1. No category

Veileder for kartlegging,
verdisetting og forvaltning av
naturtyper på land og i
ferskvann
Utkast til faktaark 2015 – Kulturmark
Versjon 7. august 2015
Innhold
Slåttemark 3
Naturbeitemark 14
Kystlynghei 21
Boreal hei 31
Hagemark 41
Lauveng 52
Høstningsskog 63
Beiteskog 74
Store gamle trær 87
2
Slåttemark
Ellen Svalheim. Oppdatert 29 november 2014.
Definisjon
Beskrivelse:
Med slåttemark menes åpen eller svært spredt tresatt semi-naturlig eng med vegetasjon som er betinget
av tradisjonell slått, og som fortsatt bærer preg av dette. Slåttemark forekommer både i innmark og
utmark. Kantsoner betinget av slått er inkludert i typen.
Teknisk definisjon:
Slåttemark inngår i T*36 Semi-naturlig eng (tidligere T4 Kulturmark i NiN1,0) med grunnleggende
hevdform slått (Y1) og er her delt inn etter kalkinnhold (KA), hevdintensitet (HI) og uttørkingsfare
(UF).
Tabell 1. Parametere som viser inngangsverdiene til- og som definerer naturtypen slåttemark.
Parameter
Krav
Kommentar
Kalkinnhold
(KA)
(2)3-5
Der fattige slåttemarker også inneholder trua og
sjeldne arter (eks solblom, hvitkurle mm) bør de
kartlegges, men trivielle finnskjeggryer eller
tilsvarende fattige slåttemarker skal ikke kartlegges
Hevdintensitet
trinn 3 – til og med trinn 5
Jf. NiN 2.0: Trinn 3 – svært ekstensiv hevd til og
med trinn 5- ekstensiv hevd med svake spor etter
intensiv hevd
Uttørkingsfare
(UF)
1-2A, 2B-3
Jf. NiN 2.0: Trinn 1=frisk, 2=moderat frisk,
2A=relativt frisk, 2B=moderat tørkeutsatt,
3=tørkeutsatt
Tresjikttetthet
(TT)
1-2
1=trær mangler, 2=enkeltstående, ustyva trær på
åpen mark der arealandel innenfor kroneperiferien
<2,5 %
(HI)
Hvorfor naturtypen er viktig
Naturtypen slåttemark er truet i Norge og har status som utvalgt naturtype etter forskrift hjemlet i
naturmangfoldlloven. I Norsk rødliste for naturtyper 2011 har naturtypen slåttemark (=slåtteeng) med
alle grunntyper fått truethetskategori sterkt truet (EN). I 2009 fikk naturtypen slåttemark egen
handlingsplan (Direktoratet for naturforvaltning 2009). Naturtypen kan ha et høyt antall rødlistearter,
særlig blant sopp, insekter og karplanter. Ut fra erfaringstall med oppfølging av handlingsplan for
slåttemark antar en at det kun finnes om lag 12-15 000 dekar med artsrik slåttemark i verdiklassene Aog B i Norge (Svalheim 2012).
Slåtteeng trues først og fremst fordi slått av semi-naturlig slåtteeng har opphørt som driftsform i
dagens landbruk. De fleste lokalitetene trues derfor av opphør av drift med påfølgende gjengroing.
Også skogplanting, utbygging, oppdyrking, gjødsling, tidligere slåttetidspunkt, beite som skjøtsel i
stedet for slått og andre faktorer truer gjenværende slåtteenger.
3
Utbredelse
Slåttemark finnes i hele landet; i alle bioklimatiske soner fra boreonemoral (BN) sone til lavalpin sone
(LA), og i alle seksjoner fra sterkt oseanisk seksjon (O3) til svakt kontinental seksjon (C1). Tidligere
utgjorde særlig utmarks- og skrapslåtter svært store arealer her til lands, og rester av slåttemarksflora
finnes i dag derfor i alle fylker. Dalfører der det er opprettholdt mer ekstensiv landbruksdrift med
husdyrhold og grasproduksjon utgjør gjerne kjerneområder, for eksempel i store deler av Oppland,
Buskerud og Telemark, på Agder og Vestlandet (der spesielt Møre og Romsdal er et meget viktig
slåttemarksfylke) og i indre deler av Trøndelag. I lavereliggende og intensivt drevne områder på
Østlandet, Trøndelag og på Jæren finnes det lite slåttemark. De seinere årenes kartlegging i Troms og
Finnmark viser at det også finnes noen viktige slåttemarker her.
Naturfaglig beskrivelse
Slåttemarkene er ofte overflateryddet, men ikke oppdyrket (pløyd) eller tilsådd i seinere tid, og ikke
gjødslet eller sprøytet på moderne vis. Slått er og har vært viktigste hevdform, og utføres seint, det vil
si etter at majoriteten av planter har blomstret og satt frø. Slåttemarkene blir eller ble gjerne høstbeitet
og dels også vårbeitet. Slåttemarkene er formet av mer eller mindre kontinuerlig ekstensiv bruk
gjennom lang tid, ofte hundrer av år.
Slåttenga er gjerne artsrik, med stedegne urter, gras og halvgras som fordeler seg jevnt utover. Det er
vanlig med lyselskende, konkurransesvake og tråkkømfintlige arter, samt arter med lavt vekstpunkt
som raskt evner å vokse til etter slått.
Kulturmarker som semi-naturlige slåtte- og naturbeitemarker er av de mest varierte habitattyper vi har
i Norge og det er vanskelig å gi en inndeling som gjenspeiler de mange gradientene som finnes. De
viktigste lokale komplekse miljøvariablene (LKM) i henhold til NiN 2.0 for semi-naturlig mark er
kalkinnhold (KA), hevdintensitet (HI) og uttørkingsfare (UF). I slåttemark er variasjonsbredden langs
økoklinen kalkinnhold gjerne mellom KA 2 t.o.m. 5. Slått på de fattigste områdene ble i liten grad
praktisert, da produksjonen i feltsjiktet her var minimal. Derfor har baserike enger med et større
artsmangfold av urter ofte blitt prioritert for slått. I fattige grunnfjellsområder på Sørlandet og
gneisområdene på Vestlandet er slått imidlertid også utført på areal med lavere mineralnæringsstatus,
tilsvarende finnskjeggryer (KA 1-2). Der fattige slåttemarker også inneholder trua og sjeldne arter (for
eksempel solblom og hvitkurle) bør de kartlegges, men trivielle finnskjeggryer eller lignende skal ikke
kartlegges. Ut fra produktivitet har slått i størst grad blitt gjennomført på frisk mark. På moderat
tørkeutsatt mark forekommer slåttearealer ofte som små, grunnlendte, konvekse partier i mosaikk med
frisk eng. Slått er i liten grad gjennomført på svært tørkeutsatt mark, i tilfelle kun hvert annet til tredje
år.
Kantsoner: Kulturmarkskanter er generelt mangelfullt utredet hva gjelder artsinventar og variasjon. Og
ikke minst kan det være vanskelig å vite hvilken skjøtsel som har formet de ulike typene. Det kan
finnes kulturavhengige kanter som kan karakteriseres som slåttemarkskant eller beitemarkskant, samt
kanter som kun trengs å ryddes eller brennes. For å rette opp denne kunnskapsmangelen vil det i
framtidig kartlegging være viktig å ha fokus på kantenes funksjon, artsinventar og hevdhistorie.
Kantene opptrer gjerne som belter mellom ulike typer kulturmarkseng og knauser, skog eller vei og
annen konstruert mark. Kanter kan ha større eller mindre innslag av busker og trær, spesielt gjelder
dette beitekantene og de som fra tid til annen ryddes. Artssammensetningen varierer regionalt og
lokalt, ikke minst fordi de omfatter betydelig variasjon langs flere lokale komplekse miljøvariablene
(LKM) for eksempel KA, UF, HF, HI og VM.
4
Kantsonene kan inneholde både skyggetålende arter (fagerklokke, skogkløver, kratthumleblom,
konvallarter), skogsarter (lyng, marimjeller) og engarter fra åpen semi-naturlig mark. Videre har
gjerne sentrale slåtteengflater med noe jorddybde tidligere blitt jordbearbeidet og gjødslet, slik at
slåttemarkskantene er de mest artsrike delene av ei slåtteeng i dag. Ikke sjelden er det i
slåttemarkskantene at en finner flest kravfulle arter.
Fordi kantene ofte utgjør lange og smale arealer, og dermed har vært uegnet som beiter, er disse
stripene mange steder blitt slått. Der kantene ikke ble slått som en del av slåttemarka ble slåtten gjerne
utført seint i sesongen (august-oktober), etter at en var ferdig med slåtten på engene. Seintblomstrende
arter kan derfor vokse i slike kanter.
Delnaturtyper
Slåttemark deles inn i syv delnaturtyper etter de viktigste lokale komplekse miljøvariablene (LKM)
som nevnt over (kalkinnhold , KA, hevdintensitet HI og uttørkingsfare UF). Delnaturtypene består av
delvis sammenslåtte NiN grunntyper. I enkelte områder er slått også utført på så fattig mark (for
eksempel indre dalstrøk på Agder). Der slike utforminger finnes bør de kartlegges. Våteng er i NiN
versjon 2 utskilt som egen hovedtype og plassert under våtmarkssystemer (V). Den er inkludert her
som delnaturtype 7 slåttevåteng, uten inndeling etter kalkinnhold.
1. Fattig slåttetørreng: Omfatter slåttemark på svært kalkfattig til intermediær næringsrik mark
på tørrere grunn, KA 1-3 og UF 2B-3. De fleste steder er slått ikke utført regelmessig på de
fattigste marktypene som finnskjeggryer.
2. Rik slåttetørreng: Dette er slåttemark på kalkrik til svært kalkrik mark og på tørr grunn med
KA 4-5 og UF 2B-3.
3. Fattig slåtteeng: Slåttemark på fattig (KA 1-3) og frisk til relativt frisk mark (UF 1-2A).
4. Rik slåtteeng: Slåttemark på rik (KA 4-5) og frisk til relativt mark (UF 1-2A).
5. Fattig slåttefukteng: Sesongfuktige og/eller kildepåvirkete slåtteenger (VM x-x, KI x-x) på
fattig til intermediær mark (KA 1-3).
6. Rik slåttefukteng: Sesongfuktige og/eller kildepåvirkete slåtteenger (VM x-x, KI x-x) på rik
mark (KA 4-5).
7. Slåttevåteng, slått på våt mark på kalkfattig til svært kalkrik grunn (KA 1-5) tilsvarer NiN
slåttevåteng (T4-9-1 i NiN 1.0).
8. Fattig slåttemarkskant (KA 1-3) som slås eller har blitt slått. Fattig slåttemarkskant er en
mangelfullt utredet type. Typiske arter i fattige til intermediære kantmarker på Østlandet er
skjermsveve, beitesveve, stivsveve, stormarimjelle, skogkløver, fagerklokke og hvitmaure
(Norderhaug et al 1999). Også andre nøysomme arter som engkvein, gullris og skoggråurt kan
forekomme. Noen engarter, som firkantperikum, hvitmaure, skjermsveve, jordnøtt og
vestlandsvikke (NT), har sine største forekomster i engkanter. I Vest-Agder finnes en spesiell
utforming som er dominert av den sterkt sørlige arten firtann.
9. Rik slåttemarkskant (KA 4-5) som slås eller har blitt slått. Rik slåttemarkskant er også en
mangelfullt utredet type, spesielt med hensyn til hvilken hevdform som har utviklet de ulike
typene. Artsrikdommen er ofte høy, og flere av artene som inngår er gjerne lyselskende og
tørketålende, noen er også varmekjære. Rike kanter kan ofte ha et stort innslag av tørketålende
og lyskrevende arter som rundbelg, blåklokke, stormaure, gulmaure, rødknapp, prestekrage,
engtjæreblom, dunkjempe, filtkongslys, mørkkongslys og dunhavre. På Sørøstlandet finnes
kanter med blant annet dunhavre, trådrapp, oksetunge, hundetunge, fagerklokke, nesleklokke,
engknoppurt, fagerknoppurt, dragehode (VU), harekløver og gullkløver. I Gudbrandsdalen (og
andre steder på indre Østlandet) kan gul gåseblom være et iøynefallende innslag sammen med
andre varmekjære arter som fagerknoppurt, oksetunge, engtjæreblom og sprikepiggfrø
(Fremstad & Moen 2001). Nord-Norge (og opp mot fjellet i Sør-Norge) øker innslaget i
kalkrike kulturmarkskanter av mer eller mindre kravfulle fjellplanter som setermjelt, reinmjelt,
fjellskrinneblom, blåmjelt og skredrublom
5
Avgrensning mot andre naturtyper
Mot naturbeitemark (NiN T4 trinn 2). Slåttemark og beitemark skiller seg vanligvis fra hverandre ved
at slåttemarka er mer urterik og har jevnere feltsjikt og vanligvis mindre stein. Dessuten inneholder
slåttemark oftest færre ettårige arter og færre arter som beitedyr unngår (Norderhaug et al. 1999). Men
slåttemark og beitemark kan være vanskelig å skille fra hverandre, siden de ofte rommer mange av de
samme artene som engkvein Agrostis capillaris, bleikstarr Carex pallescens, blåklokke Campanula
rotundifolia, ryllik Achillea millefolium, gulaks Anthoxanthum odoratum og harerug Bistorta vivipara.
I tillegg skjøttes i dag mange tidligere slåttemarker ved beiting slik at slåttemarksfloraen gradvis
erstattes av arter som er typiske for beitemark og videre at den jevne slåttemarksstrukturen byttes ut
med beitemarkas tuete og flekkvise fordeling av arter. Det er imidlertid viktig å skille typene fordi
slåttemarker må skjøttes med slått hvis floraen (og resten av slåttemarksøkosystemet) skal
opprettholdes over tid.
Følgende generelle forskjeller kan være til hjelp for å skille slåtte- og beitemark fra hverandre:
• Slåttemarkene er ofte mer artsrike og i tillegg mer urtedominerte enn beitemarkene, som er
mer preget av graminider.
• Slåttemarkene har artene jevnt fordelt, mens beitemarkene er mosaikkartet pga. ujevnt
beitetrykk, vraket vegetasjon rundt gjødselruker, omfordeling av næringsstoffer forårsaket av
beitedyrene og forekomst av busker (særlig einer og rosebusker).
• I beitemark kan giftige, tornete, seige og usmakelige arter som dyrene unngår, for eksempel
engsoleie Ranunculus acris, einstape Pteridium aquilinum og myrtistel Cirsium palustre bli
sterkt dominerende.
• Forekomst av nitrofile arter som krypsoleie Ranunculus repens og stornesle Urtica dioica er
også vanlig i beitemark, men ikke i ugjødsla slåttemark.
• I tillegg inneholder beitemark gjerne flekker med ettårige arter som tunrapp Poa annua og
tråkktolerante arter som groblad Plantago major, som ikke er vanlig i slåttemarka.
• Blåkoll Prunella vulgaris, jonsokkoll Ajuga pyramidalis, hvitkløver Trifolium repens,
setergråurt (Omalotheca norvegica), skoggråurt (Omalotheca sylvatica), følblom Leontodon
autumnalis, kattefot Antennaria dioica, soleihov Caltha palustris, smårapp Poa pratensis ssp.
subcaerulea, knegras Danthonia decumbens, finnskjegg Nardus stricta og sauesvingel
Festuca ovina er ytterligere eksempler på arter som er vanligere i beitemark enn i slåttemark.
• Tråkkømfintlige arter, for eksempel mange orkideer, solblom Arnica montana (VU) og
flekkgrisøre Hypochaeris maculata, er til gjengjeld vanligere i slåttemark. Andre eksempler på
arter som er vanligere i slåttemark enn i beitemark er hanekam Lychnis flos-cuculi, jåblom
Parnassia palustris, ballblom Trollius europaeus, storengkall Rhinanthus angustifolius,
småengkall R. minor, prestekrage Leucanthemum vulgare, rødkløver Trifolium pratense og
hjertegras Briza media.
Mot åker (T45) og oppdyrket eng (T 41/T 44): Oppdyrket eng (eller kultureng) med moderat
dyrkingsintensitet har gjerne spor etter gjødsling og er ofte pløyd eller rydda i overflaten.
Artssammensetningen preges av nitrogenelskende og innsådde arter. De lettest synlige kjennetegn på
kunstmarkseng til forskjell fra kulturmark som slåttemark er:
• forekomsten av åkerreiner (i kunstmarksområder som er i ferd med å gro igjen, er åkerreiner,
dvs. plogskjær, ofte lettest synlig nær kanten),
• forekomsten av tidligere innsådde arter slik som engreverumpe Alopecurus pratensis, timotei
Phleum pratense, engsvingel Festuca pratensis, raigras Lolium sp. og
• forekomsten av arter som indikerer at enga tidligere har vært gjødsla eks dominans av et
mindre antall grasarter som hundegras Dactylis glomerata, rødsvingel Festuca rubra, ellers
dominans av et mindre antall urter slik som hvitkløver Trifolium repens, krypsoleie
Ranunculus repens og stormaure Galium mollugo ssp. erectum. Åker og kunstmarkseng har
ofte et djupt jordsmonn som holder godt på fuktigheten.
6
Fulldyrket eng som får bli ”gammeleng”, det vil si som ikke har vært pløyd opp eller tilsådd på lang
tid, men som fortsatt beites eller slås, får etter hvert et stadig større innslag av ville engarter – særlig
hvis enga ikke lenger gjødsles eller gjødsles lite. Innsådde arter vil da avta i dominans, og arter som
timotei og raigras vil kunne forsvinne helt. Totalt sett øker engas artsrikdom over tid. Det kan
imidlertid ta flere generasjoner før en slik eng blir like artsrik som en tilsvarende eng som ikke har
vært pløyd. Artsrike ”gammelenger” som ligger nært opp mot artsrike slåttemarker eller
slåttemarkskanter bør vurderes å registreres som slåttemark eller annen kulturmark, da de vil utgjøre
viktig restaureringsareal for tilgrensende naturtypelokaliteter.
Mot kystlynghei og boreal hei: Kulturmarkseng som slåttemark domineres av gras og urter, mens
heipreget natur (kystlynghei og boreal hei) domineres av lyngarter, først og fremst røsslyng Calluna
vulgaris, men også klokkelyng (Erica tetralix), purpurlyng (E. cinerea), krekling (Empetrum nigrum),
dvergbjørk Betula nana og stedvis mjølbær (Arctostaphylos uva-ursi), tyttebær (Vaccinium vitisidaea) og blokkebær V. uliginosum.
Mot slåttemyr. Slåttemyrer skiller seg fra slåttemarker ved at de er myrer med torvdannelse.
Hevdintensiteten (HI) på slåttemyrer er gjerne noe lavere enn på slåttemark og tilsvarer ofte trinn 2-3.
Mot lauveng: Lauvenger er tresatte slåttemarker med styvingstrær eller stubbelauva trær. Slåttemark
kan og inneholde enkelttrær (TT 2), da fortrinnsvis ikke styva eller stubbelauva. Lauveng skilles og
fra slåttemark med en gjennomgående større tetthet av trær tilsvarende tresjikt-tetthet (TT) 2-4. Der
trinn 2, er åpen mark med enkelttrær (kronedekning <2,5 %), og 4 er åpen mark som er nær ved å
tilfredsstille skogsdefinisjonen, med arealandel innenfor kroneperiferien på mellom 5–10 %.
Lauveng er inkludert under slåttemark som utvalgt naturtype.
Mot hagemark og beiteskog: Hagemark og beiteskog er tresatte beitepregede arealer og har
beitepåvirket vegetasjon (se over).
Mot åpen grunnlendt mark; En antar at åpen rik mark og kalkmark er i mindre grad hevdavhengig, i
de fleste tilfellene vil skjøtsel i form av kratt- og trerydding med noen års mellomrom være
tilstrekkelig for å opprettholde kvalitetene. Tidligere påvirkning i form av ekstensiv slått og beite kan
ha satt preg på flora og fauna, men naturmarkas grunnleggende egenskaper er i stor grad beholdt.
Påvirkning/bruk
Positiv bruk:
Slått: Jevnlig slått fjerner organisk materiale i feltsjiktet. En unngår da opphopning av dødt organisk
materiale, og får knapphet på nitrogen og fosfor. Dette er sentralt for et stort mangfold av blant annet
konkurransesvake arter i både slåttemarker og naturbeitemarker. Slåtteengskanter ble ofte slått på
samme tidspunkt som slåtteenga, mens mer langsgående kantsoner mot dyrka mark ble gjerne slått til
sist og på et seinere tidspunkt (august-oktober).
Beite: På samme måte som slått vil beiting fjerne organisk materiale og vil gi noe av samme effekt
som nevnt over. Noe næring tilføres imidlertid tilbake via dyrenes gjødsel. Dessuten forårsaker
dyretråkk at grasmatta blir perforert, noe som gjør det lettere for frø å spire. Det poengteres at skjøtsel
av slåttemark ved kun beiting vil aldri være så bra skjøtselsalternativ som slått. Etterbeiting (eventuelt
også vårbeiting) av slåttemark er derimot mange steder et viktig og avgjørende skjøtselstiltak. Her
betyr type beitedyr, beiteperiode og beitetrykk veldig mye for ivaretakelsen av slåttemarka.
