes sammenhængende populationer. 17

Bæreevnen vurderes for hvert vandhul i hver gruppe af vandhuller. Der defineres en tæthedsparameter for vandhullerne (dvs. antal per kvadratmeter), der vil være afhængig af vandhullets kvalitet. Tæthedsparameteren er baseret på oplysninger fra litteraturen og de i dette kapitel nævnte undersøgelser. Det er muligt, at tæthedsparameteren skal justeres på baggrund af fremtidige erfaringer. Tæthedsparameteren ganges med arealet af vandhuller i den pågældende kategori. Tilsvarende vurdering af bæreevnen gennemføres for fourageringsarealerne indenfor 100 m fra vandhullerne. Der defineres en tilsvarende tæthedsparameter for disse arealer. Der er mindre viden tilgængelig om tæthedsparametre for fourageringsareal, og der er dermed en større usikkerhed på vurdering af bæreevnen for fourageringshabitat sammenlignet med ynglestedet. I tabel 3.3 ses en opsummering af bæreevne for vandhullerne i gruppe A i det fiktive landskab som er vist i figur 3.8. Der beregnes en bæreevne for ynglevandhuller og fourageringshabitat. Den mindste af disse værdier er den totale bæreevne for gruppen af vandhuller. Der gennemføres tilsvarende vurdering af alle vandhulsgrupperne, som ses i tabel 3.4. Tabel 3.3. Vurdering af ynglevandhuller, fourageringsområder og samlet bæreevne for vandhullerne i gruppe A i fig. 3.8. 18

Fejl! Henvisningskilde ikke fundet.4. Bæreevne for hver gruppe af vandhuller vist i fig. 3.8. I et harmonisk gennemsnit er der korrigeret for en skæv geografisk fordeling af delbestande. Denne korrektion sikrer inddragelse af den geografiske komponent i den effektive populationsstørrelse. Beregningen af et harmonisk gennemsnit viser, at det samlede tab af gener i populationen vil svare til en bestand med fire grupper á 875/4 =219 dyr. Ved vurdering af områdets samlede bæreevne anbefales det derfor, at anvende det harmoniske gennemsnit af delbestande som udgangspunkt for tilstandsvurderingen. Herunder indsættes den beregnede bæreevne i skalaen for tilstandsvurdering som blev defineret tidligere på side 13: I: Bæreevne > 5000 dyr II: Bæreevne 1000-5000 dyr (1259, hvis der ikke tages hensyn til geografisk fordeling) III: Bæreevne 250-1000 dyr (875, hvis der tages hensyn til geografisk fordeling) IV: Bæreevne 50-250 dyr V: Bæreevne <50 dyr De ses at inddragelse af den geografiske fordeling af levestederne i dette eksempel er afgørende for, om områdets levesteder er i gunstig bevaringsstatus. Hvis mulighed for gunstig bevaringsstatus skal opnås, så skal der altså fokuseres på at støtte de små grupper af vandhuller (B, D, E, F) frem for gruppe A i den næste planperiode (se Figur 3.7). 19

Figur 3.7. Konklusion på levestedsvurderingen i det fiktive område. Opsummering I det følgende opsummeres vores anbefalinger vedrørende tilstandsvurdering af levesteder for klokkefrø og stor vandsalamander. Hver gruppe af indikatorer skal fungere, ellers er værdien af det samlede levested nul. Bæreevnen er et godt udgangspunkt for at definere en kvalitetsskala for et helt område. Gunstig bevaringsstatus af levesteder i et område kan fx defineres ved en bæreevne på >1000 dyr. Grænsen for de levesteder der vurderes behøver ikke følge grænsen for habitatområdets udstrækning. Det afgørende er at levestederne er funktionelt sammenhængende Det er vanskeligt at udvikle et tilstandsvurderingssystem, som skal kunne anvendes af personer uden forudsætninger og særligt kendskab til arternes levevis og præferencer. Det er vanskeligt at udvikle et system som kan tage højde for samtlige relevante undtagelser. I de fleste tilfælde vil den bedste tilstandsvurdering kunne baseres på en generel vurdering af udvalgte indikatorer. Indikatorens værdi fastsættes ud fra en generel beskrivelse af dyrenes præferencer kombineret med inventørens kendskab til arten. Dette vil ofte være langt hurtigere og bedre end et detaljeret beregningssystem, der vanskeligt kan tage forbehold for alle tænkelige undtagelser. 20