Siden kantene ofte er langsmale areal i landskapet er de lite egna til inngjerding og beiting. Imidlertid
ble en del kanter beita seint i sesongen, da dyra ble sluppet fritt over store deler av innmarksarealene.
Sein beiting kan derfor være positivt for en del kantsamfunn.
7
Negativ bruk:
Opphør av slått og eventuelt beite: Ved opphør av slått og beite favoriseres høyvokste arter, mens de
lavvokste går tilbake. Etter hvert vandrer busker og trær inn (Norderhaug et al 1999).
Ensretting av skjøtsel: De seinere årene har det foregått en ensretting av skjøtselen av slåtteengene,
med kun sein slått i midten av juli og ikke etterbeiting. Dette kan føre til endringer i artsinventaret og
at naturverdiene forringes på sikt. Det er viktig å påpeke at tidligere skjøtsel av slåtteenger har vært
langt mer variert enn kun en slått midt på sommeren slik det gjerne praktiseres nå. Denne ensrettingen
skyldes gjerne opphør av drift og fravær av beitedyr. Tradisjonelt strakk slåtten seg over et lengre
tidsrom og ulike teiger i et område ble slått til ulik tid. I tillegg ble det praktisert tallrike
kombinasjoner av vår- høstbeite, ulike dyreslag og beiteintensitet.
Intensivering: I motsatt fall vil for høyt beitetrykk etter slått (og eventuelt under vårbeite), samt skifte
til andre typer beitedyr kunne påføre uopprettelige tråkkskader på slåttemarka og slitasje på
styvingstrær. Tunge kjøttferaser, høylandsfe, travhester, geiter mv. kan skade både stammer, greiner
og røtter og tråkke opp feltsjiktet (Norderhaug et al 1999).
Gjødsling dreier artssammensetningen i feltsjiktet over til et fåtall nitrofile arter, mens nøysomme
naturengarter går tilbake eller forsvinner helt (Emanuelsson & Johansson 1987, Norderhaug et al
1999). Omfanget avhenger sterkt av mengde tilført gjødsel, men også type, der gylle gir størst endring,
fullgjødsel og nitrogenrik gjødsel middels sterk, og fast husdyrgjødsel har svakest effekt
(Emanuelsson & Johansson 1987, Norderhaug et al 1999). Sterk gjødsling gir irreversible endringer.
Særlig en del beitemarksopp krever svært langvarig hevd av åpne, ugjødslede og ikke jordbearbeidete
enger (Jordal 1997). Undersøkelser konkluderer med at beitemarkssopp er følsomme for gjødsling,
særlig for fosfor (Nitare 1988, Hallingbäck 1994), og at de har lav toleranse for bløtgjødsel og
kunstgjødsel, men synes å ha noe større toleranse for fast husdyrgjødsel ifølge Arnolds (1981).
Inngrep i form av for eksempel nedbygging vil ødelegge eller fjerne slåttemarkslokaliteten.
Verdisetting
Slåtteenger i hevd eller som innen kort tid tilbake ble holdt i hevd med tradisjonell slått og eventuelt
beite er meget sjeldne og utgjør et lite areal. Inngangsverdien settes derfor lavt. Det er viktig at
slåtteenger ute av hevd eller som de siste tiårene kun har blitt beitet vurderes og eventuelt verdisettes
der det er grunnlag for restaurering ved gjenopptatt ekstensiv drift. Viktige parametere for verdisetting
av slåtteenger er tilstanden til enga uttrykt gjennom gjengroingsgrad GG. Videre er nyere tids
påvirkning og bruk uttrykt gjennom aktuell bruksform (BF) og bruksintensitet (BI) vesentlig ved
verdisettingen. Det samme er grad av typevariasjon innen lokaliteten samt artsmangfold og i hvilken
landskapsøkologisk sammenheng slåttemarka forekommer.
Viktige parametere for verdisetting
Størrelse: Siden slåttemark forekommer fragmentert og er redusert, settes krav til størrelse lavt. Dette
gjelder både fattige og rikere typer.
Typevariasjon: Desto større variasjon mht. fuktighet, næringsstatus, jordforhold og lokalklimatiske
forhold innen lokaliteten desto høyere vekt. Her benyttes NiN-grunntyper for semi-naturlig eng slik
som variasjonen mht kalkinnhold (KA 1-5), uttørkingsfare (UF 1-4), kildevannspåvirkning (KI 1-5) og
ulike kombinasjoner mellom disse. Fuktenger er underrepresentert og der de forekommer bør
restaureringspotensiale telle sterkt med i verdivurderingen.
8
Artsmangfold: Artsmangfoldet i slåttemark vurderes etter antall tyngdepunktarter for semi-naturlig
eng (se egen liste) samt antall rødlistearter. Det er også viktig å vurdere potensialet for rødlistearter, da
slåtteenger kan være verdifulle lokaliteter for beitemarksopp og forekomsten av disse varierer fra år til
år.
Tilstand: Det er lite slåttemark igjen, og det som finnes er ofte i en dårlig tilstand og forekommer
fragmentert i landskapet. Alle lokaliteter med slåttemark av verdi A- B er utvalgt. Siden slåttemark
med alle grunnundertyper er sterkt truet, bør en vurdere å gi høy vekt til alle slåttemarker i hevd, eller
som inntil nylig har vært i hevd. Middels til lav vekt gis til lokaliteter i forfall eller endret bruk, eks
skjøttet ved beiting i de seinere år. Tilstanden til slåttemarka anses som viktig i verdisettingen, og
uttrykkes gjennom parameterne gjengroingsgrad (GG). Restaureringspotensialet til ei slåttemark kan
være vanskelig å vurdere, og avhenger både av type eng, hvor lenge siden slått opphørte og ev. hva
slags skjøtsel som har vært gjennomført siden opphør. Tørrenger kan ha vært uten skjøtsel i mange tiår
(over 30 år) og fortsatt inneholde slåttefavoriserende arter, mens fuktenger gror raskere igjen og
domineres av få gjengroingsarter. Det har imidlertid vist seg at fuktenger kan ha et godt
restaureringspotensiale selv om de til eksempel er dominert av mjødurt, takrør eller lignende. Dette
viser bl.a. i restaureringsprosjekter som er igangsatt på gjengrodde strandenger (Svalheim 2011).
Restaureringspotensialet bør vurderes i forhold gjengroingsgrad, der GG-4 sein
gjenvekstsuksesjonsfase anses som restaurerbar. Imidlertid bør den samsvare med forekomst av noen
tyngdepunktsarter for semi-naturlig eng (se artsliste).
Påvirkning: Lokaliteter med kontinuitet i hevd bør vektes høyt (se også definisjon). Nåværende bruk
(NiN aktuell bruksform, BF) på ei slåttemark skal være slått og med eventuelt etter- eller høstbeite.
Intensiteten av den (aktuell bruksintensitet, BI) skal i snitt ligge mellom BI 3 svært ekstensiv hevd og
BI- 5 ekstensiv hevd med svake spor etter intensiv hevd. Eng med god tilstand har artene jevnt fordelt,
er gjerne lavvokst med dominans av graminider, urter og andre lyskrevende arter (se Naturfaglig
beskrivelse)og har få tegn på forfall med forekomst av dominans av nitrofile arter og oppslag av
busker og lauvoppslag.
Det finnes fortsatt mye naturbeitemark i Norge, slåttemark derimot er langt sjeldnere. Det er derfor
viktig å kartlegge også de slåtteengene som beites og som ikke har slåttemarks-strukturen intakt per i
dag, men som har et godt restaureringspotensiale ved at de har forekomster av slåttefavoriserte arter.
Disse lokalitetene kan ev. gis en lavere verdi, og så justeres opp om noen år når slått er blitt
gjeninnført og slåttestrukturen er på vei tilbake.
Landskapsøkologi: For slåttemark er lokalitetens landskapsøkologiske plassering viktig. Lokalitetene
vil vanligvis forekomme som avgrensede enheter, men kan ligge i komplekse, tradisjonelt drevne
gårdslandskap der artsrike kanter, naturbeitemarker, lauvenger og annen kulturmark er med på å
forsterke verdiene. Dette fordi det finnes en del felles engarter med nevnte miljøer. I tillegg kommer
arter som både trenger semi-naturlige engmiljøer og gamle trær eller trevirke i ulike deler av sin
livssyklus, samt arter som generelt krever varierte, artsrike og halvåpne landskap. En del insekter
søker som voksne til blomster for næring, men krever i andre stadier gamle og gjerne hule trær.
Nærhet til kantvegetasjon samt også tørre sandrike miljøer vil være gunstig for et stort antall insekter.
Spesialiserte lav (og moser) på steinblokker og lave berg kan være avhengig av åpne trefrie landskap
med enger. Mange møkklevende insekter er avhengig av både regelmessig tilgang på husdyrmøkk og
tørre, sand- og solrike enger.
Mindre viktige parametere for verdisetting
Andre tilstandsøkokliner som er viktige å vurdere er eventuelle innslag av fremmede arter (FA).
Lokaliteter uten innslag av problemarter og fremmede arter kan vurderes og vektes opp i tilfelle der en
er i tvil om verdisetting. Det samme gjelder inngrep i form av nedbygging, samt eutrofieringsgrad,
som begge er negative faktorer som vil eventuelt trekke ned verdien til lokaliteten.
9
Tabell 2. Verdisettingsmatrise med hovedvekt på biomangfoldverdiene knyttet opp mot feltsjiktet og
det landskapsøkologiske aspektet.
Parameter
Størrelse
Typevariasjon
Lav vekt
0,1 til 0,5 daa
1 grunntype i NiN
Middels vekt
0,5 til 1 daa
2 grunntyper i NiN, eller
restaurerbar fukteng
Høy vekt
Over 1 daa
3 eller flere grunntyper,
eller 1 grunntype pluss
innslag av (restaurerbar)
fukteng
Rødlisteart: 1NT/DD-art
Rødlisteart: 2 -3 NT/DD-arter,
Rødlisteart: ≥4 NT/DD
Artsmangfold
eller forekomst av 1 VU-art
arter, eller 2 eller flere
og/eller
VU-arter, eller forekmst.
og/eller
av 1 EN- eller CR-art
og/eller
Tyngdepunktarter:
Tyngdepunktarter:
Tyngdepunktarter:
Baserik eng: 15-19 arter
20-29 arter
30 arter eller flere
Fattig eng: 10-14 arter
15-19 arter
20 arter eller flere
Noe gjengroing (GG-2-3)
Lite gjengroingspreg (GG2) og/ I bruk (GG1) og/eller
Tilstand
og/ eller lav til middels
eller åpen mark med svært lav
åpen mark uten trær eller
tresjikttetthet (TT-3-4)
tresjikt-tetthet (TT1-3)
med ustyva enkelttrær
(TT-1-2)
Opphør av bruk for mer enn For intensiv bruk:
I aktiv bruk med med sein
Påvirkning
40 år siden, dvs BI 1 og BI Bruksintensitet BI 5, eller:
slått ev. og beite i snitt BI
2
Opphør av slått for mellom 10 til 4 (moderat ekstensiv
Med spredte forekomster av 40 år siden, men blitt beita i
bruk), eller
slåttefavoriserte arter og
nyere tid, men gode forekomster < 10 år siden tradisjonell
derfor et visst
av slåttefavoriserte arter som
slått opphørte og i relativt
restaureringspotensiale.
gjør at potensialet for
god tilstand.
restaurering er godt.
Gjerne høstbeite.
< enn 1 km fra nærmeste
< enn 0,5 km fra
Landskapsøkologi 5 – 1 km fra nærmeste
verdifull kulturmark, og i
verdifull kulturmark, og
nærmeste verdifull
områder med aktivt
forekomst av nettverk av
kulturmark, og grønt,
husdyrhold (dvs dyr som
kantvegetasjon (korridorer),
kulturbetinga nettverk
kan etterbeite slåttemarka) åkerholmer (steppingstones) og utgjør > 10 % av
andre natursystemkomponenter omkringliggende areal /
som muliggjør artsspredning
og eller inneholder 2 til 3
kulturelementer viktige
for biomangfoldet1
Lokalt viktig - C: Inngangsvekt oppnådd på størrelse, tilstand og artsmangfold, eller på størrelse,
påvirkning og artsmangfold.
Viktig - B: Middels vekt oppnådd på tilstand eller påvirkning, samt minst 2 andre parametere. Eller lav
vekt på tilstand eller påvirkning og høy vekt på artsmangfold. Forekomst av fuktenger i forfall, men
med restaureringspotensiale, gis middels-verdi.
Svært viktig - A: Høy vekt på tilstand eller påvirkning og minst 2 andre parametere, eller middels vekt
på tilstand eller påvirkning og høy vekt på artsmangfold.
1
kulturelementer viktige for biomangfoldet: slik som gamle steinsettinger (murer veier), gamle åpne brønner,
steingjerder, rydningsrøyser, gamle tømmervegger, annet gammelt og ubehandla treverk
10
Skjøtsel og hensyn
Slått må gjennomføres til tradisjonelt slåttetidspunkt som gjerne var seint (sjelden før midten av juli)
etter at majoriteten av artene har blomstret og satt frø. Slått bør skje manuelt eller med lett motorisert
redskap og med skjærende utstyr. Høyet bør tørke på bakken før det rakes sammen og fjernes.
Slåtteenger kan, og i mange tilfeller bør, etterbeites. Også vårbeite kan være aktuelt, men ikke for
orkiderike eller tydelig vårblomstrende utforminger. Brenning kan i enkelte tilfeller inngå som
restaureringstiltak. Kanskje i første rekke egnet for kantsoner og små åkerholmer i områder med svakt
oseanisk til mer kontinentalt klima. Kanter med seintblomstrende arter bør slås seint (august-oktober),
og kanter med arter som tåler årlig slått dårlig (for eksempel dragehode) bør få tilpasset skjøtsel, for
eksempel rydding og slått med noen års mellomrom.
Det er viktig å forsøke å opprettholde variasjonsbredden i slåttemarkskjøtselen og det oppfordres
derfor til så langt det lar seg gjøre å følge opp tradisjonell skjøtsel ved skjøtsel og restaurering av
slåttemarker. For mer utdypende skjøtselsråd se bl.a. Norderhaug et al 1999.
• Slått/slåttetidspunkt: Slått gjennomføres seint etter at de fleste av artene har blomstret og satt
frø. Det er viktig å følge lokalt tradisjonelt slåttetidspunkt. Slått bør skje manuelt eller med lett
motorisert redskap og med skjærende utstyr. Høyet bør tørke på bakken eller hesjes før det
rakes sammen og fjernes.
• Vår- og høstbeite: Slåtteenger kan, og i mange tilfeller bør, etterbeites. Også vårbeite kan være
aktuelt, men ikke for orkiderike eller tydelig vårblomstrende utforminger, da beiting i
blomstringa til disse artene kan føre til sterk tilbakegang.
• Beitetrykk: Beitetrykket må tilpasses fôrproduksjonen. Det anbefales middels beitetrykk, med
en periode med sterkere nedbeiting på høsten. God nedbeiting på høsten forhindrer at daugras
blir liggende over og grønngjødsle enga neste vår.
• Beitedyr: Storfe og sau har tradisjonelt ofte beita i slåtteenger. En bør være forsiktig med å
innføre tunge- eller svært aktive typer beitedyr som tråkker i stykker grasmatta, til eksempel
enkelte kjøttferaser og travhester.
• Gjødsling: Kunstgjødsling må ikke forekomme i slåtteenger.
• Fremmede arter: Disse fjernes.
Kunnskapsnivå og viktige kilder
Det er behov for bedre kunnskap om hva ensretting av skjøtselen av slåtteengene gjør med
biomangfoldet på sikt. Hva skjer med artsantall, fordelingen mellom arter, forekomsten av sjeldne og
trua arter osv, når de fleste av engene våre skjøttes kun med en slått i midten av juli og husdyrbeiting
ikke lenger praktiseres? Vi trenger og mer kunnskap om de landskapsøkologiske prosessene, hvordan
nettverket rundt slåttemarkene spiller inn på artsmangfoldet, og hvordan kantsoner, store gamle trær,
kulturelementer mv. er viktige for biomangfoldet .
Litteratur
Direktoratet for naturforvaltning 2009. Handlingsplan for slåttemark.
Emanuelsson, U. 2009. Europeiska kulturlandskap. Hur människan format Europas natur.
Emanuelsson, U. & Johansson, C.E. (red.) 1987. Biotoper i det nordiska kulturlandskapet. Nordiska
ministerrådet, Miljörapport nr 1987:6.
Fremstad, E., 1997. Vegetasjonstyper i Norge. NINA Temahefte 12:1-279
11
Fremstad, E. & Moen, A. 2001. Truete vegetasjonstyper i Norge. Norges teknisk- naturvitenskaplige
universitet. Vitenskapsmuseet. Rapport botanisk serie 2001-4
Hallingbäck, T., 1994: Ekologisk katalog över storsvampar. Databanken för hotade arter.
Naturvårdsverket Rapport nr. 4313. 213 s.
Halvorsen, R, Andersen T, Blom, H.H., Elvebakk, A., Elven, R, Erikstad, L., Gaarder, G., Moen, A.,
Mortensen, P.B., Norderhaug, A., Nygaard, K., Thorsnes, T., Ødegaard, F. 2009. Naturtyper i Norge
(NiN) versjon 1.0.0. – Artsdatabanken, Trondheim.
Ihse, M. & Norderhaug, A. 1995. Biological Values of the Nordic Cultural Landscape: different
perspectives. International Journal of Heritage Studies 1: 156-170.
Jordal, J.B., 1997. Sopp i naturbeitemarker i Norge. En kunnskapsstatus over utbredelse, økologi,
indikatorverdi og trusler i et europeisk perspektiv. Direktoratet for Naturforvaltning, Utredning for DN
nr. 6 - 1997. 112 s. TE 753.
Julin, E. 1948. Vessers udde. Mark och vegetation i en igenväxande löväng vid Bjärka-Säby. Acta
Phytogeographica Suecica 23.
Lindgaard, A. og Henriksen, S. (red.) 2011. Norsk rødliste for naturtyper 2011. Artsdatabanken,
Trondheim.
Losvik, M.H. 1988. Phytosociology and ecology of old hay meadows in Hordaland, western Norway
in relation to management. Vegetatio 78: 157-187.
Norderhaug, A. 1996. Hay meadows: Biodiversity and conservation. Thesis, University of
Gothenburg.
Norderhaug, A. 2001. De gamle slåttemarkene i Svartdal og Hjartdal. – Kultur og historie. Årsskrift
for Seljord Sogelag 2001: 18-28.
Norderhaug, A., Austad, I., Hauge, L., Kvamme, M. (red.): 1999. Skjøtselsboka for kulturlandskap og
gamle norske kulturmarker. Landbruksforlaget, Oslo.
Norderhaug, A., Ihse, M. & Pedersen, O. 2000. Biotope patterns and abundance of meadow plant
species in a Norwegian rural landscape. - Landscape Ecology 15: 201-218.
Norderhaug, A. & Svalheim E. 2009. Faglig grunnlag for handlingsplan for trua naturtype: Slåttemark
i Norge. Bioforsk Rapport Vol. 4 Nr 57 2009.
Nitare, J., 1988a: Jordtungor, en svampgrupp på tilbakagång i naturliga fodermarker. Svensk Bot.
Tidskr. 82:341-368.
Sjörs, H. 1954. Slåtterängar i Grangärde finnmark. Acta Phytogeographica Suecica 34.
Svalheim, E. 2012. Oppfølging av handlingsplan for slåttemark. Midtveisrapport for perioden 2009
t.o.m. 2011.. Bioforsk RAPPORT 7(167):60s.
Svalheim, E. 2011. Strandengene i Søm-Ruakerkilen naturreservat, Grimstad kommune, Aust-Agder.
Oppfølging av igangsatte skjøtselstiltak. Bioforsk rapport 6(151):42.
Visted, K. & Stigum, H. 1971. Vår gamle bondekultur. J.W. Cappelens forlag A.S., Oslo.
12
Figur 1. Artsrik slåtteeng med bl.a. mye brudespore og harerug på Kjølberg i Flesberg. Foto Ellen
Svalheim 25. juni 2013.
13
Naturbeitemark
Harald Bratli. Oppdatert 07. november 2014.
Definisjon
Popularisert beskrivelse
Naturbeitemark er gras- og urtedominert semi-naturlig eng som er betinget av husdyrbeite, eller som
fortsatt bærer tydelig preg av beite. Spredte busker og trær kan inngå.
Teknisk definisjon
Naturbeitemark inngår i T*36 Semi-naturlig eng (tidligere T4 Kulturmark i NiN 1.0), der kalkinnhold
(KA), hevdintensitet (HI) og uttørkingsfare (UF) anses å være de vesentligste lokale komplekse
miljøvariablene. Delnaturtypen beitevåteng inngår i NiN-typen V9 Semi-naturlig våteng. Variabelen
Slåttemarkspreg, trinn 1 (SP=1, uten slåttemarkspreg) karakteriserer beitemark.
Parameter
Krav
Kommentar
Kalkinnhold (KA)
Trinn 1-5
Finnes langs hele variasjonsbredden av den lokale
kompleksmiljøvariabelen kalkinnhold
Hevdintensitet (HI)
Trinn 3-5
Fra svært ekstensiv hevd til ekstensiv hevd med
svake spor etter intensiv hevd
Uttørkingsfare (UF) Trinn 1-3
Friske og tørkeutsatte
Tresjiktstetthet
(TT)
Trinn 1-3
Arealandel innenfor kroneperiferien opp til og med
5%
Gjengroingstilstand
(GG)
Trinn 1-3
Slåttemarkspreg
(SP)
Trinn 1
Uten slåttemarkspreg
Hvorfor er naturtypen viktig
Naturbeitemark er en artsrik naturtype med høy andel habitatspesialister. Naturtypen er vidt utbredt,
men artsrik, ugjødslet beitemark i god hevd er går tilbake som følge av endringer i landbruket.
Gjengroing etter opphør av bruk eller intensivert drift med gjødsling og pløying har redusert arealet.
Typen er også utsatt for nedbygging. På bakgrunn av dette er kulturmarkseng som helhet vurdert som
sårbar (VU) i Norsk rødliste for naturtyper 2011. Naturbeitemark har høy andel rødlistearter i ulike
organismegrupper, særlig karplanter, beitemarksopp og insekter, og de viktigste arealene kan ha høye
konsentrasjoner av rødlistearter (hotspot for rødlistearter). Mange arter har hovedtyngden av sine
forekomster innenfor denne naturtypen.
14
Utbredelse
Naturbeitemark er vidt utbredt over hele Norge fra kysten til innland og i alle biogeografiske soner, fra
boreonemoral til lavalpin sone (BN-LA) og fra sterkt oseanisk til svakt kontinental seksjon (O3-C1). I
dag er typen vanligst i regioner med mye husdyrhold, for eksempel øvre dalstrøk på Østlandet, på
Vestlandet, i Trøndelag og på søndre del av Nordlandskysten.
Naturfaglig beskrivelse
Naturbeitemark er lysåpen grasmark med langvarig hevd i form av husdyrbeite, både sau, geit, storfe
og hest. Utseendemessig karakteriseres typen av lavvokst vegetasjon dominert av urter og gras. Trær
og busker forekommer spredt, til forskjell fra slåttemark der disse mangler. Marka er gjerne mer ujevn
enn i slåttemark. Steiner, grunnlendte partier og bergknauser er også nokså vanlig. Typisk for
beitemark er dominans av beite- og tråkkresistente gras og arter som ikke spises fordi de er giftige,
tornete, smaker vondt eller inneholder mye silikat. Naturbeitemark har få nitrofile arter, men spredt
kan noe næringskrevende og tråkktolerante arter forekomme. Karakteristisk er også forekomst
beitemarksopp om høsten.
Det er stor variasjon i artssammensetningen og miljøforhold i naturbeitemark. Et fellestrekk er at
variasjonen både skyldes økokliner som også er viktige på naturmark, og langvarig hevd.
Naturbeitemark er semi-naturlig enger, oftest oppstått fra skogsmark som gjennom lang tid med
ekstensivt beite har utviklet egenskaper som skiller den fra det natursystemet den ble utviklet fra, uten
at markstruktur, hydrologi eller andre basale egenskaper har blitt vesentlig endret. Beitetrykk,
husdyrslag og tidspunktet for beite er også faktorer av betydning. Tidspunkt på året og varighet av
beitet er også faktorer som påvirker vegetasjonen. Det er viktig med avpasset antall beitedyr, da
overbeite reduserer artsmangfoldet og for lite beite gir gjengroing. Til forskjell fra kulturbeite er
naturbeitemark ikke pløyd og tilsådd, og ikke eller i bare liten grad gjødslet.
Kalkinnhold og jordfuktighet er viktige årsaker til variasjonen i artssammensetningen. Hele
variasjonsbredden langs økoklinen kalkinnhold er representert og det er også stor variasjon i
vannmetning fra veldrenert mark, via fuktmark til våte enger. Karplantemangfoldet er størst i
naturbeitemark på kalkrik grunn i lavlandet, der særlig kalktørrenger har et høyt artsmangfold. Det
samme gjelder tørrbakker i dalstrøk på Østlandet. Viktige naturbeitemarker for sopp ser ut til å følge et
litt annet mønster, da artsrike beiter med høy forekomst av rødlistede sopparter kan forekomme både
på kalkrik og kalkfattig grunn, og gjerne i friskere enger. Lang beitehistorie antas å være gunstig. Det
er stor regional variasjon fra kyst til innland, fra lavland til fjell og fra sør til nord.
Naturbeitemark er en meget artsrik naturtype karakterisert av mange rødlistede arter av insekter,
karplanter og sopp (Bratli et al. 2011, Sverdrup-Thygeson et al. 2011). Av særlig betydning er
naturtypen for beitemarksopp og blant disse er 94 arter rødlistet, først og fremst vokssopp, rødsporer,
jordtunger og køllesopp. Også for en lang rekke karplanter og insekter er naturtypen viktig. Rundt 85
rødlistede karplanter er knyttet til typen. De mest sjeldne finnes bare på et fåtall steder, mens andre er
mer vidt utbredt, men har gått tilbake i lavlandet. Et særpreg i tørr, varm og sandig beitemark er
forekomst av møkkbiller, en artsgruppe som har gått sterkt tilbake i seinere tid (). En rekke insekter og
andre invertebrater er også knyttet til typen, hvorav flere er rødlistede.
Viktige tilstandsvariabler (etter NiN) er gjengroingstilstand (GG), busksjiktstetthet (BT),
tresjiktstetthet (TT), fremmedartsinnslag (FA) og slitasje og slitasjebetinget erosjon (SE). Andre
forhold av betydning kan være eutrofieringstilstand (EU, nitrogendeposisjon, avrenning fra gjødsla
areal), miljøgifter og annen forurensing (MG) og ferdsel med tunge kjøretøy (FK).
Naturbeitemark inngår i forskjellige landskapstyper, fra vidstrakte seterlandskap, småskala
kystlandskap, åpne jordbrukslandsskap og småskala kulturlandskap i dalstrøk- og skogstrøk. Ofte
forekommer typen som små restarealer og kanter i intensivt drevet jordbrukslandskap. Ved kysten
15
veksler beitemark ofte med andre åpne naturtyper i finskala mosaikkartet mønster. I dalstrøk finner en
gjerne artsrik beitemark i kanter mellom fulldyrka mark og hagemark eller skog. Kantsonene har ofte
vært uten hevd over lengre tid, men skal kartlegges som beitemarkskant så lenge de fortsatt har preg
av semi-naturlig eng. Naturbeitemark har ofte innslag av bergknauser og små tresatte partier.
Delnaturtyper
Naturbeitemark består av 7 delnaturtyper basert på deling etter kalkinnhold og uttørkingsfare. Dette
avviker fra NiN versjon 2, der semi-naturlig eng deles etter kalkinnhold og hevdintensitet, dernest etter
uttørkingsfare. Våteng er i NiN versjon 2 utskilt som egen hovedtype og plassert under
våtmarkssystemer (V). Den er inkludert her som delnaturtype 7 beitevåteng, uten inndeling etter
kalkinnhold.
1. Fattig beitetørreng: Omfatter beiteenger på svært kalkfattig til intermediær mark,
kalkinnhold trinn 1-3. Tørkeutsatt (uttørkingsfare trinn 2B-3).
2. Rik beitetørreng: Omfatter beiteenger på kalkrik til svært kalkrik mark, kalkinnhold trinn 45. Tørkeutsatt (uttørkingsfare trinn 2B-3).
3. Fattig beiteeng: Omfatter friske til relativt friske beiteenger på svært kalkfattig til
intermediær mark, kalkinnhold trinn 1-3. Uttørkingsfare frisk til relativt frisk (trinn 1-2A).
4. Rik beiteeng: Omfatter friske til relativt friske beiteenger på kalkrik til svært kalkrik mark,
kalkinnhold trinn 4-5. Uttørkingsfare frisk til relativt frisk (trinn 1-2A).
5. Fattig beitefukteng: Sesongfuktige og/eller kildepåvirkete beiteenger (VM x-x, KI x-x) på
fattig til intermediær mark (KA 1-3).
6. Rik beitefukteng: Sesongfuktige og/eller kildepåvirkete beiteenger (VM x-x, KI x-x) på rik
mark (KA 4-5).
7. Beitevåteng: Våte enger på kalkfattig til svært kalkrik grunn (kalkinnhold trinn 1-5).
8. Fattig beitemarkskant: Omfatter fattige kantsoner med beiteeng. Uttørkingsfare 1-3,
kalkinnhold 1-3.
9. Rik beitemarkskant: Omfatter rike kantsoner med beiteeng. Uttørkingsfare 1-3, kalkinnhold
4-5.
Avgrensing mot andre naturtyper
Naturtypen kan dekke små arealer og derfor settes minstearealet i utgangspunktet lavt. Veiledende
retningslinje er at minsteareal på 0,5 daa, som i Naturtyper i Norge, benyttes.
Slåttemark: Naturbeitemark skilles fra slåttemark etter hevd. Slåttemark er oftest (men beitemark kan
også være) ryddet for stein og inneholder da rydningsrøyser og er jevnere i overflaten enn beitemark.
Slåttemark har gjerne sterkere innslag av urter, større artsrikdom og jevnere fordeling av artene enn i
beitemark. Ofte er tidligere slåttemark nå i bruk som beite, og det er vanlig å bruke slåttemarker til
høst og/eller vårbeite. Mange enger er også i gjengroing. Det kan derfor være vanskelig å avgjøre om
man står overfor en slåtteeng eller beitemark. I tvilstilfeller benyttes beitemark der marka bærer
tydelig preg av beite (tuer, tråkk, stier, forekomst av beitemarksarter). Eksempler på arter som er
relativt mer vanlige i beitemark er bakkemynte Acinos arvensis, rundbelg Anthyllis vulneraria,
bekkeblom Caltha palustris, bergskrinneblom Arabis hirsuta, sauesvingel Festuca ovina, markjordbær
Fragaria vesca, aurikkelsveve Hieracium lactucella, finnskjegg Nardus stricta, blåkoll Prunella
vulgaris, engsoleie Ranunculus acris, føllblom Scorzoneroides autumnalis, hvitkløver Trifolium
repens, legeveronika Veronica officinalis, vårveronika V. verna og stemorsblom Viola tricolor.
Skog. Fra skog skilles typen ved mangel på tresjikt og forekomst av lyngvekster og typiske skogsarter.
Skogsmark har også vanligvis tykkere jordsmonn med høyt organisk innhold. Fra beiteskog skilles
typen etter tresjiktstetthet (beiteskog trinn 5 eller høyere?). Hagemark er kulturmarkseng med tresjikt
bestående av store, gjerne spredtstilte trær, som sikrer tilstrekkelig med lys til enga. Styvingstrær kan
16
forekomme i hagemark. Gjengroende beiter har tettere tresjikt av yngre trær. Det er gradvise
overganger mellom gjengroende beitemark og hagemark eller beitet skog og grensen kan være
vanskelig å trekke. Hagemark brukes der det er forekomster av styvingstrær og gamle trær som tyder
på et langvarig tresjikt.
Oppdyrket mark med preg av semi-naturlig eng. Oppdyrket mark med preg av semi-naturlig eng
(T41 i NiN 2) har spor etter gjødsling og er pløyd eller rydda i overflaten. Artssammensetningen
preges av nitrogenelskende og innsådde arter. Mer intensivt drevne enger som ikke har vært gjødsla på
en stund vil over tid kunne få rikere artsmangfold etter som natureng-arter sprer seg inn i enga.
Åpen grunnlendt mark. Naturbeitemark har mange arter felles med åpen grunnlendt naturmark og det
finnes overgangsformer mot denne naturtypen. Åpen grunnlendt mark har gjerne mer åpen feltsjikt
med bare jordflekker. Kalkrike utforminger har større dominans av arter som for eksempel
blodstorkenebb Geranium sanguineum, krattalant Inula salicina og hjorterot Seseli libanotis og gjerne
innslag av en del busker. Naturbeitemark er avhengig av beite og rydding, mens åpen grunnlendt
kalkmark er naturmark, dvs. mark som ikke er preget av beite (men spredt beite kan forekomme).
Kulturmarkseng er oftest mer grasrik og har høyere frekvens av arter som tåler å bli beitet.
Strandeng, sanddyne, rasmarkeng. Fra beitede strandenger skilles typen ved mangel eller kun spredt
forekomst av salttolerante arter, som fjærekoll Armeria maritima og strandkjempe Plantago maritima.
Typen kan også være vanskelig skille fra grasrik hei og fra enger på sanddyner. I fjellstrøk er
rasmarkseng og snøleier lignende naturmarkstyper som også gjerne beites av dyr som går fritt i
utmark.
Beitemark kan inngå i mosaikk med andre naturtyper. For å sikre en god arrondering av lokalitetene
kan derfor mindre arealer med andre naturtyper inngå. Det er også tillatt å trekke sammen lokaliteter
kun adskilt av små arealer med andre naturtyper for å lage en mer praktisk avgrensing. Særlig vil
nakent kalkberg, både knauser, hellemark og små skrenter inngå i et ofte finskala, repeterende mønster
der typene vanskelig kan skilles ved praktisk kartlegging. Små arealer med grunnlendt naturmark for
eksempel i tilknytning til berg kan innlemmes i beitemarka og angis som mosaikk. Arealandel av
naturtyper skal angis. Usikkerhet i avgrensing mot lignende typer skal angis. Det skal også angis
aktuell bruk og grunnleggende hevd. Der denne ikke sikkert kan fastslås, angis dette.
Påvirkning, bruk
Positive påvirkninger i naturbeitemark er først og fremst beitebruk som opprettholder artsmangfoldet
og rydding av buskas og trær. Ulike husdyrslag beiter på ulikt vis. Sau beiter for eksempel mer
selektivt enn storfe. Sambeite er derfor som regel positivt. Beite er en nødvendig forutsetning for at
naturtypens verdier skal opprettholdes. Beite tilpasset naturgrunnlaget er viktig. For lite beitetrykk
medfører gjengroing, mens for sterkt beite medfører slitasje og tråkkskader.
De viktigste negative påvirkningsfaktorene i naturbeitemark er gjengroing og intensivert bruk.
Tidligere var husdyrhold vanlig over hele landet og typen har gått sterkt tilbake som følge av opphør
av beite med påfølgende gjengroing. I sentrale jordbruksstrøk er omlegging til mer intensiv drift med
gjødsling, sprøyting og oppdyrking til kornproduksjon og kunsteng typisk. I tillegg er typen utsatt for
nedbygging. Tilplanting av gamle beitemarker er også et problem, ved at det (raskt og over større
arealer) reduserer forekomster av naturtypen. Det samme er spredning og etablering av fremmede arter
og andre problemarter, ved at disse fortrenger de typiske beitemarksartene, og over tid bidrar til å
ødelegge forekomster av naturtypen. Tilførsel av nitrogen både fra langtransportert luftforurensing og
fra lokale kilder fører særlig i sørlige deler av landet til eutrofiering.
17
Verdisetting
Verdien til naturtypen er knyttet til hevdtilstand, mangfold (av arter og typer), sjeldenhet og størrelse.
Naturbeitemark med ekstensiv hevd (uten gjødsling, avpasset beitetrykk, ofte flere dyreslag) er en
naturtype i tilbakegang og inngangsverdien settes derfor relativt lavt. Lokaliteter som har vært ute av
bruk en tid kan fortsatt være viktige for det biologiske mangfoldet og disse bør også verdivurderes, der
det er grunnlag for tilbakeføring til artsrik eng ved gjenoptatt ekstensiv drift. Andre forhold av
betydning er påvirkninger (ulike typer inngrep, forurensing), og landskapsøkologiske parametre.
Kulturmarkseng er sårbar (VU) i Rødliste for naturtyper 2011, og bør derfor være en
forvaltningsmessig høyt prioritert naturtype.
Viktige parametere for verdisetting
Størrelse: Naturbeitemark kan dekke store arealer. Små lokaliteter er oftest preget av negative
kanteffekter. Likevel er typen såpass fragmentert og redusert i mange områder av landet at krav til
størrelse ikke bør settes for høyt. Artsantallet og habitatheterogenitet øker med areal, slik at større
lokaliteter gis høyere vekt enn små lokaliteter.
Artsmangfold: Antall kjennetegnende arter (habitatspesialister) beregnes ut fra utarbeidet liste. I
kjennetegnende arter inkluderes også tyngdepunktarter (jf. Fremstad 1997, og NiN), det vil si arter
med klart større forekomst eller som forekommer nesten utelukkende i semi-naturlig eng, enn i andre
naturtyper. Populasjonsstørrelse angis ikke som eget kriterium med kan brukes til å justere verdi.
Begrunnes særskilt.
Rødlistede arter. Lokaliteter med forekomst av rødlistede arter, især arter som hovedsakelig
forekommer i typen, gis høy prioritet. Populasjonsstørrelse angis ikke som eget kriterium med kan
brukes til å justere verdi. Begrunnes særskilt.
Tilstand: Gjengroingstilstand og gjødslingsintensitet er de viktigste tilstandsparameterne.
Påvirkning: Moderat ekstensiv bruk er optimal bruk, med også lokaliteter som er i svært ekstensiv
hevd eller i ekstensiv hevd med svake spor etter intensiv hevd kan være viktige. Fremmede arter,
forurensing og ulike tekniske inngrep er aktuelle parametere.
Mindre viktige parametere for verdisetting
Typevariasjon: Stor variasjon i kalkrikhet og fuktighet gir grunnlag for ulike typer og utforminger og
øker mangfoldet. Grunntyper i NiN versjon 2 legges til grunn.
Sjeldenhet: Sjeldenhet lokalt eller regionalt (svært få forekomster, lite areal) kan gi grunnlag for å
trekke verdien opp hvis man ellers skulle være i tvil.
Landskapsøkologi: Nærhet til andre semi-naturlige enger og del av aktivt jordbrukslandskap er
faktorer som bør telle positivt. Det samme gjelder lokaliteter som ligger i kulturlandskap med lang
kontinuitet, der man også har mistanke om at dette kan gjelde den aktuelle lokaliteten. Kan gi grunnlag
for å trekke verdien opp hvis man ellers skulle være i tvil.
Parameter
Størrelse
Artsmangfold
Rødlistearter
Tilstand
Lav vekt (C)
0,5-1 daa
Minst 15
kjennetegnende arter
NT/DD: 1-2
Middels vekt (B)
1-2 daa
Minst 20
kjennetegnende arter
NT/DD: 3-4, eller VU:
1
Høy vekt (A)
Over 2 daa
Minst 30
kjennetegnende arter
NT/DD: minst 5, eller
VU: minst 2, EN eller
CR: 1
Noe gjengroing GG 2- Lite gjengrodd (GG2). Uten gjengroing
3, unntaksvis GG4.
Kan ha svakt til middels (GG1). I bruk og uten
Med noe spor etter
beitetrykk. Vanligvis
tegn til gjengroing.
gjødsling.
ingen eller kun svake
Passe godt beitetrykk.
spor etter gjødsling.
Ingen eller svært
svake spor etter
gjødsling.
18
Påvirkning
Svært ekstensiv bruk
(BI 3) eller opphørt
bruk (BI 1 og BI 2),
men fortsatt tydelig
preg av semi-naturlig
eng.
Noe påvirket av
tekniske inngrep eller
forurensing. Noe
preget av fremmede
arter.
Svært ekstensiv hevd
(BI 3) eller ekstensiv
hevd med svake spor
etter intensiv hevd (BI
5).
Liten påvirkning fra
tekniske inngrep og
forurensing. I liten grad
preget av fremmede
arter.
Moderat ekstensiv
bruk (BI 4).
Ubetydelig påvirkning
fra tekniske inngrep
og forurensing.
Ubetydelig preget av
fremmede arter.
Lokalt viktig - C: Oppnådd terskelverdi størrelse og tilstand eller påvirkning, samt enten for
artsmangfold eller for rødlistearter. Oppnådd høy verdi på tilstand og påvirkning alene.
Viktig - B: Oppnådd middels vekt på størrelse og tilstand eller påvirkning, samt middels vekt enten for
artsmangfold eller for rødlistearter. Eller lav vekt på størrelse, tilstand eller bruk og høy vekt enten for
artsmangfold eller for rødlistearter.
Svært viktig - A: Oppnådd høy vekt på størrelse og tilstand eller påvirkning, samt høy vekt enten for
artsmangfold eller for rødlistearter.