Det må understreges, at der er en meget stor viden og erfaring tilgængelig, som viser hvordan de to arter kan fremmes i et givet område. Der er derfor ikke behov for yderligere undersøgelser, før praktiske initiativer, der vil gavne arterne kan igangsættes. 21

4. Modelværktøj til evaluering af økologisk funktionalitet Af Maj-Britt Pontoppidan Københavns Universitet, Biologisk Institut, Sektion for Økologi og Evolution. Baggrund Københavns Universitet, Biologisk Institut er indgået i et samarbejde med Vejdirektoratet omkring udvikling af et modelværktøj, der kan beregne konnektivitet (sammenhæng) og bestandsudvikling for en bestand af en given art. Som modelart anvendes spidssnudet frø, men på sigt skal modellen udvides til at kunne omfatte såvel andre padder som pattedyr. Modellen skal fungere som et forvaltningsværktøj, der på baggrund af standardiserede og kvantitative metoder skal kunne anvendes til at dokumentere at: Den vedvarende økologiske funktionalitet af et yngle- og rasteområde for udvalgte bilag IV arter i habitatdirektivet opretholdes på samme niveau efter et projekt er udført som før projektet blev udført (dvs. at artikel 12 i habitatdirektivet efterleves). Bevaringsstatus for udvalgte arter i habitatdirektivets bilag II i bestemte Natura 2000 områder ikke forringes. Der i videst muligt omfang er taget hensyn til bl.a. naturen med dens bestand af vilde dyr samt deres levesteder (dvs. at Naturbeskyttelseslovens 20 tilgodeses). Projektet løber fra oktober 2009 september 2012. Biologi Spidssnudet frø, hvis økologi i centrale henseender ligner stor vandsalamanders, yngler i lavvandede vådområder, men tilbringer i øvrigt det meste af året i terrestrisk habitat. De nyforvandlede frøer tilbringer de første år i levesteder i umiddelbar nærhed af klækningsvandhullet. Spidssnudet frøs naturlige levested er typisk fragmenteret. Både yngle- og fourageringsområder ligger ofte som spredte pletter i en landskabsmatrix af overvejende dårlig kvalitet (set fra en frøs perspektiv). Dette medfører at de sæsonbetingede vandringer i stort omfang vil bestå af kortere eller længere strækninger gennem uegnet habitat (fig. 1). Endvidere kan størrelsen og placeringen af ynglevandhuller variere fra år til år. Hermed skabes en form for metabestandsdynamik, og når et områdes økologiske funktionalitet skal vurderes, er det derfor afgørende, at kunne evaluere en bestands muligheder for dels at finde egnet fourageringshabitat og dels at kolonisere / rekolonisere potentielle ynglevandhuller. 22

Figur 4.1. En bestand af spidssnudet frø kan beskrives vha. metabestandsdynamik. Øer af egnet habitat ligger i en mere eller mindre uegnet landskabsmatrix. Bestanden opretholdes ved gentagne kolonisationer / rekolonisationer af yngle- og fourageringsområder Model Modellen er først og fremmest baseret på et rasterbaseret GIS-kort over et udvalgt undersøgelsesområde. Til hver raster-celle er knyttet informationer om habitattype, habitatkvalitet, højde (topografi) eller andre informationer relevante for modellen. Herudover anvendes et informationslag med oplysninger om position, størrelse, kvalitet og antal frøer for yngleområderne (fig. 2A). Det er i modellen muligt, at angive generelle bestandsparametre som udvandringssandsynlighed, spredningsafstand samt aldersbetinget fekunditet (frugtbarhed) og overlevelse. Det centrale i modellen er landskabets konnektivitet, dvs. sandsynligheden for at der sker udveksling af individer mellem delbestande og mellem yngle- og fourageringshabitat. Alle yngleområder vil teoretisk set være forbundet med hinanden i et netværk (fig.1). Sandsynligheden for at et mobilt individ kan finde frem til et nyt yngleområde og overleve rejsen, vil dog afhænge af faktorer såsom målområdets afstand fra og position i forhold til donorområdet, målområdets størrelse, samt kvaliteten af det mellemliggende habitat. Dette kan modelleres vha. individbaseret modellering. Herved simuleres individers bevægelse i landskabet. Simuleringen baseres på overlevelsesraten i de forskellige habitattyper samt nogle få adfærdsregler, der relaterer sig til hvordan frøer orienterer sig og bevæger sig i forskellige habitattyper (fig. 2B). Ud fra simuleringerne er det muligt at beregne sandsynligheden for, at et yngleområde modtager individer fra områdets øvrige yngleområder. 23