Råd om skjøtsel og hensyn
Skjøtsel skal opprettholdes, eller igangsettes i lokaliteter som kan restaureres og der det er
dokumentert høye naturverdier. Det bør gjøres en vurdering av hvordan lokaliteten opprinnelig har
vært skjøttet. For lokaliteter som opplagt og relativt nylig har vært slåttemark, og der det vurderes som
mulig å tilbakeføre lokaliteten til slåttemark skal dette anmerkes. I de fleste tilfeller er beiteregime
tilpasset den enkelte lokalitet. Det bør utarbeides planer for skjøtsel i viktige lokaliteter der
grunneier/driver involveres. Typiske tiltak vil være å tilpasse dyreantall, husdyrslag og tidspunkt for
beite avhengig av vegetasjonen på stedet. Både husdyrslag, antall dyr og beitetidspunkt er viktig å
vurdere i beitemark. For eksempel kan det være aktuelt å holde sau unna lokaliteter med sjeldne
orkideer som svartkurle, og det kan være aktuelt å avgrense beiteperioden til vår-forsommer eller høst.
Gjødsling må unngås og manuell rydding av ungskog og kratt foretas etter behov, og slik at marka
holdes åpen. Rydding bør foretas gradvis, da for rask åpning av marka både kan medføre ereosjon i
bratt terreng og åpne opp for uønskede arter. Tilleggsforing bør unngås, da dette både medfører
tråkkskader, oppgjødsling og innførsel av uønskede arter. Saltstein må unngås. Fremmede arter bør
fjernes, og slitasje og andre negative påvirkninger bør begrenses i sårbare lokaliteter. Råd om skjøtsel
finnes i Skjøtselshåndboka (Norderhaug et al. 1999).
Kunnskapsnivå
Kunnskapsgrunnlaget for avgrensing og inndeling av naturbeitemark er rimelig godt og i noen grad
sammenstilt. Det mangler viktig kunnskap om avgrensing mot nabotyper og utbredelse. Videre
mangler det kunnskap om regionale utforminger, hevdens innvirkning under ulike økologiske forhold
og potensialet for restaurering.
19
Litteratur
Anonym xxxx. Faggrunnlag for naturbeitemark og hagemark, med sikte på utvelgelse til utvalgt
naturtype. Upubl. manuskript.
Bratli, H., Jordal, J.B., Stabbetorp, O.E. & Sverdrup-Thygeson, A. 2011. Naturbeitemark – et hotspothabitat. Sluttrapport under ARKO-periode II. – NINA Rapport 714: 1-84.
Jordal, J.B., 1997. Sopp i naturbeitemarker i Norge. – Dir. Naturforv. Utredn. 6: 1-112.
Halvorsen, R, Andersen T, Blom, H.H., Elvebakk, A., Elven, R, Erikstad, L., Gaarder, G., Moen, A.,
Mortensen, P.B., Norderhaug, A., Nygaard, K., Thorsnes, T., Ødegaard, F. 2009. Naturtyper i Norge
(NiN) versjon 1.0.0. – Artsdatabanken, Trondheim.
Lindgaard, A. og Henriksen, S. (red.) 2011. Norsk rødliste for naturtyper 2011. – Artsdatabanken,
Trondheim.
Norderhaug, A., Austad, I., Hauge, L., Kvamme, M. (red.): 1999. Skjøtselsboka for kulturlandskap og
gamle norske kulturmarker. – Landbruksforlaget, Oslo.
Sverdrup-Thygeson, A. & Brandrud, T.E. (red.), Bratli, H., Framstad, E., Jordal, J.B. & Ødegaard, F.
2011. Hotspots – naturtyper med mange truete arter. En gjennomgang av Rødlista for arter 2010 i
forbindelse med ARKO-prosjektet. – NINA Rapport 683. 64 s.
Ødegaard, F., Hanssen, O. & Sverdrup-Thygeson, A. 2011. Dyremøkk – et hotspot-habitat.
Sluttrapport under ARKO-prosjektets periode II. – NINA Rapport 715. 42 s.
20
Kystlynghei
John Bjarne Jordal 27. november 2014
Definisjon
Popularisert beskrivelse
Kystlyngheier er åpne, heipregete og i hovedsak trebare områder dominert av dvergbusker, først og
fremst røsslyng, og med et varierende innhold av gras, halvgras og urter. De er formet gjennom
rydding av kratt og skog og langvarig bruk. Kystlyngheiene har tradisjonelt vært holdt i hevd ved beite
(vanligvis gjennom hele året), regelmessig lyngbrenning og stedvis lyngslått. Naturtypen er
kulturbetinget og knyttet til strøk med oseanisk klima (Kaland & Kvamme 2013).
Teknisk definisjon
Parameter
Krav
Kommentar
Grunnleggende
hevdform 1
Grunnleggende hevdform brenning (Y3 i NiN 1.0)
Grunnleggende
hevdintensitet 1
Grunnleggende hevdintensitet (HI)
3 (svært ekstensiv hevd)
Betyr sviingsregime i samsvar
med tradisjonell bruk av
kystlynghei
Grunnleggende
hevdform 2
Grunnleggende hevdform - beiting
(Y2 i NiN 1.0)
Grunnleggende
hevdintensitet 2
Grunnleggende hevdintensitet (HI)
3(-4) (svært-moderat ekstensiv
hevd)
Tilstand
Aktuell bruksintensitet (BI) 3
(ekstensiv bruk)
Gjengroingstilstand (GG) 1-3 (i
bruk - tidlig
gjenvekstsuksesjonsfase)
Betyr tradisjonell beiteintensitet
for kystlynghei
Betyr en bruk som ligner på den
som opprinnelig formet heiene,
eller som fører til en viss
gjenvekstsuksesjon uten at heiene
er blitt umulig å restaurere.
Andel seminaturlig
eng på fin skala
Under 25 %
Dersom andelen er over 25 %
kartlegges arealet som
naturbeitemark
Størrelse
kalkfattig hei: over 10 dekar
kalkrik hei: over 1 dekar
Kystlyngheier er ofte store.
Minstearealet for kalkrik hei er
valgt ut fra lokale vurderinger i
Nordland.
21
Hvorfor naturtypen er viktig
Kystlyngheiene er en kulturbetinget naturtype knyttet til bestemte, ekstensive bruksregimer som har
vært benyttet på Europas vestkyst i mange tusen år (mer informasjon: Kaland & Kvamme 2013,
Gimingham 1972). Kalkfattige lokaliteter er ofte ikke spesielt artsrike, men har en del karakteristiske
arter, inklusive sjeldne arter og rødlistearter. Kalkrike lokaliteter kan være ganske artsrike. Generelt er
lyngheiene i sterk tilbakegang med gjengroing, tilplanting og andre arealbruksendringer. På europeisk
basis har 80% forsvunnet de siste 100 år. I rødlista for naturtyper er kystlynghei oppført som sterkt
truet i Norge (Lindgaard & Henriksen 2011). Den er (pr. 2014) i prosess med sikte på å bli utvalgt
naturtype. Kystlynghei er en sentral del av det åpne kystlandskapet og utgjør ofte større arealer, særlig
i O3 (sterkt oseanisk vegetasjonsseksjon), nordover også i O2 (klart oseanisk vegetasjonsseksjon). Her
er det ofte en mosaikk på ulik skala som også inneholder andre naturtyper tilhørende myr, havstrand
og naturbeitemark. Landskap med flere av disse typene bidrar til variasjon og høyere artsmangfold.
Våre kystlyngheier er de minst forurensede og mest intakte i hele det europeiske utbredelsesområdet, i
tillegg har vi visse typer som ikke finnes på kontinentet (særlig nord for Stad). Dette gir oss til
sammen et stort forvalteransvar for denne naturtypen (Kaland & Kvamme 2013, Nilsen & Moen
2009).
Utbredelse
I Europa var kystlynghei tidligere utbredt langs hele Atlanterhavskysten fra Portugal og Nord-Spania
nordover til Nord-Norge. Sør for Norge er bare fragmenter igjen i store deler av dette området i dag.
Kystlyngheienes utbredelse i Norge er i hovedsak et 15-40 km bredt belte på kyststrekninga AgderLofoten, og nordgrensa antas foreløpig å ligge i Vestvågøy kommune. Øst for Lindesnes forekommer
kystlyngheier fragmentarisk, bl.a. Kragerø i Telemark og Hvaler i Østfold (Aarrestad et al. 2011,
Kaland & Kvamme 2013). En gjennomgang av den geografiske variasjonen og ulike typer lynghei er
gitt i bl.a. Fremstad et al. (1991), Fremstad (1997) og Kaland & Kvamme (2013). Fattige heityper
finnes i hele utbredelsesområdet. Det samme gjelder de fleste trinn av tørkeutsatthet, fra sterkt
tørkeutsatt til stabilt frisk, men den lite tørkeutsatte røsslyng-bjønnkamheia finnes hovedsakelig i
baklier i Vest- og Midt-Norge. Kalkrike heityper er sjeldne på Sør- og Vestlandet, men er derimot
relativt utbredt bl.a. på Nordlandskysten.
Naturfaglig beskrivelse
Kystlyngheiene er formet av en grunnleggende hevd med sviing med noen års mellomrom, og beiting
gjennom hele eller store deler av året. Sviing fjerner gammel lyng og fornyer beitet som da i en
periode blir mer grasrikt før lyngen igjen regenererer. Ved å brenne 5-10% av heia hvert år oppstår en
syklus på grovt 15 år (vanlig på Vestlandet) hvor ulike deler av heia har ulike suksesjonsstadier, som
til sammen gir et godt beite til dyra til ulike perioder gjennom hele året (Fremstad et al. 1991, Kaland
& Kvamme 2013, Prøsch-Danielsen & Simonsen 2000, Vandvik et al. 2005). Tradisjonell drift gir
dermed en variert vegetasjonsstruktur. Frøbanken i jorda er en viktig faktor i regenerering etter sviing
(Måren & Vandvik 2009). Lyngheiene har et torvjordlag som kan variere i tykkelse, fra meget tynt og
opptil 30 cm.
Viktige kilder til variasjon (lokale komplekse miljøvariabler) er særlig kalkinnhold (KA) og
uttørkingsfare (UF), mens vannmetting av marka (VM) antas å være en relevant tilleggsvariabel (NiN
2.0 framlegg 2). Berggrunn med avvikende kjemisk sammensetning (BK, først og fremst BK-2
ultramafisk, dvs. olivin) kan være viktig for mangfoldet i enkelte sjeldne tilfeller. For verdisetting
anses dessuten tilstand som veldig viktig. Relevante tilstandsparametre er bl.a. følgende som beskriver
22
tilstand i forhold til bruk: aktuell bruksintensitet (BI), aktuell bruksform (BF), gjengroingstilstand
(GG) og tresjikttetthet (TT). Andre forhold av betydning er eutrofieringstilstand (EU) og
fremmedartsinnslag (FA). Kystlyngheiene påvirkes betydelig av regional variasjon i bl.a.
sommertemperatur, vintertemperatur og nedbør, og drifta av lyngheiene har variert regionalt (Kaland
& Kvamme 2013, Velle 2012, Nilsen & Moen 2009).
Artsmangfoldet viser en betydelig regional variasjon. Typisk i Sør-Rogaland er klokkesøte (VU) og
blodtopp, mens fjellplanter er sjeldne. Fra Rogaland til Sunnmøre finnes purpurlyng (NT) i de mest
vintermilde delene av (ytter-)kysten (biogeografisk region BN/O3t). I denne regionen finnes også arter
som hinnebregne, vestlandsvikke, heistarr, fagerperikum, heifrytle og heiblåfjær. En spesiell art er
brannmose Leptodontium flexifolium (EN) som i Norge bare er kjent fra brent kystlynghei på
Vestlandet (Aarrestad & Vandvik 1997). Av rødlistearter ellers kan nevnes planteartene heitepperot
(VU) og trollnype (EN), reinlavarten Cladonia peziziformis (EN), sommerfuglene grått lyngheifly
Aporophyla lueneburgensis (NT), heibladmåler Chlorissa viridata (VU), røsslyngmåler Dyscia
fagaria (EN) og kysthumle Bombus muscorum (NT). Hubro (EN) hadde tidligere en større utbredelse,
men har i dag de viktigste restbestandene først og fremst i kystlynghei. Andre fuglearter med viktige
bestander i kystlynghei er svartstrupe (NT), bergirisk (NT), sanglerke (VU), storspove (NT), tyvjo
(NT) og havørn (Skartveit 2009). Nord for Stad forsvinner artene som stiller strengest krav til milde
vintre, mens fjellplanter som dvergbjørk, rypebær og stivstarr kommer til. I Trøndelag forsvinner
stadig flere oseaniske arter, mens fjellplanter, heigråmose, lavarter og torvmoser blir stadig vanligere. I
kalklynghei på Nordlandskysten kommer flere kalkkrevende fjellplanter til, som f.eks. fjellnøkleblom
(NT, endemisk i Skandinavia), rødsildre og reinrose. Mot nordgrensa for kystlynghei avtar
dominansen av røsslyng (men den kan ha en god frøbank), og krekling kommer gradvis mer inn, noe
som kan ha å gjøre med et tidligere opphør av tradisjonen med sviing, og at sviing også tradisjonelt
kan ha foregått sjeldnere enn lenger sør. Røsslyng stimuleres av brenning, mens krekling tåler
brenning dårlig, men krekling har også evnen til å undertrykke andre arter (Kaland & Kvamme 2013).
Totalt i rødlistebasen 2010 finnes 68 arter hvor kystlynghei er angitt som habitat, blant disse er det en
del insekter (www.artsdatabanken.no). En del av artene har primærhabitat i lyngrike skoger, sandmark
eller berg. Hvis det finnes naturbeitemarkspregete flekker i heia (noe som er ganske vanlig i hei som er
i god hevd) vil en rekke arter tilhørende denne naturtypen komme inn, både karplanter, beitemarksopp
og virvelløse dyr. Rødlistearter i grasflekker i lynghei er f.eks. solblom Arnica montana (VU), rød
honningvokssopp Hygrocybe splendidissima (VU) og gul slimvokssopp Hygrocybe vitellina (VU).
Delnaturtyper
Tidligere utforminger (mye basert på Fremstad 1997) var D0701 tørr lynghei, D0702 tørr gras-urterik
hei, D0703 fuktig lynghei, D0704 røsslyng-bjønnkamhei, D0705 kystfjellhei og D0706 purpurlynghei.
I NiN 2.0 baseres inndelinga på kalkinnhold (KA) og uttørkingsfare (UF, ny for inndeling av lynghei),
mens betydninga av vannmetning (VM, to aktuelle trinn: veldrenert og fuktig) er mer usikker og tonet
ned. NiN deler de to første i tre trinn, slik at det blir ni grunntyper. Her velger vi foreløpig å dele de to
første miljøvariablene i to trinn. KA 1-2 (svært-middels kalkfattig) betegnes som kalkfattig (eller bare
fattig), KA 3-5 (intermediær, middels-svært kalkrik) betegnes som intermediær-kalkrik (eller bare rik).
UF 1-2 (frisk-relativt frisk) betegnes som lite tørkeutsatt (eller bare fukthei) og UF 3-4 (moderatmeget tørkeutsatt) betegnes som tørkeutsatt (eller bare tørrhei). Vi får da følgende delnaturtyper:
1) Fattig fukthei
Dette er den vanligste typen kystlynghei med KA=1-2 og UF=1-2. Den tilsvarer delvis tidligere
D0703 fuktig lynghei – fattig type, inkludert lyngfattige fuktheier i Sør-Rogaland. Den tidligere
D0704 røsslyng-bjønnkamhei er minst tørkeutsatt (UF=1) og også hører hit.
2) Fattig tørrhei
23
Denne typen (KA=1-2, UF=3-4) tilsvarer delvis tidligere D0701 tørr lynghei – fattige
utforminger. Den kan være røsslyngdominert, men melbærdominerte heier, heier med purpurlyng
(tidligere D0706) og typer med mye heigråmose og reinlavarter hører også hit.
3) Rik fukthei
Denne typen (KA=3-5, UF=1-2) tilsvarer delvis tidligere D0703 fuktig lynghei (kalkrik type).
4) Rik tørrhei
Denne typen (KA=3-5, UF=3-4) tilsvarer delvis tidligere D0701 tørr lynghei (kalkrik type), og
D0702 tørr gras-urterik hei, eventuelt med purpurlyng på Vestlandet (tidligere D0706)
I tillegg inkluderes en sjelden utforming på olivin:
5) Olivinhei
Typen er særlig karakterisert av miljøvariabelen BK: berggrunn med avvikende kjemisk
sammensetning, trinn BK-2 ultramafisk (olivin), som gir høy pH. Den har oppstikkende
bergknauser med tørketilpasset vegetasjon (UF=3-4), og forsenkninger med lavere uttørkingsfare
(UF=1-2) og arter som krever høy pH og frisk/fuktig mark, som enghumleblom, jåblom,
dvergjamne, engstarr, tvebostarr, loppestarr, myrsnelle, myrsauløk, småsivaks, svarttopp,
bjørnebrodd og fjelltistel. Fuktig olivinhei har dermed likhetstrekk med rikmyr, som også kan
forekomme. Bergsprekkene har spesielle arter som brunburkne (EN), grønnburkne, blankburkne,
og grunnlendte berg har også andre arter som knoppsmåarve, strandsmelle, bakkesøte og rundbelg
(Jordal 2004). Mangfoldet er likt det som beskrives for delnaturtype olivin- og serpentinmark under
Ultramafisk og kisrik mark. Typen tas med fordi den kan inngå i tradisjonelt drevne kystlyngheilandskap, men med et ganske avvikende mangfold og dekker små arealer.
Grunnen til at man her velger færre delnaturtyper enn grunntyper i NiN, er at kystlyngheier generelt er
store med stor topografisk variasjon og tilhørende stor variasjon i uttørkingsfare. Siden
detaljeringsgraden i beskrivelsen av denne variasjonen har stor innvirkning på arbeidsmengden i
registreringsarbeidet, men mindre innvirkning på verdi, forvaltning og skjøtselsråd, har man valgt et
enklere system. Kalkrike heier har et betydelig annet artsutvalg enn kalkfattige og er dessuten mye
sjeldnere, og det er naturlig å skille dem. Tørkeutsatte heier utgjør mye mindre arealer enn de vanlige
fuktheiene, og kan derfor være nyttig å skille ut med tanke på prioriteringer i forvaltninga.
Avgrensing mot andre naturtyper
Aktuelle avgrensingsproblemer finnes bl.a. mot våtmark (ulike myrtyper),
kulturmarkseng/seminaturlig eng, åpen grunnlendt naturmark i lavlandet, boreal hei, oseaniske berg og
ulike typer skog.
Våtmark: På fuktig mark finnes gradvise overganger fra lite tørkeutsatt hei (fastmark) til
våtmarkssystemer, særlig ulike myrtyper. Hovedregelen er at grensa mellom fastmark (hei) og
torvmark (myr) trekkes ved torvdybde 30 cm. Fukthei og myr forekommer ofte i mosaikk på ulik
skala. For nærmere drøfting av skille mot oseaniske nedbørsmyrer vises til faktaark for disse og
faggrunnlag i forbindelse med vurdering av oseaniske nedbørsmyrer som utvalgt naturtype (Moen et
al. 2011).
Kulturmarkseng: Kystlynghei kan skilles fra kulturmarkseng ved å være dominert av lyngplanter og
med et mindre innslag av gras/urter, men velskjøttet og relativt hardt beitet lynghei kan noen ganger se
ut som naturbeitemark (med små og lite synlige lyngplanter i bunnen), og kan ved vedvarende
hevdintensitet HI>3 gå over til naturbeitemark ved at lyngen forsvinner. Veldrevet hei har ofte
24
varierende innslag av stabilt lyngfattige grasmarker (naturbeitemark). Disse utfigureres som egne
enheter hvis de er over minstearealet for naturbeitemark. Lokaliteter med mer finskalavariasjon
kartlegges som naturbeitemark hvis de har over 25 % dekning av naturbeitemark. Prosessen kan også
reverseres ved at naturbeitemark går over til kystlynghei (oftest som følge av redusert hevdintensitet).
Boreal hei: Avgrensing mot boreal hei kan være et problem i bl.a. Rogaland (kontinuerlige
overganger fra kysten mot fjellet med avtakende frekvens av sviing) og i Nord-Norge (boreal hei går
ut mot kysten). Sviing og beitetid gjennom store deler av året kjennetegner kystlynghei. Det er kjent at
lyngheiene har vært svidd nord til Lofoten (Vestvågøy), men dette kan ha opphørt i løpet av 1800tallet, slik at tradisjonen ikke lever i minnet til dagens lokalbefolkning (Kaland & Kvamme 2013,
Peter Emil Kaland pers. medd.). I tråd med dette velger man å kalle heiene langs kysten nord til
Lofoten for kystlynghei. Kreklingdominerte heier på kysten særlig fra Lofoten og videre til ØstFinnmark (MB-NB/O2-OC) har vært beitet bare deler av året og ikke brent, de regnes derfor som
boreal hei, ikke kystlynghei. Likevel gjenstår en mer detaljert forståelse av dette og mer presis
grensedragning i nord og mot innlandet.
Åpen grunnlendt naturmark som omgis av kystlynghei på alle kanter, skal inngå i naturtype
kystlynghei. Derimot, dersom den befinner seg mellom lynghei og skog skal den utfigureres som egen
enhet. Olivinhei skiller seg fra olivinmark ved kystlyngheias kjennetegn - sviing og mer eller mindre
helårsbeite.
Oseaniske berg: Det finnes overgangstyper mot oseaniske berg (tidligere nordvendte kystberg og
blokkmark), som gjerne inngår i lyngheiområder. Disse kan skilles ut dersom de tilfredsstiller
kriteriene på bl.a. artsmangfold og størrelse (se faktaark), ellers inngår de i lyngheia.
Ultramafisk og kisrik mark: Delnaturtype olivinhei er nært i slekt med delnaturtype olivin- og
serpentinmark under Ultramafisk og kisrik mark. Olivinhei skiller seg ved å være skjøtselsbetinget
som en del av åpne kystlyngheier. Olivinhei vil uten skjøtsel gå over til olivinfuruskog.
Skog: Dersom tresjiktstettheten er TT 5, regnes det ikke lenger som kystlynghei i denne sammenheng.
Påvirkning/bruk
Tradisjonell bruk
Ulike effekter på vegetasjonen av den tradisjonelle bruken oppsummeres av Kaland & Kvamme
(2013). Kystlyngheiene er tradisjonelt vedlikeholdt ved sviing, beiting og lengre tilbake også slått.
Myrer i det samme landskapet har vært utnyttet til torvtekt, dels også svidd på tuene. Beitedyr har
tradisjonelt vært sau, storfe og geit, bl.a. gammel norsk sau (utegangarsau, villsau), diverse storferaser
(bl.a. vestlandsk fjordfe, vestlandsk raudkolle, sidet trønderfe og nordlandsfe) og kystgeit som ble
holdt mest for kjøttet; denne rasen har såvidt overlevd på Nordvestlandet. Denne bruken er ønskelig å
videreføre for å bevare typen, og disse husdyrslagene er godt tilpasset kystlyngheiene gjennom lang
tid. I senere tid er det beiting med sau (særlig gammel norsk sau) som har vært mest aktuelt, men også
i noen grad storfe, særlig ungdyr. Sviing har mer eller mindre gått ut av bruk, men tar seg nå opp igjen
med økt fokus på tradisjonell drift, og aktiv skjøtsel som følge av det. En viktig endringsfaktor i
moderne tid har vært opphør av tradisjonell bruk, med påfølgende gjengroing og vegetasjonsendringer
over store arealer.
Eutrofiering og gjødsling
Nitrogennedfall i sør har trolig betydning et stykke nordover på Vestlandet (Aarrestad & Bruteig
2006). Dette kan være en delforklaring på at heiene i sør (og generelt på kontinentet) ofte er
grasdominerte mens dekninga av røsslyng øker nordover. Enkelte steder har man tidligere gjødslet
25
heia med tang, fiskeslo og fastmøkk og på den måten fått grasdominert mark som kan utvikle seg til
naturbeitemark. Moderne gjødsling av hei (særlig med bløtgjødsel) har et visst omfang på
Sørvestlandet, og har en sterk og uheldig effekt på vegetasjonen. I de fattige områdene i Rogaland får
man f.eks. da en meget artsfattig grasvegetasjon.
Spredning av fremmede arter
Viktige fremmede arter er sitkagran og buskfuru/bergfuru, disse endrer typen til tett skog mange
steder. Det samme gjelder vanlig norsk gran. Disse brer seg både gjennom aktiv utplanting og
frøspredning. Sistnevnte får en gradvis økende betydning etter hvert som plantefeltene starter
frøsetting. Mispel-arter (Cotoneaster) og gyvel (Cytisus) er eksempler på andre fremmede arter som
sprer seg i heiene.
Fysiske inngrep
Inngrep i form av veier, hytter, vindkraftverk, boliger, industri, havneanlegg osv. er betydelige
endringsfaktorer enkelte steder.
Verdisetting
Kystlynghei er fortsatt utbredt over store arealer selv om tilstanden ofte er dårlig. Mosaikk eller
blandingsforekomster med andre naturtyper på ulik skala er vanlig, og håndteres etter de regler man
har for dette.
Viktige parametre for verdisetting
Størrelse: I forhold til størrelse skilles det mellom kalkrike og kalkfattige heier. 10 daa er
inngangsverdi for kalkfattige heier (KA-1-2, kalkfattig/moderat kalkfattig), mens 1 dekar gjelder for
intermediære til kalkrike utforminger (KA-3-5, intermediær, kalkrik mark og kalkmark) som ofte
utgjør små arealer og kan ha mange sjeldne arter. Størrelsesfordeling i Naturbase pr. 2012 (N=758): 110 da: 5 %, 10-100 da: 29 %, 100-1000 da: 45 %, over 1000 da: 21 %.
Tilstand: Kystlynghei i god tilstand er lite gjengrodd (GG 1) og åpen mark uten trær eller med lav
tresjikttetthet (TT 1-2). I forhold til gjengroing er trinn 3 (GG 3, tidlig gjenvekstsuksesjonsfase) det
høyeste trinnet for kystlynghei. Hvis gjengroingsstatus er GG 4 (sein gjenvekstsuksesjonsfase), regnes
arealet ikke lenger som kystlynghei som skal kartlegges.
Påvirkning/bruk (fremmede arter): Forekomst av fremmede bartrær er en faktor som vil kunne
redusere lokalitetens kvalitet i framtida pga. spredning, selv om lokaliteten ikke er så mye påvirket ved
registrering. Fravær av fremmede bartrær gir høyere vekt enn om slike forekommer, siden potensialet
for bevaring av naturtypen i framtida er større.
Rødlistearter: Naturtypen har normalt ikke så mange rødlistearter. Vanligst i kartlagte lokaliteter er
beitemarkssopp i grasflekker i velskjøttet hei. I den grad rødlistearter finnes, kan de gi et positivt
bidrag til forvaltningsmessig verdi.
Mindre viktige parametre for verdisetting
Påvirkning/bruk (utenom fremmede arter): Fravær av påvirkning av forskjellig slag kan gi
grunnlag for å trekke verdien opp hvis man ellers skulle være i tvil. Motsatt kan påvirkning som antas
å være negativ for naturtypen og mangfoldet bidra til å trekke verdien ned.
Landskapsøkologi: Nærhet til lokaliteter med kystlynghei av verdi svært viktig kan gi grunnlag for å
trekke verdien opp hvis man ellers skulle være i tvil.
26
Verdisettingstabell
Parameter
Størrelse
Tilstand
Påvirkning/bruk
(fremmede
arter)
Rødlistearter
Lav vekt
kalkfattig: >10 daa
kalkrik: >1 daa
Noe gjengroing (GG 23), hovedsakelig
gammel lyng, lav til
middels tresjikttetthet
(TT 2-4)
1 NT/DD-art
Middels vekt
kalkfattig: >100 daa,
kalkrik >10 daa
Lite gjengroingspreg
(GG 1-2), evt. en del
lyng i byggefase, åpen
mark med lav
tresjikttetthet (TT 1-3),
Påvirkning av fremmede
arter: FA-2-3: Moderat
til svak
2 eller flere NT/DDarter, eller forekomst av
1 VU-art
Høy vekt
kalkfattig >1000 daa,
kalkrik >100 daa
I bruk med avsviing og/eller
beite, alternativt nylig gått
ut av bruk med noe lyng i
pionerfase (GG1), åpen
mark uten trær eller med
enkelt-trær (TT 1-2)
Påvirkning av fremmede
arter: FA-1: Ingen
2 eller flere VU-arter, eller
forekomst av 1 EN- eller
CR-art
Lokalt viktig - C: Lav vekt oppnådd på størrelse og minst én annen parameter.
Viktig - B: Middels vekt på størrelse eller rødlistearter kombinert med lav vekt på tilstand, eller
middels vekt på tilstand og påvirkning/bruk i kombinasjon med lav vekt på størrelse eller rødlistearter.
Svært viktig - A: Høy vekt på størrelse eller rødlistearter kombinert med middels vekt på tilstand, eller
høy vekt på tilstand og påvirkning/bruk i kombinasjon med middels vekt på størrelse eller
rødlistearter.
Råd om skjøtsel og hensyn
Kunnskapsnivå
Det er fortsatt noe tvil i grensedraginga mellom kystlynghei og boreal hei der disse møtes, da kriteriet
om brenning i historisk tid er for krevende å besvare i normal feltkartlegging, og dette fortsatt ikke er
avklart i hele utbredelsesområdet. Hei kartlagt som kystlynghei bør fortrinnsvis skjøttes som det inntil
det foreligger gode argumenter for noe annet. Betydninga av lokale komplekse miljøvariabler for
inndeling av kystlynghei er fortsatt mangelfullt forstått. NiN 2.0 innfører UF (uttørkingsfare) og toner
ned betydninga av VM (vannmetting av marka) i forhold til NiN 1.0, men grunntypeinndelinga trenger
mer underlagskunnskap og er fortsatt i støpeskjeen. Behovet for differensiering av skjøtselen mellom
ulike heityper vil trolig avklares bedre gjennom prosessen mot eventuelt utvalgt naturtype.
Skjøtsel
Tradisjonell drift: Det er ønskelig å videreføre tradisjonene med beiting og sviing i hele
utbredelsesområdet. Her vises bl.a. til Kaland & Kvamme (2013) og prosessen mot eventuell
handlingsplan. Skjøtsel av lyngheier som inneholder oseanisk nedbørsmyr må ta hensyn til dette, og
brenning bør bare skje på vinteren og bare på overflata, ikke i torva (f.eks. Stadlandet, Moen et al.
2011).
Rydding: Gjengroing er i konflikt med ønsket om bevaring av typen. Det er derfor aktuelt å rydde bort
trær og busker i de tilfeller tradisjonell drift gjenopptas eller videreføres.
27
Fjerning av fremmede arter: Plantinger av bartrær (særlig sitkagran, buskfuru/bergfuru, og vanlig
norsk gran utenfor naturlig utbredelesområde) og andre fremmede arter, bl.a. mispel-arter og gyvel,
bør fjernes, særlig i områder med tradisjonell drift.
Hensyn
Generell arealbruk: Nedbygging til ulike formål, dyrking, gjødsling mm. er det ønskelig å begrense
eller unngå i viktige lynghei-områder.
Aktiv spredning av fremmede arter: Planting av fremmede bartrær er i konflikt med ønsket om
bevaring av typen og bør unngås i viktige lynghei-områder. Frøspredning fører etter hvert slike arter ut
av kontroll. Arter som spres fra hager, bl.a. mispel-arter, bør man også vurdere restriksjoner på.
Luftforurensning: Det er ønskelig å redusere nedfall av nitrogen for å bevare de minst forurensede
heiene i Europa i sin opprinnelige, næringsfattige status. Dette gjelder nitrogen fra både lokale,
regionale og utenlandske kilder.
Litteratur
Fremstad, E. 1997. Vegetasjonstyper i Norge. NINA Temahefte 12. 279 s.
Fremstad, E., Aarrestad, P.A. & Skogen, A. 1991. Kystlynghei på Vestlandet og i Trøndelag.
Naturtype og vegetasjon i fare. NINA Utredning 029: 1-172.
Gimingham, C. H. 1972. Ecology of Heathlands. Chapman & Hall Ltd., London.
Jordal, J.B. 2005. Kartlegging av naturtypar i Midsund kommune. Ressurssenteret i Tingvoll, rapport
nr. 2-2005. 83 s.
Kaland, P.E: & Kvamme, M. 2013. Kystlyngheiene i Norge – kunnskapsstatus og beskrivelse av 23
referanseområder. Miljødirektoratet rapport M23-2013. 103 s.
Lindgaard, A. og Henriksen, S. (red.) 2011. Norsk rødliste for naturtyper 2011. Artsdatabanken,
Trondheim.
Måren, I.E. & Vandvik, V. 2009. Fire and regeneration: the role of seed banks in the dynamics of
northern heathlands. J. Vegetation Science 20:871-888.
Moen, A., Lyngstad, A & Øien, D.-I. 2011. Kunnskapsstatus og innspill til faggrunnlag for oseanisk
nedbørmyr som utvalgt naturtype. NTNU Rapport botanisk serie 2011-7. 76 s.
Nilsen, L.S. & Moen, A. 2009. Coastal heathland vegetation in central Norway. Nordic Journal of
Botany 27:523-538.
Prøsch-Danielsen, L. & Simonsen, A. 2000. Palaeoecological investigations towards the
reconstruction of the history of forest clearances and coastal heathlands in south-western Norway.
Veget. Hist. Archaeobot. 9:189-204.
Skartveit, J. 2009. Det kryp og kravlar i lyngen - dyrelivet på kystlyngheia. Naturen 2009-2.
Vandvik, V., Heegaard, E., Måren, I.E. & Aarrestad, P.A. 2005. Managing heterogeneity: the
importance of grazing and environmental variation on postfire succession in heathlands. Journal of
Applied Ecology 42: 139-149.
Velle, L.G. 2012. Fire as a management tool in coastal heathlands: a regional perspective. Dissertation
for the degree of philosophia doctor (PhD). University of Bergen.
28
Aaarestad, P.A. & Bruteig, I. 2006. Assessing empirical critical loads of nitrogen on Norwegian
coastal heathland and raised bog - a pilot project. NINA Minirapport 149.
Aarrestad, P.A. & Vandvik, V. 1997. Leptodontium flexifolium (Dicks.) Hampe new to Norway from
a burnt Calluna heath. Lindbergia. 22: 31-32.
Aaarestad, P.A., Gaarder, G., Jordal, J.B. & Stabbetorp, O. 2011. Kystlynghei (D07) s. 67-68 I:
Blindheim, T., Thingstad, P.G. & Gaarder, G. (red.). Naturfaglig evaluering av norske verneområder.
Dekning av naturtyper og arter. NINA Rapport 539.
29
Bilde av kystlynghei. Gammal norsk sau på Vestre Vika i Bømlo, i godt beita lynghei med røsslyng,
purpurlyng og noe gras og urter. Foto J.B. Jordal. Kart som viser utbredelse av kystlynghei ca. 1850
(Kaland & Kvamme 2013).
30
Boreal hei
Bjørn Harald Larsen. Oppdatert 1. desember 2014.
Definisjon
Popularisert beskrivelse
Boreal hei er åpne arealer under og sør for klimatisk skoggrense som er skapt av avskoging og
opprettholdt av en kombinasjon av beiting og rydding/hogst – uten at beitebruken har vært så intensiv
at det er utviklet kulturmarkseng. Områder med boreal hei er ikke spesielt tilrettelagt for beite gjennom
rydding av stein eller overflatisk jordbearbeiding og identifiseres best gjennom dominans av
dvergbusker – særlig dvergbjørk, einer, krekling og røsslyng, samtidig som arter fra kulturmarkseng
inngår i varierende grad i feltsjiktet.
Teknisk definisjon
Naturtypen defineres i NiN som menneskeskapte dvergbuskdominerte natursystemer som ikke ville vært
åpne uten påvirkning gjennom hevd, og som heller ikke vil forbli åpne dersom hevden opphører. Boreal
hei (T34) er foreløpig delt inn i 15 grunntyper i NiN 2.0.
Det er ikke satt en grense i NiN for hvor stor andel et gitt areal med boreal hei kan ha med semi-naturlig
eng før det ikke lenger kan betraktes som boreal hei. Her foreslås en andel på 25 %.
Parameter
Krav
NiN-hovedtype
Boreal hei (T34)
Hevdform
Grunnleggende
hevdform (HF) – beite
(Y2 i NiN 1.0)
Grunnleggende
hevdintensitet (HI) trinn
2-3 i NiN 2.0
Opprettholdes med beite etter avskoging
Tresjiktstetthet (TT) 1-3
Uten trær til åpen mark med svært
spredt tresetting (inntil 5 %
kronedekning)
Hevdintensitet
Tilstand
Kommentar
Gjengroingstilstand
(GG) 1-3
Svakt hevdpåvirket til svært ekstensiv
hevd (trinn 2 i NiN 1.0)
Begynnende gjengroing med yngre trær
kan forekomme, men åpent preg må
være bevart.
Kalkrikhet
KA trinn 3-5
Intermediær til svært kalkrik. Fattige
heier er så langt dokumentert artsfattige
og skal ikke kartlegges.
Andel semi-naturlig
eng
Under 25 %
Dersom andelen er over 25 % kartlegges
hele eller deler av arealet som
naturbeitemark
Artsmangfold
Minst en rødlisteart eller
minst 20
kjennetegnende arter
Kjennetegnende arter: Basert på lister
som vil bli utarbeidet tilknyttet NiN
Størrelse
Over 1 daa
Boreale heier er vanligvis store, men i
og med at bare rike heier skal kartlegges
er kravet til størrelse ikke satt høyere.
31
Hvorfor er naturtypen viktig
Boreal hei er rødlistet i kategorien datamangel (DD), det vil si at kunnskapsgrunnlaget er for dårlig til å
angi presis kategori (Norderhaug & Johansen 2011). Dokumentasjonen av gjengroingen av norske
seterlandskap er god nok til å kunne hevde at naturtypen har vært langt vanligere tidligere, og at
tilbakegangen fortsetter (Sickel mfl. 2004, Bryn 2008, Norderhaug mfl. 2010). Artsmangfoldet i boreal
hei inneholder elementer både fra fjellhei og semi-naturlig eng. Rødlistearter representert i naturtypen
er for det meste arter som også finnes i semi-naturlig eng, og da gjerne arter med lav toleranse for
gjødselstoffer og tråkkslitasje. Noen av disse kravfulle kulturmarksartene kan være vanligere i den
boreale heia enn i nærliggende naturbeitemarker pga. lavere beitetrykk, mindre slitasje og mindre
tilgjengelig plantenæringsstoff.
Boreale heier er naturdokumenter fra en tid med langt mer intensiv bruk av utmarka, særlig knyttet til
setring, bergverksdrift og høyereliggende fast bosetting. De kan derfor også betraktes som viktige
kulturminner.
Utbredelse
Naturtypens utbredelse er mangelfullt kjent, noe som også gjenspeiles i rødlistestatusen. Boreal hei
finnes over hele spekteret av regional variasjon utenfor kystlyngheiområdet, med unntak av områdene
rundt Oslofjorden
(http://www.artsportalen.artsdatabanken.no/#/RodlisteNaturtyper/Vurdering/Boreal+hei/105). Av
regionale forskjeller er trolig en oseanisk utforming på Vestlandet (over 300-400 moh., dvs. over
kystlyngheisona) og en kontinental utforming knyttet til seterregionen og gruvedriftområder i
subalpine områder nord på Østlandet de mest utpregete. I tillegg kommer en nordnorsk utforming
vedlikeholdt av sporadisk reinbeite. De oseaniske heiene har vært mer utsatt for gjengroing pga.
høyere årsnedbør.
Norderhaug & Johansen (2011) mener at langvarig beite med tamrein har skapt store arealer med
boreal hei i indre strøk fra Sør-Trøndelag til Finnmark. Med unntak av omkring Røros, der i tillegg
avskoging knyttet til gruvedrift er av vesentlig betydning, er disse heiene dårlig dokumentert.
Dvergbuskheiene ned mot kysten av Troms og Finnmark regnes her som boreal hei, i tillegg til heiene
nord for utbredelsen av kystlynghei i Nordland, dvs. i Ofoten og Vesterålen.
I dag er boreal hei først og fremst knyttet til fjellnære kontinentale områder i Sør-Norge (nordre del av
Østlandet og sørøstre del av Sør-Trøndelag). Dette skyldes både at forutsetningene for utvikling av
naturtypen var optimale her, samtidig som gjengroingsprosessene går saktere i disse områdene og
dermed opprettholdes naturtypen lenger enn i mer nedbørrike og lavereliggende områder.
Tyngdepunktet for norsk utbredelse ser ut til å være seterdaler og tidligere bergverksområder i NordØsterdalen, Nord-Gudbrandsdalen, Røros og Oppdal. Disse områdene er blant de mest kontinentale i
Norge og har mye kalkrik berggrunn. Særlig i Nord-Østerdalen er det en del lokaliteter med kalkrik
fukthei, og flere av disse er kildevannspåvirket. Den sterke setertradisjonen i Norge, i kombinasjon med
gruvedrift i de samme områdene, gjør det sannsynlig at Norge har et stort internasjonalt ansvar for å ta
vare på boreal hei, uten at dette er nærmere utredet. Internasjonalt er naturtypen trolig mest utbredt i
høyereliggende deler av Øst-Europa, Alpene og i Nord-Skandinavia, og da først og fremst i Norge.
Naturfaglig beskrivelse
Naturtypen opptrer typisk i ei sone av varierende bredde mellom mer intensivt utnyttede arealer inntil
setrer og glissen skog i utmarka, helst fjellbjørkeskog. Den kan også dekke store arealer langs vassdrag
32
eller i lisider med grunt løsmassedekke i seterdaler og fjelldaler med fast bosetting og/eller gruvedrift.