Figur 4.2. A. Modellens basis er et GIS-kort samt information om yngleområder her markeret med cirkler. Røde cirkler angiver besatte yngleområder, sorte er tomme. B. Ved at indbygge simple adfærdsregler kan individers bevægelse i landskabet simuleres og indtegnes på kortet. A B Som et samlet konnektivitetsmål beregnes Hanski s Metabestandskapacitet [1-4]. Dette udtryk kan betragtes som et gennemsnit af samtlige yngleområders konnektivitet med alle øvrige yngleområder. Metabestandskapaciteten er således et konnektivitetsmål, der inkorporerer både landskabets kvalitet, størrelsen på yngle- og fourageringsområderne samt landskabet rumlige struktur. Modellen opererer både med demografisk og miljømæssige stokasticitet og giver, udover beregning af Metabestandskapaciteten, også mulighed for at simulere metabestandens udvikling over tid. Her indgår konnektiviteten i beregningen af indvandringsraten for de enkelte yngleområder. Den populationsbaserede simulering producerer output som bestandens størrelse over tid, antallet af delbestande og ekstinktionsrisiko (risiko for udryddelse) (fig. 3). Figur 4.3. Den populationsbaserede modellering giver mulighed for simulering af bestandsstørrelsens udvikling over tid, antallet af delbestande og ekstinktionsrisiko 24

Analyser For et givet landskabsscenarie beregner modellen metabestandskapaciteten samt simulerer metabestandens udvikling over tid. Lokale værdier for konnektivitet kan anvendes til at identificere områder som er vigtige for selve metabestandsdynamikken, og den individbaserede modellering kan lokalisere områder med barriereeffekt og/eller hvor der er behov for afværgeforanstaltninger. Ved at opbygge, analysere og sammenligne alternative landskabsscenarier kan modellen anvendes som et strategisk værktøj til evaluering af disse alternativer. I en planlægningsfase vil det således være muligt at undersøge effekten af alternative indsatsplaner og udvælger den mest hensigtsmæssige. Ligeledes vil allerede iværksatte naturplaner kunne evalueres ved at analysere før/nu scenarier. Endelig vil et områdes aktuelle status kunne evalueres ved at sammenligne med en passende nul model. Modelværktøjet vil være fleksibelt og brugervenligt, således at nye områder og scenarier let kan indlæses og analyseres. Modellen kan bruges til at analysere data på enhver rumlig skala og vil principielt kun være afhængig af den opløsning, de anvendte GIS-data har. Alle parametre, der anvendes i modellen, kan ændres af brugeren, således at modellen let kan omstilles til andre arter. 25