Den karakteriseres av lavvokst einer og dvergbjørk, på fuktigere mark også vier. Feltsjiktet domineres
av lyngarter, med varierende innslag av naturengarter og seterplanter (se bla. Gaarder mfl. 2012, Larsen
mfl. 2013). Artssammensetningen har større likheter med fjellhei enn med kulturmark, og det kan være
stor dekning med lav i bunnsjiktet (reinlav, kvitkrull, islandslav, gulskinn mv.). Av mer uvanlige og
rødlistede arter forekommer de fleste av våre søtearter og marinøkler i naturtypen, samt at mogop er en
karakterart i deler av landet. På fuktigere mark opptrer bla. fjellnøkleblom og smalnøkleblom, mens
rødlisteartene hvitstarr og klåved kan stå på elvesletter med boreal hei. I tillegg er det påvist en del
rødlistede beitemarksopp i veldrenerte og kalkrike boreale heier i Grimsdalen, bla. skifervokssopp og
musserongvokssopp. I Nord-Norge er bla. nattfiol vanlig i rik kulturbetinget hei, mens arter som
handmarinøkkel, rødflangre, stortveblad og bleiksøte kan opptre.
I NiN (versjon 2) skilles boreal hei i 15 grunntyper basert på miljøvariablene uttørkingsfare (UF),
kalkinnhold (KA) og kildevannspåvirkning (KI), med tre trinn langs gradienten UF, tre trinn langs KA
og i tillegg 3 trinn langs KI for rike, friske typer. Fuktheier er mer utsatt for gjengroing med trær, og de
veldrenerte grunntypene er derfor de som har holdt seg lengst åpne og nå er hyppigst forekommende.
Gjengroing fører til at kulturmark blir mindre baserik (se bla. Bryn mfl. 2001), og mange intermediære
heier i gjengroing har trolig potensial til å bli kalkrike heier med aktiv skjøtsel. Dette er grunnen til at
intermediære heier er ført til de rike delnaturtypene.
Boreal hei er vanligst i tilknytning til store, helhetlige seterlandskaper, og flere store lokaliteter ligger
innenfor landskapsvernområder på Østlandet og i Midt-Norge. Heia er da en naturlig forlengelse av
naturbeitemarker med semi-naturlig eng som har blitt utviklet inntil setergrender pga. intensiv beiting,
og overgangen mellom typene er oftest gradvis og glidende. I denne overgangssona vil det ofte være
mosaikk av semi-naturlig eng og boreal hei, der semi-naturlig eng også har blitt utviklet på de mest
attraktive beitearealene innenfor heia. Noen steder er det glidende overgang og mosaikk mellom fukthei
og grunn rikmyr/kildemyr i større heiområder.
Naturtypen kan også utvikles fra semi-naturlig eng som et suksesjonstrinn mot skog dersom beitetrykket
reduseres (Norderhaug & Johansen 2011). Slike heier er vanlig i seterregionen i Sør-Norge. I mange
tilfeller er det også vanskelig å vurdere hvorvidt et heiområde under skoggrensa er avskoget eller om
det er naturlig åpent med dvergbusker (som på elvesletter i høyereliggende områder). Trolig er det på
elvesletter med lang kontinuitet i ekstensiv beitebruk vi finner de mest stabile boreale heiene, slik som
bla. i Grimsdalen og Folldalen.
Delnaturtyper
Kunnskapen om regional variasjon og ulike utforminger av boreal hei i Norge er svært mangelfull. Det
skilles her bare mellom tre delnaturtyper, basert på uttørkingsfare og kildepåvirkning. Fattige heier
(KA1-2) tas ikke inn som delnaturtype, da disse så langt dokumentert har lite artsmangfold og skiller
seg marginalt fra fattig fjellhei. Intermediære heier (KA=3) i gjengroing derimot vurderes som rike, ut
fra at disse sannsynligvis ville blitt oppfattet som middels kalkrike (KA=4) med bedre hevd. Rik boreal
hei er trolig minst like vanlig som den fattige, og dette skyldes at kjerneområdet for naturtypen er i
områder med rik berggrunn i fjellnære områder i Sørøst-Norge.
1) Rik boreal tørrhei
Kalkrik, moderat til svært tørkeutsatt hei (UF=3-4). Naturtypen har store likhetstrekk med kalkrik
fjellhei med innslag av kalkrik tørrgrashei, men kulturmarksarter opptrer på de best beitede
arealene. Ofte dominert av einer, dvergbjørk, krekling og mjølbær, med innslag av tyttebær,
blåbær, røsslyng og graminider som finnskjegg, sauesvingel, stivstarr, rabbesiv, aksfrytle, gulaks
og smårørkvein. Kalkindikatorer som bla. mogop, søtearter, marinøkler, fjellbakkestjerne,
33
flekkmure, fjellnøkleblom og kalkkrevende beitemarksopp karakteriserer deltypen og skiller den
fra fattig boreal hei.
2) Rik boreal fukthei
Boreal hei på kalkrik berggrunn med UF=1-2 (frisk til relativt frisk mark). Fukthei opptrer som
regel i kanten av myrer eller på elvesletter. Busksjiktet er ofte dominert av vierarter, ikke minst
lappvier og småvier, men også dvergbjørk er viktig. Blokkebær kommer gjerne inn sammen med
lyngartene i feltsjiktet. I tillegg til mange av artene fra veldrenert hei, har fuktheia også flere arter
fra rik myr og myrkant – slik som svarttopp, fjellfrøstjerne, tvebostarr, finnmarkssiv, jåblom,
hårstarr, brudespore, bjørnebrodd, rynkevier, fjelltistel, agnorstarr og hodestarr. Innslaget av
høgstauder kan også være markant.
3) Rik kildepåvirket boreal hei
Boreal hei med kildepåvirking (KI) trinn 1 eller 2 (svært svak til svak). Denne typen vil oftest
opptre i mosaikk med fukthei og/eller veldrenert hei og kan ha mindre arealer med kildemyr (som
eventuelt kan skilles ut som kilder (dersom KI=3-5), eller inngå i mosaikk med den boreale heia).
Kildepåvirket hei forekommer helst i slakt hellende terreng på mektige og finkornede avsetninger
der grunnvann flekkvis presses opp gjennom løsmassene over et større område. Delnaturtypen er
lite kjent og trolig sjelden, med de viktigste forekomstene i Nord-Østerdalen (muligens også i
Røros-området). Den skilles fra rik fukthei på innslag av typiske kilde- og kildemyrsarter som
gulsildre, sotstarr, fjellsnelle, trillingsiv, småsivaks, gullmyrklegg, myrtust, myrtevier og
kastanjesiv, men også noen av de typiske fuktheiartene kan være vanlige – slik som svarttopp,
fjelltistel, jåblom, hårstarr og fjellfrøstjerne, dels også brudespore.
Avgrensning mot andre naturtyper
Naturbeitemark/semi-naturlig eng: Dette kan være problematisk, og blant annet omkring setrer og
langs kysten av Nord-Norge vil det ofte være en overgangssone mellom naturbeitemark og boreal hei
der det ikke er mulig å skille disse. Dominans av dvergbusker, markert innslag av lyngarter i feltsjiktet
og stor dekning av lav i bunnsjiktet er karakterer som peker klart mot boreal hei og ikke semi-naturlig
eng/naturbeitemark. I NiN skilles disse grunntypene på hevdintensitet (HI), der boreal hei er
karakterisert av trinn 2-3, mens semi-naturlig eng har langvarig ekstensiv grunnleggende hevd (HI 3-5).
Det er altså en viss overlapp i hevdintensitet, og merk at semi-naturlig eng kan opptre mosaikkartet på
små arealer i boreal hei, i likhet med i kystlynghei. Dersom andelen av semi-naturlig eng overstiger ¼,
bør arealene med mest semi-naturlig eng skilles ut som naturbeitemark, eventuelt kan hele arealet
kartlegges som mosaikk av naturbeitemark og boreal hei dersom større konsentrasjoner av semi-naturlig
eng mangler.
Hagemark: Beitemark med TT trinn 4 (åpen tresatt mark) eller høyere skal kartlegges som hagemark
eller annen skogkledt kulturmark.
Kystlynghei: I NiN skilles disse typene hovedsakelig på hevdform (avsviing HF 3 karakteriserer
kystlyngheia), men også noen boreale heier har vært gjenstand for brenning (men ikke som regulær
driftsmåte). Se ellers definisjonen av kystlynghei i eget faktaark.
Fjellhei og tundra: Boreal hei er definert som åpen hei under skoggrensa, noe som i de fleste tilfeller
vil være tilstrekkelig til å skille den fra fjellhei. Det kan allikevel være problematisk å skille gjengroende
boreal hei fra fjellhei, der sistnevnte opptrer på tynt løsmassedekke nedenfor klimatisk skoggrense – noe
som ikke er uvanlig. Det vil da bare være naturengarter som er relativt tolerante for gjengroing som kan
avsløre den boreale heia.
34
Åpen, grunnlendt naturmark i lavlandet: Åpen grunnlendt naturmark vil sjelden være helt uten spor
etter hevd (HI=1), og det er bare på utilgjengelige berghyller at man med sikkerhet kan si at husdyr ikke
har beitet i lavlandet hos oss. Innslag av beiteplanter er imidlertid et eksakt mål, og i praksis det eneste
som kan skille disse nærstående typene så lenge man ikke kjenner brukshistorikken (eller mangel på
sådan).
Våtmark: På fuktig mark er det gradvise overganger mellom fukthei og våtmarkstyper – først og fremst
åpen myrflate. Myr kan defineres som et landområde med fuktighetskrevende vegetasjon som danner
torv, og grensa mellom torvmark og fastmark (hei) er satt ved torvdybde 30 cm (Øien mfl. 2012). I
kontinentale områder, hvor boreal hei er vanligst, har mange rikmyrer grunnere torvmatter enn 30 cm.
Her må trolig grensa mellom hei og våtmark gå ved en torvdybde omkring halvparten av definisjonen
på torvmark. I felt vil det være mest praktisk å bruke et vesentlig innslag av torvoppbyggende moser og
myrull-, starr- og frytlearter som skille mot hei.
Påvirkning/bruk
De boreale heiene oppstod i forbindelse med stort befolkningspress på 1700- og 1800-tallet, som gjorde
at alle tilgjengelige ressurser måtte utnyttes. Dette førte til avskoging av store områder, særlig i
seterdaler og fjelldaler med fast bosetting der skogressursene var små og gjenveksten begrenset av
klima. I tilknytning til bergverksdrift var behovet for ved enormt, og omkring gruvesamfunn strakte
avskogingen seg stadig lengre ut fra gruvene, fram til driften opphørte eller endret seg slik at andre
energikilder ble benyttet. Dette skjedde de fleste steder på i Norge tidlig på 1900-tallet. Siden den gang
har disse arealene i varierende grad og intensitet blitt benyttet til beite, og der de fortsatt beites har den
boreale heia opprettholdt sitt åpne preg. Mange steder har opphør eller sterk reduksjon i seterdrifta og
beitebruken ført til gjengroing med skog. Boreal hei i ulike gjengroingsstadier fra glissen til relativt tett
skog kan studeres i mange av våre mest kjente seterdaler, og inngående studier av dette er gjort blant
annet i Grimsdalen i Dovre (Bryn 2000).
Etter NiN-systemet vil aktuell bruksintensitet (BI) enten være ikke i bruk (BI 1) eller svært ekstensiv
bruk (BI 2). Mer intensiv bruk vil normalt føre til utvikling av semi-naturlig eng/naturbeitemark på
arealet. Gjengroingstilstand (GG) er viktig å registrere, da manglende hevd (BI 1) fører til gradvis
framvekst av høyere busker og trær (GG 3), med fastmarkskogsmark (GG 4) som sluttresultat. Dette har
skjedd med mange boreale heier i seterregionen og fjelldaler i Sør-Norge der beitebruken har avtatt
betydelig. Gjengroingsprosesser skjer seinere i kontinentale områder, og de oseaniske heiene på
Vestlandet er mer utsatt for gjengroing på grunn av høy nedbør, og her har naturtypen trolig blitt langt
sjeldnere de siste tiårene.
Uttak til ved har nå liten betydning for å holde boreale heier åpne. Den beskjedne vedhogsten som
foregår omkring setrer og høytliggende fast bosetting er ikke nok til å vedlikeholde eller skape nye
boreale heier.
Klimaendringer påvirker utbredelsen av boreal hei (se bla. Bryn 2008). Gjengroing av boreal hei skjer
trolig som følge av mindre beitebruk, mindre behov for ved, økende nedbør og varmere klima.
Verdisetting
Tilstand og ikke minst gjengroingsstatus er viktig for verdisetting av boreal hei, sammen med størrelse
og artsmangfold. Boreal hei har mange av de samme artene som naturbeitemark, og da helst knyttet til
de best beitede arealene. Ved manglende hevd forsvinner gjerne de mest kravfulle artene først.
Kalkrikhet har stor betydning for artsmangfoldet, men dette er fanget opp i inngangsverdiene for
kartlegging av naturtypen, siden kalkfattig boreal hei ikke skal kartlegges.
35
Viktige parametere for verdisetting
Størrelse: Lokalitetene er gjerne store, men kan være brutt opp av gjengroingsskog, myr eller
kulturmark. Inngangsverdi for størrelse er allikevel satt relativt lavt pga. at det bare er de rike heiene
som skal kartlegges, og i disse kan det være stort artsmangfold selv på små arealer.
Artsmangfold: Terskelverdi for rødlistearter er satt lavt, da kjent artsmangfold knyttet til naturtypen er
temmelig begrenset. Fattig boreal hei har svært begrenset artsmangfold og skal i utgangspunktet ikke
kartlegges.
Tilstand og hevd: Tilstand og hevd er viktig for verdisettingen, Lokaliteter uten hevd (BI=1) vil som
regel ha liten verdi, selv om de er store. Kriteriene for å middels og høy vekt på tilstand og hevd settes
derfor forholdsvis høyt.
Mindre viktige parametere for verdisetting
Landskapsøkologi (del av verdifullt landskap): Forekomster som opptrer i tilknytning til store
helhetlige seterlandskap vurderes som særlig viktige, og det samme gjelder lokaliteter knyttet opp mot
tidligere gruvedriftsamfunn (verdifullt også som kulturhistorisk dokument). Det er mulig at dette
kriteriet også skal inkludere samisk bosetting med tamreindrift, men dette er foreløpig for dårlig
dokumentert. Kriteriet benyttes først og fremst til å justere verdien opp eller ned som en del av
skjønnsutøvelsen.
Parameter
Lav vekt
Middels vekt
Høy vekt
Størrelse
1-9 daa
10-49 daa
50 daa eller mer
Artsmangfold
1 NT/DD-art, eller
minst 20
kjennetegnende arter
Forekomst av minst 2
NT/DD-arter, eller
minst 1 VU-art
Forekomst av minst 2
VU-arter, eller minst 1
EN/CR-art
Tilstand
Gjengroingspreg
(GG=2-3), lav
tresjiktstetthet (TT=34)
Åpen mark uten trær
Lite gjengroingspreg
(GG=2), åpen mark
eller med enkelttrær
(GG=1, TT=1-2)
med svært lav
tresjiktstetthet (TT=2-3)
Påvirkning
Ingen hevd (BI=1)
Svært ekstensivt beitet
(BI=2), del av større
utmarksområde som
beites jevnlig av sau
Ekstensivt beitet (BI=23), del av
utmarksområde som
sambeites av flere
husdyr
Lokalt viktig – C: Terskelverdi oppnådd på størrelse og tilstand, eller på størrelse og artsmangfold.
Viktig – B: Middels vekt oppnådd på størrelse, tilstand og hevd, eller på artsmangfold isolert sett.
Svært viktig – A: Høy vekt oppnådd for størrelse, tilstand og hevd, eller for artsmangfold isolert sett.
Råd om skjøtsel og hensyn
Kunnskapsgrunnlag: Det er ikke utarbeidet veiledere med skjøtselsråd som er spesielt myntet på boreal
hei. Men i praksis vil mange av de samme anerkjente skjøtselsrådene som er gitt for åpen beitemark
være gyldige også for boreal hei (se Kielland-Lund & Norderhaug 1999). Den største trusselen mot
boreal hei er opphør av drift, særlig seterdrift, og påfølgende gjengroing (Norderhaug & Johansen 2011).
For å opprettholde et åpent landskap og naturverdiene knyttet til boreal hei, er det nødvendig med beite.
Dersom beitingen er for svak vil det også være behov for rydding av busker og trær som kryper inn i
heia fra kantene.
36
Beite: Det viktigste skjøtselsrådet er å ha en ekstensiv bruk av arealet til beiting. Sau beiter selektivt på
urter, og til dels også marinøkler, og ensidig sauebeite i boreal hei vil på sikt gi sterk grasdominans i de
best beitede partiene – som vanligvis også er de biologisk rikeste arealene i ei boreal hei (Sickel et al.
2004). Storfe og geit beiter mindre selektivt og vil de fleste steder være å foretrekke som beitedyr. Hest
beiter hardt enkelte steder, mens andre deler av beiteområdet benyttes lite. Det er derfor en fare for at
hest i boreal hei vil kunne beite så hardt på de små arealene med kulturmarkseng at tråkk og slitasje her
kan medføre at arter som er lite tolerante for dette forsvinner. Sambeiting er nesten alltid positivt og var
den vanlige bruken i utmark tidligere. For øvrig henvises det til Kielland-Lund & Norderhaug (1999)
når det gjelder mer spesifikk skjøtselsråd for åpen beitemark med hensyn til beitetid, vår-/høstbeite og
beitebelegg.
Krattknusing og vedhogst: I noen seterdaler er det satt i verk skjøtselsplaner som omfatter krattknusing
og utlegging av vedteiger for å bremse gjengroing og gjøre arealene mer attraktive for beiting.
Krattknusing utføres ofte i boreal hei og vil på sikt føre at det utvikles semi-naturlig eng på berørte
arealer – dersom beitetrykket er tilstrekkelig høyt. For artsmangfoldet er dette som regel positivt, men
man skal være oppmerksom på at noen arter kan forsvinne på grunn av næringsoppblomstringen som
krattknusingen indirekte fører til gjennom frigjøring av plantenæringsstoffer fra røtter, samtidig som
kjøreskader og jordpakking kan ha uheldige konsekvenser for artsmangfoldet. Uttak av ved er
sannsynligvis ubetinget positivt for den boreale heia, da lystilgangen for kravfulle naturengarter øker og
det åpne preget opprettholdes eller gjenopprettes.
Rydding av trær og busker høyere enn 0,5 til 1 m bør være et viktig skjøtselsråd i de aller fleste
forekomster av naturtypen. Behovet for rydding bør vurderes kontinuerlig, og noe avhengig av hevd,
nedbør og klima for øvrig, er det trolig behov for rydde i boreal hei med 3-5 års mellomrom.
Brenning av boreal hei har forekommet lokalt i Sør-Norge (Artsdatabanken 2014), men dette har hatt
liten betydning som skjøtselsform for naturtypen. Som ledd i en skjøtsel av større områder med boreal
hei, anses ikke brenning som en god bruksform. Den boreale heia er i større grad enn en skjøttet
kystlynghei dominert av dvergbjørk og einer, og ikke røsslyng. Brenning vil derfor medføre en langt
større næringsoppblomstring at det frigjøres plantegjødselstoffer fra rotsystemene til disse artene. Dette
vil favorisere nitrogenkrevende arter på bekostning av nøysomme og konkurransesvake engplanter, slik
også for hyppig avsviing av lynghei gjør (Kaland 1999).
Gjødsling/jordbearbeiding: Boreal hei er utmarksområder som det neppe noen gang har vært aktuelt
å gjødsle for å bedre beiteverdien av. Gjødsling vil på samme måte som brenning fremme
nitrogenkrevende arter, og det er selvfølgelig ikke ønskelig med gjødsling av disse arealene nå heller.
Bryn & Rekdal (2001) anbefaler gjødsling etter krattknusing for å bedre beiteverdien av knuste arealer,
noe som derimot sterkt frarådes av hensyn til biologisk mangfold (jf. Austrheim et al. 1999). Oppdyrking
eller markbearbeiding av boreal hei er også lite aktuelt. Dette er arealer som har blitt ekstensivt utnyttet
fordi tynt eller svært tørkesvakt jordsmonn har gjort at de har blitt vurdert som lite aktuelle for
oppdyrking. Overflatisk markbearbeiding for å bedre beiteverdien vil kreve fjerning av einer og andre
dvergbusker, og dette gjør det trolig lite regningssvarende å utføre.
Kunnskapsnivå og viktige kilder
Kunnskapen om boreal hei er dårlig i Norge, men de siste to tiårene har de i noen grad blitt studert i
tilknytning til analyser av seterlandskap i Sør-Norge. Begrepet festet seg imidlertid i norsk
naturforvaltning først NiN-arbeidet omkring 2010. Naturtypen vurderes å være i tilbakegang, men
betegnende nok for kunnskapsnivået er den plassert i kategorien datamangel. Sentrale arbeider hvor
boreal hei beskrives (men hvor begrepet ikke brukes) er Austrheim mfl. (1999), Bryn (2000), Bryn
mfl. (2001) og Sickel mfl. (2004). For øvrig er beskrivelser av naturtypen i NiN den viktigste
kunnskapskilden, til dels også vurderinger i rødlista for naturtyper (Norderhaug & Johansen 2011).
37
Litteratur
Artsdatabanken 2014. Naturtypebasen. T26 Boreal hei.
http://www.naturtyper.artsdatabanken.no/#/Hovedtype/Boreal_hei/85. Internett.
Austrheim, G., Gunilla, E., Olsson, A. & Grøntvedt, E. 1999. Land-use impact on plant communities in
semi-natural sub-alpine grasslands of Budalen, central Norway. Biological Conservation 87: 369-379.
Bryn, A. 2000. The effect of landscapes changes on vascular plant species richness in Grimsdalen, a
summer farm valley in Oppland, south central Norway. Cand. Scient. Thesis in botany. The Natural
History Museums and Botanical Garden. University of Oslo.
Bryn, A. 2008. Recent forest limit changes in south-east Norway: Effects of climate change or regrowth
after abandoned utilisation? Norsk Geografisk Tidsskrift 62(4): 251- 270.
Bryn, A., Norderhaug, A. & Daugstad, K. 2001. Re-growth effects on vascular plant richness in
Norwegian, abandoned summer farm areas. SkogræktaritiÐ 1: 163–166.
Gaarder, G., Erikstad, L., Larsen, B. H. & Mjelde, M. 2012. Sammenhengen mellom rødlista for
naturtyper og DN-håndbok 13. Inkludert midlertidige faktaark for nye verdifulle naturtyper. Miljøfaglig
Utredning Rapport 2012:26. 49 s.
Kaland, P. E. 1999. Kystlynghei. S. 113-126 i: Norderhaug, A., Austad, I., Hauge, L. & Kvamme, M.
Skjøtselshåndboka for kulturlandskap og gamle norske kulturmarker. Landbruksforlaget.
Kielland-Lund, J. & Norderhaug, A. 1999. Åpen beitemark. S. 75-84 i: Norderhaug, A., Austad, I.,
Hauge, L. & Kvamme, M. Skjøtselshåndboka for kulturlandskap og gamle norske kulturmarker.
Landbruksforlaget.
Larsen, B. H., Fjeldstad, H., Gaarder, G. & Wangen, K. 2013. Naturtypekartlegging i Alvdal kommune
i 2012. Miljøfaglig Utredning Rapport 2013-28: 1-52, ISBN 978-82-8138-658-7.
Norderhaug, A., Austad, I., Hauge, L. & Kvamme, M. 1999. Skjøtselshåndboka for kulturlandskap og
gamle norske kulturmarker. Landbruksforlaget. 204 s. + vedlegg.
Norderhaug, A., Bele, B., Bratli, H. & Stabbetorp, O. 2010. Naturindeks for Norge 2010: Åpent lavland.
S. 70-78 I: Nybø, S. (red.) 2010. Naturindeks for Norge 2010. DN-utredning 3-2010.
Norderhaug, A. & Johansen, L. 2011. Kulturmark og boreal hei. S. 81-86 i: Lindgaard, A. & Henriksen,
S. (red.). Norsk rødliste for naturtyper 2011. Artsdatabanken, Trondheim.
Sickel, H., Ihse, M., Norderhaug, A. & Sickel, M. 2004. How to monitor key habitats in relation to
grazing preferences of cattle in mountain summer farming areas. An aerial photo and GPS method study.
Landscape and Urban Planning 67: 67-77.
Øien, D.-I. 2012. Rikmyr i Norge. Et første utkast til kartleggingsbehov. NTNU Vitenskapsmuseet,
Botanisk notat 2012-5. 7 s. + 2 figurer.
38
Figur 1. Fattig utforming (KA=2) av kontinental boreal hei på tørkeutsatt mark (UF=3) i Grimsdalen, Dovre, med typisk
utseende – spredte dvergbjørkbusker og tett bunnsjikt av reinlav. Foto: Disse artsfattige heiene skal ikke kartlegges. Bjørn
Harald Larsen 8.9.2011.
Figur 2. Fattig utforming (KA=1) av kontinental boreal hei ved Hodalen i Tolga, med veksling mellom veldrenerte rygger og
forsenkninger der det trolig står vann (og is) i perioder, men likevel med overveiende tørketolerante arter. Foto: Geir Gaarder
15.07.2011.
39
Figur 3. Rik utforming (KA=4) av kontinental boreal hei på tørkeutsatt, veldrenert mark (UF=3) i Grimsdalen, hvor bl.a.
bakkesøte forekommer spredt. Foto: Bjørn Harald Larsen 8.9.2011.
Figur 4. Langs Grimsa i Grimsdalen kan det observeres et ganske klart skille mellom semi-naturlig eng langs elva langs elva
(lysere grønt, høyre bildehalvdel) og rik boreal fukthei (KA=4-5, UF=1) innenfor (mørkere grønt, venstre bildehalvdel). Foto:
Bjørn Harald Larsen 8.9.2011.
40
Hagemark
Ellen Svalheim. Oppdatert 27. november 2014.
Definisjon
Popularisert beskrivelse:
Hagemark er tresatt naturbeitemark. Tretettheten varierer, men hagemarker i hevd og med lang
kontinuitet har vanligvis en forekomst av 5-10 trær pr daa. Lystilgangen til feltsjiktet er god og
medfører en feltsjiktdekning på mer enn 50 %. Beitingen gjør at feltsjiktet er grasrikt og beiteprega
over større areal. Trærne kan være styva/stubbehøsta, men trenger ikke å være det. De fleste av våre
lauvtrær, samt furu og einer kan forekomme i hagemark.
Teknisk definisjon:
Hagemark er ikke definert som egne typer i NiN, men framkommer som T*36 Semi-naturlig eng med
grunnleggende hevdform beite (Y2), sammen med beskrivelser av tre- og busksjiktet. Objektinnhold
benyttes til å beskrive eventuell forekomst av styvingstrær (KS-8) eller trær som er stubbelauvet dvs.
høstet ved basis (KS-9).
Tabell 3. Parametere som viser inngangsverdiene til og som definerer naturtypen hagemark.
Parameter
Krav
Kommentar
Hevdintensitet
Trinn 3-5
Jf. NiN 2,0: Trinn 3 – svært ekstensiv hevd t.o.m.
trinn 5- ekstensiv hevd med svake spor etter
intensiv hevd.
Tresjiktstetthet
Trinn 4-6
Der trinn 4 er åpen tresatt mark som er nær ved å
tilfredstille skogsdefinisjonen (kronedekning-510%), trinn 5 (kronedekning 10-25%) og trinn 6
( 25-50%) .
Feltsjiktdeknin
g
> 50 %
Siden lystilgangen ofte er god vil feltsjiktet
vanligvis være på > 50 %
(HI)
Dominansforhold beskriver arter eller artsgrupper i tresjiktet. Tresjiktet i hagemark består av lauvtrær,
noen ganger også av furu. Det kan også være et busksjikt av f.eks. einer.
Hvorfor er naturtypen viktig
Hagemark vil inngå i en mulig utvalgt naturtype naturbeitemark. Faggrunnlag for naturbeitemark og
hagemark ble levert i 2013 (Bratli et al. 2013) og er til vurdering. I Norsk rødliste for naturtyper 2011
regnes hagemark inn under kulturmarkseng, som samlet sett regnes som sårbar (VU). Typen kan ha et
høyt antall rødlistearter, særlig blant sopp, insekter, karplanter og epifytter dvs. barkboende lav, mose
og sopp (se Jordal og Bratli 2011).
Arealer med hagemark trues ved opphør av drift med påfølgende gjengroing, også skogplanting, hogst,
utbygging, oppdyrking, gjødsling, for intensiv beiting mv. truer gjenværende hagemarker. Ugjødsla
hagemark i aktiv hevd har blitt sjelden i Norge og er derfor viktig.
41
Utbredelse
I Mellom-Europa var hagemarker sjeldne før de store utskiftingene, men i Norden var de vanlige
(Szabo 1970). Hagemark finner vi i alle deler av landet der det er grunnlag for skog og husdyrhold. De
ulike delnaturtypene med inndeling etter edelløvskog og boreale løvtrær følger utbredelsen til
skogstypene. Hagemarker med styvingstrær er mest utbredt i de store dalførene på Østlandet, i midtre
og indre fjordstrøk på Vestlandet og i Midt-Norge. På Vestlandet inngår hagemarkene ofte i
mosaikkstruktur med høstingsskoger. Stubbeskuddskog har trolig vært svært utbredt i Norge, særlig i
strøk der det var mangel på styvingstrær (Austad og Hauge 2012).
Naturfaglig beskrivelse
Hagemark (lokalt ofte kalt hage, havn, hamn eller havnehage) er tresatt naturbeitemark som er formet
av beite som viktigste grunnleggende hevdform. Tre- og busksjiktet kontrolleres gjennom
husdyrbeiting, rydding og stubbeskuddshogst, og/eller ved styving. Vanligvis finner vi hagemark i
heimeutmarka på areal som ikke egner seg for oppdyrking og slått. Hagemark er en gammel
kulturmarkstype og er gjerne plassert i overgangssonen mellom inn- og utmark (Szabo 1970).
Hagemarkene var innhegnet og ble først og fremst brukt til dyr som man ville ha nær gården, jf. navn
som for eksempel Hestehagen og Kalvehagen. ”Hage” betyr opprinnelig ”inngjerdet stykke
beitemark” (Hæggström 1987, Norderhaug mfl. 1999), men brukes nå som begrep for tresatt
beitemark. I hagemarkene prioriterte man gjerne bestemte treslag som man trengte til emnevirke og
ved. Trærne kunne også styves (lauves, kylles) til fôr. Når kunstgjødsel ble tatt i bruk og
fôrproduksjonen kunne konsentreres til innmark, opphørte ofte bruken av hagemarkene.
Hagemarker har nær samme feltsjiktsvegetasjon som de åpne naturbeitemarkene, men med innslag av
skyggetålende arter. De utgjør en kompleks kulturmarkstype og har stor variasjon av skogstyper som
utgangspunkt (Fremstad og Moen 2001). Hagemark har gjerne ujevnt underlag. Steiner, grunnlendte
partier og bergknauser er ofte vanlig. Sammensetningen av feltsjiktet avspeiler naturgrunnlaget, men
preges gjerne av beite- og tråkkresistente gras og arter som ikke spises fordi de er giftige, tornete,
smaker vondt eller har høyt silikatinnhold. Dessuten inngår gjerne noe nitrofile og tråkktolerante arter.
Karakteristisk for mange av plantene i feltsjiktet er at de har en vegetativ formeringsmåte, noe som
sikrer spredning selv om de ikke får fram modne frø. Eksempler på dette er de fleste grasartene, og
urter som jordbær, ryllik og blåknapp (Austad og Hauge 2013).
Hagemarker med trær som har vært stubbehøsta preges av flerstammete trær i tette grupper som har
blitt høsta ved basis, og av treslag som lett danner rotskudd og stubbeskudd. Karakteristisk er at de
består av unge busker/trær (0 til 7-8 år), mens treindividene (rotsystemet) kan være meget gamle.
Tradisjonelt ble gråor og bjørk brukt til både fôr og ved, og hassel ble brukt som emnevirke til
tønnebånd. Med unntak av større hasselbestand kan det være vanskelig i dag å påvise lokaliteter som
har vært utnyttet på denne måten (Austad og Hauge 2012). Det er usikkert hvilke arter som eventuelt
er avhengig av denne gamle skjøtselsformen.
Trærne i hagemarkene har gjerne vide kroner ut fra at de står spredt. Det er stor variasjon i
artsmangfold, men det er ikke kjent arter som er eksklusivt knyttet til hagemark. En del av mangfoldet
finnes på og i marka, som sopp og planter i seminaturlige enger. Når det gjelder beitemarkssopp
(økologisk gruppe av sopp knyttet til seminaturlig eng) forekommer de fleste artene som kan finnes i
åpne naturbeitemarker og slåttemarker også i hagemark, men frekvensen av dem er lavere. Dette
skyldes trolig innslaget av ektomykorrhiza-sopper som vokser sammen med ulike treslag. Disse
konkurrerer antakelig med beitemarkssoppene om plass og ressurser, særlig hvis bjørk, eik, hassel, osp
eller gråor/svartor forekommer i hagemarka. Treslag som rogn, ask, alm, einer og hegg danner ikke
ektomykorrhiza og har trolig mindre effekt på beitemarkssoppene. Man regner 156
beitemarkssopparter i Norge, hvorav 105 står på rødlista 2010 (Brandrud et al. 2010). Fordeling av
42
disse geografisk, biogeografisk/klimatisk og økologisk er behandlet av bl.a. Bratli et al. (2011) og
Jordal (1997). Av rødlistearter som ofte går inn i tresatt kulturmark og skogtyper (hovedsaklig kalkrik
mark), er bl.a. stanknarrevokssopp Camarophyllopsis foetens (VU), krattnarrevokssopp
Camarophyllopsis hymenocephala (EN), gulfotnarrevokssopp Camarophyllopsis micacea (EN), brun
køllesopp Clavaria pullei (EN), narregrynmusserong Dermoloma pseudocuneifolium (VU),
praktrødskivesopp Entoloma bloxamii (VU), grønn rødskivesopp Entoloma incanum (NT), gyllen
vokssopp Hygrocybe aurantiosplendens (NT), kalkvokssopp Hygrocybe calciphila (VU), bitter
vokssopp Hygrocybe mucronella (NT), rødskivevokssopp Hygrocybe quieta (NT), vrangtunge
Microglossum atropurpureum (VU), kobbertunge Microglossum fuscorubens (VU), oliventunge
Microglossum olivaceum (VU), safransmåfingersopp Ramariopsis crocea (VU), hvit småfingersopp
Ramariopsis kunzei (NT) og elegant småfingersopp Ramariopsis subtilis (NT). Blant de som ikke er
på rødlista er det også et utvalg slike arter.
Mange arter er dessuten knyttet til gamle trær overalt hvor slike trær finnes, dette mangfoldet er ikke
spesielt for hagemarker. Styvingstrær i hagemark og lauveng kan ha en meget rik lavflora med mange
sjeldne arter (Moe & Botnen 1997, 2000, Svalheim & Bratli 2009). Forøvrig finnes epifytter
(barklevende arter) og vedboende arter av sopp og moser (f.eks. Jordal & Bratli 2012), og mange
virvelløse dyr knyttet til ulike mikrohabitater, bl.a. vedmold, hulrom og død ved (f.eks. SverdrupThygeson et al. 2011a, 2011b, Bendiksen et al. 2008). Edellauvtrærne har størst mangfold av epifytter,
og lav og sopp er viktigst med en lang rekke sjeldne og rødlistede arter, men det finnes også noen
rødlistede mosearter. Det foreligger ingen oversikt over arter knyttet til trær kun i hagemark, men en
gjennomgang av alm, ask og lind foretatt av Jordal & Bratli (2012) viser at det på disse treslagene
(bark, død ved) er funnet ca. 1100 arter og 178 rødlistearter av lav, sopp og moser, hvorav 101
rødlistearter på alm, 109 på ask og 76 på lind. Eksempel på rødlistearter på gammel alm er almelav
Gyalecta ulmi (NT), bleikdoggnål Sclerophora pallida (NT), bleik kraterlav Gyalecta flotowii (VU),
blådoggnål Sclerophora farinacea (VU), klosterlav Biatoridium monasteriense (NT), skrukkeøre
Auricularia mesenterica (NT), almekullsopp Hypoxylon vogesiacum (NT), almebroddsopp
Hymenochaete ulmicola (VU) og barkhårstjerne Syntrichia virescens (VU). Eksempel på rødlistearter
på gammel ask er slike som almelav Gyalecta ulmi (NT), bleikdoggnål Sclerophora pallida (NT),
Thelopsis rubella (VU), prakthinnelav Leptogium cochleatum (EN), skrukkeøre Auricularia
mesenterica (NT) og pelskjuke Inonotus hispidus (EN). Eksempel på rødlistearter på gammel lind er
slike som Thelopsis rubella (VU), svart tvillingbeger Holwaya mucida (NT) og knollstilkkjuke
Polyporus tuberaster (NT). Eikeartene har bl.a. over 100 rødlista billearter og er et av de viktigste
treslagene for denne gruppa, over 500 insektarter finnes i vedmold og råtten ved av eik, dessuten har
eikeartene rundt 60 rødlista lavarter og rundt 50 rødlista vedboende sopparter; 30 av sopp- og
lavartene er nokså eksklusivt knyttet til eik, foruten at det er funnet over 100 jordboende rødlistede
sopparter i eikeskog (Sverdrup-Thygeson et al. 2011a). Artsmangfoldet av ektomykorrhizasopper er
ofte større på gamle trær og påvirkes av hvor lenge treslaget har vært etablert på stedet. Det finnes
mange mykorrhiza-sopper som er knyttet til bare ett treslag eller en treslekt (Brandrud et al. 2010).
Hagemarkene har stor variasjon i artssammensetningen og miljøforhold. Hagemark er semi-naturlig
natur, oftest oppstått fra skogsmark som gjennom lang tid med ekstensivt beite har utviklet egenskaper
som skiller dem fra det natursystemet de ble utviklet fra uten at markstruktur, hydrologi eller andre
basale egenskaper har blitt vesentlig endret. Videre er styving, emneuttak, beitetrykk, husdyrslag og
tidspunktet for beite viktige faktorer av betydning. Til forskjell fra kultureng er hagemark ikke, eller i
bare liten grad, gjødslet, pløyd og tilsådd.
De viktigste lokale komplekse miljøvariablene (LKM) i henhold til NiN (2.0) for semi-naturlig mark
er kalkinnhold (KA), hevdintensitet (HI) og uttørkingsfare (UF). I hagemarkene er hele
variasjonsbredden langs økoklinen kalkinnhold representert og det er også stor variasjon i
uttørkingsfare fra grunnlendte områder til areal med dypere jordsmonn. Tilstandsøkoklinen
tresjiktstetthet (TT) beskriver tettheten til tresjiktet og objektinnhold benyttes til å beskrive eventuell
43
forekomst av styvingstrær (NiN-variabel: KS-8 og KS-9). Dekningen av feltsjiktet i hagemarka bør for
øvrig være > 50 %. Feltsjiktdektningen vil likevel variere noe, til eksempel verdifulle gjengroende
hagemarker i svært kontinentalt klima kan ha utpreget glissent feltsjikt på grunnlendt mark, men
fortsatt være typisk hagemark.
Delnaturtyper
Hagemark karakteriseres av dominerende tre- eller buskslag. Beskrivelsessystemet for
tresjiktsdominans i NiN benyttes til å beskrive variasjon i tresjiktet. Her fanger dominans på
enkeltartsnivå opp alle relevante tre- og buskslag med unntak av einer, som foreslås innført i NiN 2,0.
Under naturtypen hagemark skilles det mellom 8 delnaturtyper basert på kalkinnhold (KA) ved rik og
fattig, hevdform (HF) og treslagsdominans.
1. Fattig hagemark med edelløvtrær. Omfatter hagemark dominert av ustyva edelløvtrær på fattig til middels
næringsrik mark (KA 1-3). Eik (både vinter og sommereik) er gjerne dominerende treslag, men hassel, einer og lite
kravfulle lauvtrær kan og forekomme. På fuktigere mark innslag av svartor. Feltsjiktet semi-naturlig eng (T-36 med
KA 1-3).
2. Rik hagemark med edelløvtrær. Omfatter hagemark dominert av ustyva edeløvtrær på mer næringsrik grunn (KA
5-6). Flere treslag kan dominere som eik, alm, lind, ask, spisslønn og hassel. På friskere grunn gjerne aske- og
svartorhager. Feltsjiktet semi-naturlig eng (T-36 med KA 4-5).
3. Fattig hagemark med styva eller stubbehøsta edelløvtrær. Vegetasjonssammensetningen i feltsjiktet tilsvarer
delnaturtype 1., men med forekomst av styvingstrær eller stubbehøsta edelløvtrær. Styva eikehager er sjeldent, men
det finnes spredte lokaliteter på Agder, i Rogaland og på Vestlandet. Eik ble styva for barken og tømmeret sin del,
eikelauv har bare i begrenset grad blitt brukt til fôr (Sverderup-Thygeson et al. 2010).
4. Rik hagemark med styva eller stubbehøsta edelløvtrær. Vegetasjonssammensetningen i feltsjiktet tilsvarer
delnaturtype 2., men med forekomst av styvingstrær eller stubbehøsta edelauvtrær. Alle typer lauvtrær har blitt
høstet, men de mest verdifulle var gjerne alm, ask, lind og hassel (stubbehøsta). Styva eik forekommer spredt på
Sørlandet og Vestlandet.
5. Fattig hagemark med boreale trær. Hagemark med ulike boreale lauvtrær eventuelt også noe furu på fattig til
middels rik mark (KA 1-3). Ofte hengebjørk, og opp mot fjellet, fjellbjørk som dominerende treslag.
Vegetasjonssammensetningen i feltsjiktet tilsvarer delnaturtype 1.
6. Rik hagemark med boreale lauvtrær. Hagemark med ulike boreale lauvtrær på baserik grunn (KA 4-5).
Vegetasjonssammensetningen i feltsjiktet tilsvarer delnaturtype 2.