5. Hvordan vurderer man kvaliteten af et levested? - Principper for udvikling og anvendelse af prediktive modeller til forudsigelse af habitaters kvalitet for specifikke arter Af Peter Sunde, Morten Elmeros, Thomas Bregnballe Danmarks Miljøundersøgelser, Århus Universitet Afdeling for Vildtbiologi og Biodiversitet, Kalø, Grenåvej 14, 8410 Rønde Dette kapitel, skitserer de principielle overvejelser og metodiske tilgange som forfatterne, tilknyttet Danmarks Miljøundersøgelser (DMU) mener, bør lægge til grund i forbindelse med udviklingen af modelværktøjer til vurdering af levesteders kvalitet for specifikke arter. Hvor betingelserne for at levestedsvurdere de artsgrupper som er behandlet af DMU-medarbejdere og indgår i denne rapport, skal dette kapitel tjene som opsummering af de generelle principper, efter hvilket denne type spørgsmål kan (og efter vores mening bør) gribes an. De angivne forslag bygger på den blandt forskere alment accepterede tilgang til, hvilke retningslinjer evidensbaseret forvaltning bør foregå efter for at opnå det bedste resultat i forhold til de investerede ressourcer 3. Inden for de seneste 10 år er der sket store metodiske fremskrift inden for analytiske tilgange til, hvorledes man ud fra omgivelsesparametre forudsiger ( predikterer ) givne områders potentielle egnethed som levesteder for specifikke arter. Princippet med at man ud fra et sæt forklarende variable ( prediktorvariable ) i kvantitative termer forudsiger en parameterværdi for en statistisk relateret variabel (responsvariabel) kaldes i den engelsksprogede litteratur ofte for Predictive Modelling (PM), og Habitat Suitability Analysis (HSA), når konceptet anvendes til forudsigelse af levesteders (habitaters) potentielle egnethed for specifikke arter. Begreberne modellering og analyse vil efterfølgende blive brugt synonymt med statistisk modellering og statistisk analyse, dvs. den metodiske tilgang hvor en given forudsigelse om et habitats kvalitet er baseret på en statistisk sammenhæng beskrevet for en tidligere stikprøve. Tilsvarende vil begrebet HS-model blive brugt som synonym for en habitat suitability model. Grunden til at vi i det følgende næsten alene plæderer for anvendelse af statistisk modellering som analytisk tilgang, i modsætning til f.eks. individ-baserede simuleringsmodeller (som man kan kalde smarte, procesorienterede modeller), skyldes det praktiske hensyn, at statistiskbaserede modeller (som dybest set kun laver dumme fremskrivninger ud fra et tidligere observeret mønster), metodisk er langt hurtigere at udvikle, kan baseres på simple datatyper, for brugeren er langt lettere at anvende (det hele kan ligge i et regneark) og endeligt er relativt overkommelige at validere på uafhængige data. 3 for mere uddybende læsning af principielle metodiske tilgange eller specifikke analytiske metoder kan anbefales følgende generelle referencer: Conroy M. J. & Carroll J. P. 2009. Quantitative Conservation of Vertebrates, Wiley- Blackwell, London eller Manly, B.J.F., McDonald, L.L., Thomas, D.L., McDonald, T.L. & Erickson, W.P. 2002. Resource selection by animals: statistical design and analysis of field studies (2nd edition). Kluwer Academic Publishers, London 26

I det følgende tager vi udgangspunkt i, at for at værktøjer til vurderinger af specifikke arters levesteders (habitaters) kvalitet skal være operationelle for naturforvaltere, skal følgende krav til en vurderingsmodel alle være opfyldt: Dets forudsigelse for levestedets kvalitets skal være objektivt og troværdig ( ramme plet ), Dets resultater skal kunne danne udgangspunkt for praktiske tiltag, Det skal kunne anvendes af personale uden særlig ekspert baggrund, Det skal være omkostningseffektivt. I det følgende har vi adresseret tre hovedaspekter, som vi mener, bør være klart defineret inden et givet modelværktøj forsøges udviklet: 1) Hvilke præmisser ligger til grund for udviklingen af værktøjet (hvad er målet?) 2) Hvilke principper bør ligge til grund for den tekniske udvikling af værktøjet? 3) Hvilken samarbejdsproces mellem rekvirent (forvalter) og modeludvikler (leverandør) er nødvendig for at udvikle en model af ønsket kvalitet? I de følgende er disse punkter behandlet i hvert sit afsnit: 1) Præmisser for udvikling af et givet modelværktøj Som man råber i skoven får man svar. Visdommen i dette ordsprog, gælder også for udviklingen af modelværktøjer. For at et modelredskab skal kunne være anvendeligt, bør man derfor gøre sig helt klart, hvad det er for et grundspørgsmål, man vil have svar på. Hvad svaret skal bestå af, og hvad svaret skal bruges til. I forbindelse med udviklingen af modelsystemer til forudsigelse af levesteders kvalitet, bør man som rekvirent allerførst gøre sig klart, hvilket formål man har tænkt sig at bruge modellens svar til, hvordan man vil definere levestedskvalitet, dernæst hvilken rumlig skala man ønsker kvalitetsparameteren at blive relateret til. Hvilket formål skal modellen tjene? Et centralt spørgsmål i forbindelse med udvikling af HS-modeller vil være hvad man har tænkt sig at bruge resultatet til. HS-modeller kan principielt bruges til mindst fire forskellige formål: (I) (II) (III) (IV) At blive klogere på artens habitatkrav (dvs. forskning), Som screeningsværktøj til at identificere mulige bestandsforekomster i hidtil ikkeundersøgte områder eller til at estimere bestandes størrelse ud fra habitatparametre (hvor mange par hvepsevåger tilsiger landskabet, at vi har i Danmark?), Som analyseredskab for opnåelse af ressourceeffektive forvaltningstiltag (hvordan kan man mest effektivt øge bestandsstørrelsen fra 40 til 60 individer?), samt eventuelt Som overordnet evalueringsredskab for rapportering af naturparametres tilstand. 27

Hvilke formål modellen skal tjene, er relevant at vide før modellen udvikles, af hensyn til en optimal afvejning af de ressourcer, som skal investeres i forbindelse med modeludvikling og datagrundlag. Set i relation til de svar man ønsker. Til formål (I) og (III) vil man måske kræve en højere grad af biologisk specifikke parametre, for at forstå systemet eller ændre på specifikke forhold som vil bedre de parametre, som er i fokus. Derimod vil man til formål (II) og (IV) typisk være tilfreds med, at kunne forudsige den biologiske responsparameter ud fra proxier, dvs. variable som ikke i sig selv er biologisk vigtige, men som fordi de er kraftigt statistisk koblet til bestemte biologiske betydende parametre, kan de bruges som en nem og billig substitut for disse. Hvad forstår vi med levesteders kvalitet? Kvalitet er et relativt begreb, som ikke giver mening uden at blive defineret nærmere i form af målbare parametre. I en populationsbiologisk sammenhæng vil kvalitet kunne defineres som faktorer, der har indflydelse på bestandens størrelse eller mulighed for at overleve over tid. Dvs. at jo højere kvalitet et levested har, jo større bidrag giver det til bestandens opretholdelse. Et givet levested vil enten kunne udgøre det samlede levegrundlag for en isoleret population eller udgøre en mindre del af en større (meta)population afhængig af arten. For at give mening i populationsbiologisk forstand må en forvaltningsmålsætning for en levestedstilstand derfor tage udgangspunkt i, hvilket bestandsbidrag der ønskes af levestedet. Dette kan kun opgøres i form af populationsbiologisk specifikke parametre, som relaterer sig direkte til bestandens status. Sådanne biologisk specifikke parametre, som kan måles direkte eller estimeres ud fra levestedets tilstand, kunne være fordeling og antal individer: Forekomst/eller fravær, antal individer [N] eller tæthed af individer [N/areal]) eller demografiske parametre f.eks. ynglesucces, overlevelsesrate, nettoreproduktion af rekrutter eller lokal bestandsvækstrate. Afhængig af metodik og analyse tilgang kan alle disse parametre måles eller estimeres i form af en estimeret middelværdi med en statistisk usikkerhed. Det er således tale om absolutte, objektive parametre som direkte relaterer sig til forskellige aspekter af bestandsstatus. I hvilken grad den målte/estimerede biologiske parameterværdi derefter vurderes som værende tilfredsstillende i forhold til en forvaltningsmæssig målsætning for områdets tilstand (dvs. den administrative kvalitetsparameter), vil til syvende og sidst være en relativ parameter, som vil afhænge af det forvaltningsmæssige ambitionsniveau. Hvis en lokalitet ud fra miljøparametre vurderes at kunne understøtte en stabil men isoleret bestand på 85 chokolade frøer, vil dette være tilfredsstillende i forhold til en forvaltningsmålsætning om at 40 individer er nok til at sikre gunstig bevaringsstatus, men utilfredsstillende hvis målsætningen er 400 individer, som vil sikre en bedre prognose mod at uddø. Da biologiske parametre er absolutte (kan relateres direkte til sandsynligheden for at bestanden overlever), anbefaler vi, at det også er disse parametre, som er responsvariable, i de modeller som udvikles til vurdering af tilstand. Hvilken forvaltningsmæssig scoring, der ønskes, kan justeres i forhold til den forvaltningsmæssige målsætning, der måtte gælde. Den biologiske parameter er den nødvendige mellemregning uden hvilket den forvaltningsmæssige parameter nemt vil komme til at blive frit svævende uden biologisk forankring (Fig. 5.1). Relevante biologiske parametre vil variere fra art til art i forhold til det forvaltningsmæssige spørgsmål, som der ønskes svar på. Overordnet vil parametre for fordeling og antal af lav mobile arter med mere eller mindre stabile bestande (holdt i skak af bestandsbegrænsende faktorer i deres miljø) være relevante kvalitetsparametre. For høj mobile arter og for arter med bestande som vokser eller falder, vil de demografiske parametre ofte være bedre indikatorer for, hvor vigtigt et givet område måtte være for den pågældende bestand. For en lang række høj mobile arter såsom 28

fugle og pattedyr, især de territoriale, gør det forhold sig gældende, at nogle få højproduktive områder er ansvarlig for den overvejende del af bestandens ungeproduktion, og disse områder er dermed uforholdsmæssigt vigtige for bestandens opretholdelse, uden at dette afsløres ud fra forskelle i bestandstæthed (source-sink populationer). Et velkendt eksempel på dette er den danske bestand af knopsvaner. De danske ternekolonier kan meget vel følge samme mønster (se kapitel om terner). 1.0 Forvaltningsmæssigt kvalitetskriterium A B C D E Værst (0) Bedst (1) Biologisk responsparameter 0.9 0.8 0.7 0.6 0.5 0.4 0.3 0.2 0.1 0.0 0.0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 0.7 0.8 Målt habitatparameter Værst (0) Bedst (1) E D C B A Forvaltningsmæssig vurdering af et levesteds tilstand Figur 5.1. Den principielle forskel på en biologisk responsparameter (i dette tilfælde sandsynlighed for forekomst af damflagermus i Jylland i forhold til det procentvise vanddække inden for 500 m; se kapitel om flagermus) og to hypotetiske forvaltningsmæssige kvalitetsskalaer defineret ud fra den biologiske responsparameter. I dette eksempel har man fra forvaltningsmæssig side valgt at inddele et levesteds vurderede kvalitet ud fra forventede sandsynligheder for konstateret forekomst ud fra den registrerede habitatparameter (A: > 80 % sandsynlighed for forekomst, B: 50-79 %, C: 30-49 %, D: 15-29 % og E: < 15 % sandsynlighed for forekomst). Den biologiske responsparameter er objektiv, absolut og kvantitativ (en værdi på ratioskala, som kan relateres til tætheder og bestandsstørrelser), hvorimod den forvaltningsmæssige kvalitetsparameter er subjektiv (og i det omfang den inddeles i tilstandskategorier på ordinalskala også kvalitativ), og den vil derfor kun give biologisk mening, i det omfang den er defineret ud fra en biologisk parameter. Hvilken rumlig skala skal analysen relateres til? Da forskellige arter bruger landskabet på forskellig rumlig skala, og valget af rumlig skala for vurdering af naturtilstandsparametre vil være betydende for hvilken parameterværdi, som kommer ud af analysen, må et ethvert naturtilstandsvurderingssystem eksplicit adressere hvilken skala analysen relaterer til. Valg af rumlig skala skal forstås i to betydninger: den biologiske rumlige skala og den rumlige skala som en given analyse skal forholde sig til (registreringsmæssige skala). I biologisk forstand er det af central betydning at vurdere, om den vurderede levestedsenhed skal danne levegrundlag for en hel population (f.eks. et vandhul eller vandhulskompleks med padder), eller bidrage som en del af levegrundlaget for en større population (hvis der er tale om en høj mobil art med én samlet ynglebestand for et større geografisk område, som i visse tilfælde kan dække flere 29

kontinenter: f.eks. når det drejer sig om hedehøg, hvepsevåge, mosehornugle, sort stork, gråsæl etc.). I det første tilfælde vil det absolutte antal individer være af biologisk/forvaltningsmæssig interesse for en vurdering af levestedets kvalitet, da det vurderede område alene skal kunne oppebære en bestand. I det sidste tilfælde må en vurdering af om levestedets tilstand er tilfredsstillende, bero på hvor stort et bidrag (antal individer, antal rekrutter) det pågældende område ønskes at udgøre for den samlede bestand. I et sådan tilfælde kan et områdes biologiske bidrag til en større bestand kunne parametriseres (givet data findes) i form af en estimeres bæreevne eller nettovækstrate etc., hvorimod en vurdering af om den estimerede værdi er tilfredsstillende, alene beror på en streg i sandet defineret ud fra en forvaltningsmæssig målsætning. I forbindelse med en praktisk registrering af et levesteds karakteristika med henblik på at estimere dets kvalitet (hvordan det nu end måtte være defineret), gør det forhold sig gældende, at et områdes bestandsmæssige værdi (f.eks. antal individer eller produktion af unger) alt andet lige vil være proportionalt med dets areal (se fig. 5.2). Den mest simple måde at håndtere dette tekniske problem på vil være at benytte en fikseret skala til registreringerne, hvilket sikrer en ensartet skala. Afhængig af art kan dette være kvadrater eller transekter af en nærmere defineret udstrækning. For vidstrakte områder, som skal vurderes, vil man alt efter ressourcesituation og formål enten kunne dække området med kvadratiske registreringsfelter eller udlægge et passende antal som stikprøver. I situationer hvor det vil give mere praktisk og forvaltningsmæssig mening at registrere hele arealer af varierende geografisk udstrækning (paddevandhuller, fugleholme etc.), er det nødvendig at de relevante ressourceparametres absolutte tilgængelighed registreres (f.eks. antal kvadratmeter med x ressourcer og y vandstand), og ikke deres relative tilgængelighed (procentvis dække af arealer med x ressourcer og y vandstand), med mindre der særlig grund til at vide at den pågældende art er afhængig af relative frem for absolutte ressourcer. På grund af disse forhold er det af central vigtighed, at de data som miljøcentrene registrerer på miljøparametre (og arters respons til disse) er skalaspecifikke og helst skalafaste! 30

Figur 5.2. Betydningen af geografisk skala for resultatet af en levestedsvurderingsanalyse (det konkrete eksempel vises fordelingen af musvågereder). Hvis antallet af musvågereder (biologisk responsparameter) opgøres i forhold til et fast defineret areal (her: kvadrater) vil antallet af estimerede reder opgøres i forhold til den samme registreringsindsats (her: 1 km 2 ), hvormed man samtidigt har et estimat af bestandstætheden. Hvis antallet af reder derimod opgøres for områder af forskellig geografisk udstrækning (blå polygoner), må antallet af estimerede reder nødvendigvis også modelleres som en funktion af det estimerede areal, hvilket komplicerer de bagvedliggende beregninger og øger risikoen for skalaspecifikke fejlkilder. 2) Grundlæggende tekniske principper for udvikling og anvendelse af modelværktøjer Enhver model bygger på viden. Jo højere niveau af viden man har, jo større sikkerhed i forudsigelserne vil man potentielt kunne opnå. I forbindelse med udvikling og anvendelse af HSmodeller må man skelne mellem to forskellige typer viden: (i) generel viden om systemet (arten: hvilke krav stiller den til føde og redested, hvad begrænser normalt dens bestande osv.) og (ii) specifik (databaseret) viden om dets habitatkrav i relation til den specifikke analyse man ønsker at udføre i forhold til levesteder (valg af variable, skala osv.) (fig. 5.3). Uden konkrete data vil en prediktiv model være gætværk, uden viden om hvilke faktorer som begrænser bestanden, vil det kunne være vanskeligt at tolke om en modelforudsigelse fanger op på en biologisk relevant problemstilling eller blot afspejler et statistisk artefakt. Som eksempel på den første situation kan nævnes hvepsevågen, hvor vi har god generel viden men pt. ingen data at lave en analyse på (se kapitel om hvepsevågen), som eksempel på det sidste kan nævnes damflagermusen (se kapitel om flagermus), hvor vi ud fra data kan forudsige en forskel i forekomst ud fra generelle landskabsvariable 31