7. Fattig hagemark med styva eller stubbehøsta boreale lauvtrær. Vegetasjonssammensetningen i feltsjiktet
tilsvarer delnaturtype 1., men med forekomst av styvingstrær eller stubbehøsta boreale lauvtrær. Bjørk (flere arter),
selje, rogn og osp kan ofte være styva. Bjørkehagene med styvingstrær finnes ofte i tilknytning til lettdrenert og
gjerne tørr mark som ikke egna seg for oppdyrking (Austad 1985). Disse har utviklet seg fra ulike naturtyper ut fra
regional variasjon men sterk utnytting over lang tid med beiting, lauving og hogst har ført til en tilnærmet enhetlig
utforming av feltsjiktet, mens busksjiktet kan bestå av ulike arter (Austad 1985, Austad 1998, Hauge & Austad
1999).
8. Rik hagemark med styva eller stubbehøsta boreale trær. Vegetasjonssammensetningen i feltsjiktet tilsvarer
delnaturtype 2. men med forekomst av enkelte styva- eller stubbehøsta boreale lauvtrær.
44
Avgrensning mot andre naturtyper
Mot Lauveng: Både i hagemark og lauveng har feltsjiktet en dekning på mer enn 50 %. Lauveng har
imidlertid ofte en noe mer glissen tresetting , 2-5 store trær pr dekar, mot hagemarka 5-10. Feltsjiktet i
lauveng skiller seg fra hagemark ved at det har slåttemarkstruktur med artene jevnt fordelt og ofte på
rydda mark. Mange tidligere lauvenger har i nyere tid blitt benyttet beitemarker slik at
slåttemarksfloraen gradvis erstattes av beitemarksarter og videre at den jevne slåttemarksstrukturen
byttes ut med beitemarkas tuete og flekkvise fordeling av arter. Det er imidlertid viktig å skille typene
fordi slåttemarker må skjøttes med slått hvis floraen (og resten av slåttemarksøkosystemet) skal
opprettholdes over tid. For viktige skillekarakterer mellom slåtte- og naturbeitemark se faktaark for
slåttemark.
Mot høstingsskog: Hovedproduksjonen av biomasse i en høstingsskog foregår i tre- og busksjiktet.
Dette skiller høstingsskog fra hagemark og lauveng som begge har en betydelig produksjon av
biomasse også i feltsjiktet. Høstingsskog er gjerne plassert på blokkmark og har ujevnt jordsmonn.
Feltsjikt er ofte glissent og innslag av kulturbetingede arter varierer etter grad av hevd.
Feltsjiktdekningen utgjør < enn 50 % sammenlignet med lauveng og hagemark som skal ha
feltsjiktsdekning > 50%. Antall trær pr dekar er ofte høyere i høstingsskog (> 10 trær/daa) enn i
lauveng og hagemark. I vanskelig terreng kan imidlertid også høstingsskog være glissen, men skiller
seg da fra lauveng og hagemark gjennom at den generelt har et meget dårlig utviklet feltsjikt og et
annet marksubstrat.
Mot store gamle trær: Store gamle trær (SGT) defineres negativt, dvs. omfatter tilfeller som ikke
passer inn i de andre naturtypene høstingsskog, lauveng og hagemark. Der store gamle trær står fristilt
i hagemarka bør de også punktfestes/kartlegges som store gamle trær.
Mot beiteskog: Beiteskog er skogsområder som brukes til ekstensivt beite for husdyr. Tresjikt og
feltsjikt påvirkes i hovedsak kun av beiting og tråkk. Beitetrykket er generelt lavere enn i hagemark og
naturbeiter, og tilsvarer i snitt trinn 2 på hevdintensitetsgradienten (HI) i NiN 2.0. Skogsbeiter kan ofte
ha betydelige innslag av gran, og vegetasjonen er mer mosaikkpreget der det over korte avstander
veksler mellom øyensynlig upåvirka skogsvegetasjon mot mer beitepåvirka engvegetasjon langs gamle
tråkk, stier, skogsbilveier, tømmerluner, glenner, gamle løkker, slåttemarker osv. Hagemark er mer
lysåpen, tresatt beitemark med mer homogent, beiteprega, grasrikt feltsjikt der tresjiktet i tillegg er
ryddet for å gi plass, le og skygge til beitedyrene. Beitesskog har i snitt høyere tresjikttetthet (TT 5-8)
sammenlignet med hagemark (TT 4-6) og kan skilles på dette, spesielt der det er lenge siden at
beitingen opphørte.
Mot rik edelløvskog: Rik edeløvskog skiller seg fra hagemark ved høy tetthet av trær og at feltsjiktet i
liten grad inneholder habitatspesialister som karakteriserer eng og beite. Gjengrodd hagemark
tilsvarende NiN gjengroingsgrad 4 (GG-4, sein gjenvekstsuksesjonsfase) sees som restaurerbar
hagemark, mens lokaliteter med høyere gjengroingsgrad (GG-5, ettersuksesjonstilstand) defineres som
edellauvskog med spredte store gamle trær.
Mot åpen semi-naturlig eng(T36), oppdyrket mark med preg av semi-naturlig eng (T41) og åker
(T44) / oppdyrket varig eng (T45): Glissent tresatt hagemark og lauveng danner ofte overgang mellom
åpen slåtte- og naturbeitemark, eller i enkelte tilfeller åker og kultureng. Fravær av trær, eller
forekomst av trær tilsvarende TT 3 defineres som åpen kulturmark eller åpen kunstmark.
Mot tresatt kunstmarkseng (NiN 1,0 T3): Hagemark med biomangfoldverdier mest knyttet til trærne,
og mer triviell engflora i feltsjiktet (tilsvarende HI til og med 5), defineres som hagemark. Det skal da
poengteres at verdiene som skal ivaretas er knyttet til trærne. Hvis feltsjiktet etter sterk og langvarig
gjødsling ev. jordbearbeiding ikke kan betegnes som annet enn oppdyrket mark eller åker (HI > 5),
45
defineres lokaliteten som erstatningsbiotop på tresatt mark (se eget faktaark). Artssammensetningen
preges da gjerne av nitrogenelskende og innsådde arter. De lettest synlige kjennetegn på oppdyrket
mark til forskjell fra kulturmark er:
•
forekomsten av arter som indikerer at enga tidligere har vært gjødsla eks dominans av et
mindre antall grasarter som hundegras (Dactylis glomerata), rødsvingel (Festuca rubra), ellers
dominans av et mindre antall urter slik som hvitkløver (Trifolium repens), krypsoleie
(Ranunculus repens) og stormaure (Galium mollugo ssp. erectum).
•
forekomsten av tidligere innsådde arter slik som engreverumpe (Alopecurus pratensis), timotei
(Phleum pratense), engsvingel (Festuca pratensis), raigras (Lolium sp).
Påvirkning/bruk
Positiv bruk:
Beite: Jevnlig beite fjerner organisk materiale i feltsjiktet. En unngår da en opphopning av dødt
organisk materiale, og en får knapphet på nitrogen og fosfor. Dette er sentralt for et stort mangfold av
blant annet konkurransesvake arter i både slåttemarker og naturbeitemarker.
Tynning og uttak av trær. Hagemarkene er lysåpne for å sikre beitetilgangen. Tradisjonelt har det vært
et jevnlig uttak av trær til ved og emnevirke. Beitingen reduserer oppslag av unge lauvtrær og til en
viss grad bartrær, men en viss foryngelse forekommer. Det har derfor vært vanlig å rydde i oppslag og
unge bartrær for å forhindre fortetting og gjengroing.
Styving, vedhogst, uttak av emnevirke og stubbehøsting øker lystilgang til bakken og på
styvingstrærne. Årlig uttak av biomasse fra tresjiktet sørger for små trekroner, mye lys og høy
temperatur i feltsjiktet med høy omdanningsgrad og god aktivitet i jordsmonnet. Stubbeskuddskogene
er avhengig av regelmessig høsting. Uten bruk vil stubbeskuddskogene hurtig vokse til og utvikle seg
til tette skoger siden den jevnlige kuttingen resulterte i et stort skuddoppslag fra bais og siden selektiv
fjerning av andre treslag har opphørt samtidig. Til eksempel ser en i dag gjengroing med or i visse
former av bandskog med hassel.
Negativ bruk:
Opphør av beite: Ved opphør av slått og ev. beite favoriseres høyvokste arter, mens de lavvokste går
tilbake. Etter hvert vandrer busker og trær inn (Norderhaug et al 1999).
Intensivering: I motsatt fall vil for høyt beitetrykk og skifte til andre typer beitedyr kunne påføre
uopprettelige tråkkskader og slitasje på feltsjikt og kunne skade trærne. Beitedyr av til eksempel tunge
kjøttferaser, Skotsk høylandsfe, travhester (siden de løper/beveger seg mye) kan påføre skader både på
stammer, greiner og røtter og tråkke opp feltsjiktet. I mange tilfeller skyldes dette for mange dyr pr
arealenhet, da hagemarkene eller de nære hamnene blir brukt som luftegårder der dyra gjerne
tilleggsfôres.
Gjødsling dreier artssammensetningen i feltsjiktet over til et fåtall nitrofile arter, mens nøysomme
naturengarter går tilbake eller forsvinner helt (Emanuelsson & Johansson 1987, Norderhaug et al
1999). Omfanget avhenger sterkt av mengde tilført gjødsel, men også type, der gylle gir størst endring,
fullgjødsel og nitrogenrik gjødsel middels sterk, og fast husdyrgjødsel har svakest effekt
(Emanuelsson & Johansson 1987, Norderhaug et al 1999). Sterk gjødsling gir irreversible endringer.
Særlig en del beitemarksopp krever svært langvarig hevd av åpne, ugjødslede og ikke jordbearbeidete
enger (Jordal 1997). Undersøkelser konkluderer med at beitemarkssopp er følsomme for gjødsling,
særlig for fosfor (Nitare 1988, Hallingbäck 1994), og at de har lav toleranse for bløtgjødsel og
kunstgjødsel, men synes å ha noe større toleranse for fast husdyrgjødsel ifølge Arnolds (1981).
46
Opphør av uttak av trær. I mange hagemarker i dag er denne jevnlige ryddingen og uttaket av trær nær
opphørt. Gamle og større trær som før sto som mer frittstående solitærtrær i hagemarka gror i økende
grad inne i yngre oppslag. Dette endrer solinnstråling og fuktighetsforholdene for barklevende
epifytter og artene i feltsjiktet.
Opphør av styving: I hagemarker kan både funksjon og struktur til styvingstrær forringes av
manglende styvingsskjøtsel. Der det har gått lang tid siden tradisjonell drift opphørte står de gamle
styvingstrærne med tunge kroner og tykke kvister, og ved opphør av beite i tillegg vil de ofte stå
tilgrodd i yngre lauvoppslag. Dette endrer lokalklimaet for bl.a. de barklevende epifyttene fra solrikt
og varmt til et mer skyggefullt og fuktig lokalklima.
Inngrep i form av nedbygging eller hugst av styvingstrærne vil ødelegge eller fjerne hagemarka.
Verdisetting
Hagemarker holdt i kontinuerlig hevd med ekstensiv eller tradisjonell beiting og med ved og
emneuttak, og hvor denne bruken fortsatt pågår, er uvanlig og antas å utgjøre kun små areal i dag.
Viktige parametere for verdisetting av hagemarker er tilstanden til hagemarka uttrykt gjennom
gjengroingsgrad (GG) og forekomst av store gamle trær. Videre er nyere tids påvirkning uttrykt
gjennom aktuell bruksintensitet (BI) og bruksform (BF) viktig, det samme er artsmangfold og grad av
typevariasjon innen lokaliteten. Forekomst av store gamle trær, inklusive styvingstrær og
stubbelauvingstrær(KS-8 og KS-9), er viktige for å øke habitatgrunnlaget for rødlistearter.
Viktige parametere for verdisetting
Størrelse: Siden hagemark i hevd er mindre vanlig settes krav til størrelse lavt. Dette gjelder både
fattigere og rikere typer.
Typevariasjon: Desto større variasjon mht. fuktighet, næringsstatus, jordforhold og lokalklimatiske
forhold innen lokaliteten desto høyere vekt. Her benyttes NiN-grunntyper for semi-naturlig eng slik
som variasjonen mht kalkinnhold (KA 1-5), uttørkingsfare (UF 1-4), kildevannspåvirkning (KI 1-5) og
ulike kombinasjoner mellom disse
Artsmangfold: Artsmangfoldet i hagemarker vurderes etter antall tyngdepunktarter for semi-naturlig
eng (se egen liste) samt antall rødlistearter. Lokaliteter med artsrikt feltsjikt av semi-naturlige
tyngdepunktarter og en velutviklet epifyttflora på trærne (inklusive forekomst av rødlistearter) bør
vektes høyt. Det er også viktig å vurdere potensialet for rødlistearter, da til eksempel hagemarker kan
være verdifulle lokaliteter for beitemarksopp og forekomsten av disse varierer fra år til år.
Tilstand: Lokaliteter i hevd med liten grad av gjengroing (GG) og med innslag av store gamle trær
bør vektes høyt. Restaureringspotensialet til ei hagemark kan være vanskelig å vurdere, og avhenger
både av type og hvor lenge siden beiting og ev annen skjøtsel opphørte. Restaureringspotensialet bør
vurderes i forhold gjengroingsgrad, der GG-4 sein gjenvekstsuksesjonsfase anses som restaurerbar.
Imidlertid bør den samsvare med forekomst av noen tyngdepunktsarter for semi-naturlig eng (se
artsliste) og/eller epifytter som prefererer en mer lysåpen hagemarksstruktur. Tilstanden til hagemarka
anses som viktig i verdisettingen vurderes i forhold til gjengroingsgrad (GG) og forekomst av store
gamle trær (inklusive styvings- og stubbelauva trær, KS 8 og KS 9). Desto flere store gamle
trær/styvingstrær pr arealenhet desto større vekt.
Påvirkning: Lokaliteter med kontinuitet i hevd bør vektes høyt (se også definisjon). Nåværende bruk
(NiN aktuell bruksform, BF) skal være beite og intensiteten av den (aktuell bruksintensitet, BI) skal i
snitt ligge mellom BI 3 svært ekstensiv hevd og BI- 5 ekstensiv hevd med svake spor etter intensiv
hevd. På mindre areal til eksempel i nære luftegårder rundt fjøs kan BI 6, moderat intensiv, hevd
godtas hvis det forekommer biomangfoldverdier på trærne.
47
Landskapsøkologi: For hagemark er lokalitetens landskapsøkologiske plassering viktig. Lokalitetene
vil vanligvis forekomme som avgrensede enheter, men kan ligge i komplekse, tradisjonelt drevne
gårdslandskap der artsrike kanter, naturbeitemarker, slåtteenger og annen kulturmark er med på å
forsterke verdiene. Dette fordi det finnes en del felles engarter med nevnte miljøer, samt tilsvarende
felles trelevende arter innen alléer, tuntrær og hagemarker. I tillegg kommer arter som både trenger
semi-naturlige engmiljøer og gamle trær eller trevirke i ulike deler av sin livssyklus, samt arter som
generelt krever varierte, artsrike og halvåpne landskap.
Mindre viktige parametere for verdisetting
Andre tilstandsøkokliner som er viktige å vurdere er eventuelle innslag av fremmede arter (FA).
Lokaliteter uten innslag av problemarter og fremmede arter kan vurderes og vektes opp i tilfelle der en
er i tvil om verdisetting. Det samme gjelder inngrep i form av nedbygging, samt eutrofieringsgrad,
som begge er negative faktorer som vil eventuelt trekke ned verdien til lokaliteten.
Tabell 4. Verdisettingsmatrise med hovedvekt på biomangfoldverdiene knyttet opp mot feltsjiktet og
det landskapsøkologiske aspektet.
Parameter
Størrelse
Typevariasjon
Lav vekt
1 daa-3 daa
1-2 grunntyper (NiN)
Artsmangfold
Rødlisteart: 1NT/DD- Rødlisteart: 2 -3
art
NT/DD-arter, eller
forekomst av 1 VU-art
og/eller
og/eller
Tyngdepunktarter:
Tyngdepunktarter:
20-29 arter
Baserik eng: 15-19
15-19 arter
arter
Fattig eng: 10-14 arter
Gjengroing (GG-4),
Noe gjengroing (GG-3),
tidl.
sein
gjenvekstsuksesjonsfa gjenvekstsuksesjonsse Fortsatt
fase, og/eller:
restaureringspotensiale, og/eller:
3-5 store trær
Forekomst av 1-2
store, gamle trær (se
eget faktaark)
Over tid for intensiv
For intensiv bruk:
Bruksintensitet BI 6., bruk BI 5, eller:
eller:
Opphør av beitebruk, Opphør av tradisjonell
for mer enn 30 år
bruk for 10- 30 år siden
siden dvs BI 1 og 2
Tilstand
Påvirkning
Men i begge tilfeller
fortsatt restaureringspotensiale
Middels vekt
4-10 daa
3 grunntyper eller 2
grunntyper der fukteng
utgjør den ene.
Restaureringspotensiale
t er godt.
48
Høy vekt
> 10 daa
≥ 4 grunntyper, eller 3
grunntyper der
fukteng utgjør den
ene.
Rødlisteart: ≥4
NT/DD arter, eller 2
eller flere VU-arter,
eller forekmst. av 1
EN- eller CR-art
og/eller
Tyngdepunktarter:
30 arter eller flere
20 arter eller flere
I bruk med trad. beite
(GG1), opphør av
beite i få år (GG 2),
og/eller:
>5 store trær
I aktiv bruk med i snitt
BI 4 (moderat
ekstensiv bruk), eller:
< 10 år siden
tradisjonell beiting
opphørte.
Landskapsøkologi 5 – 1 km fra nærmeste
verdifull kulturmark,
og i områder med
aktivt husdyrhold (dvs
dyr som kan skjøtte
hagemarka)
< enn 1 km fra
nærmeste verdifull
kulturmark, og
forekomst av nettverk
av kantvegetasjon
(korridorer), åkerholmer
(steppingstones) og
andre
natursystemkomponente
r som muliggjør
artsspredning
< enn 0,5 km fra
nærmeste verdifull
kulturmark, og grønt,
kulturbetinga nettverk
utgjør > 10 % av
omkringliggende areal
/ og eller inneholder 2
til 3 kulturelementer
viktige for
biomangfoldet2
Lokalt viktig – C: Inngangsvekt oppnådd på størrelse, tilstand og artsmangfold, eller på størrelse,
påvirkning og artsmangfold.
Viktig – B: Middels vekt oppnådd på tilstand eller påvirkning, samt minst 2 andre parametere. Eller lav
vekt på tilstand eller påvirkning og høy vekt på artsmangfold.
Svært viktig – A: Høy vekt på tilstand eller påvirkning og minst 2 andre parametere, eller middels vekt
på tilstand eller påvirkning og høy vekt på artsmangfold.
De oppsatte parameterne i tabell 2 er veiledende for å konkretisere verdiene. En kommer likevel ikke
utenom en skjønnsmessig vurdering av hver enkelt lokalitet.
Råd om skjøtsel og hensyn
Generell vurdering
Skjøtsel i form av beiting med riktig beitetrykk og beitedyr er avgjørende for å opprettholde
hagemarker. Videre vil det være viktig å legge opp til en skjøtsel der tresjiktet bevares tilstrekkelig
åpent slik at feltsjiktet produserer nok beite. Gamle trær, og spesielt om det finnes styvingstrær, bør
ivaretas og fristilles. Nystyving av unge trær er viktig for kontinuiteten i hagemarker med gamle
styvingstrær. For nærmere beskrivelse av aktuelle skjøtselstiltak se Norderhaug et al 1999.
Beitetrykk
•
Middels beitetrykk anbefales, eventuelt med en god nedbeiting på høsten. God nedbeiting på
høsten hindrer grønngjødsling med overliggende daugras våren etter, og bidrar til en
heldekkende beiteprega vegetasjon. Det er viktig å tilpasse beitetrykk til artsinventaret i
feltsjiktet. Er det et godt utviklet våraspekt med eks marianøkleblom, blåveis, hvitveis osv. bør
beiteslipp vente til disse er avblomstra, eventuelt kutte ut vårbeitingen. Generelt er det viktig å
følge tradisjonelt beitemønster og beitetrykk.
•
Beitedyr: Det er viktig at den enkelte hagemarkslokalitet får fortsette å bli beitet av samme
type beitedyr som tradisjonelt har utformet dem. Mange steder beitet sau i hagemarkene vår og
høst, før og etter utsendelse til utmarksbeite. Storfe (ungdyr) og hester beitet gjerne gjennom
sommeren osv. Mangel på beitedyr er et problem mange steder og det vil ikke alltid være
mulig å følge opp det tradisjonelle mønsteret, men dette bør etterstrebes.
Beiteperiode. Artsinventaret i hagemarka bør styre beitingen. Ei hagemark med tydelig
våraspekt bør ikke beites før etter avblomstring av dette. Hagemarker med forekomst av til
•
2
kulturelementer viktige for biomangfoldet: slik som gamle steinsettinger (murer veier), gamle åpne brønner,
steingjerder, rydningsrøyser, gamle tømmervegger, annet gammelt og ubehandla treverk
49
•
•
•
•
eksempel solblom eller andre tidligblomstrende rødlistearter bør ikke beites av sau før etter
blomstring, mens storfebeite går ofte bra selv før og under blomstring osv.
Restaurering/tilbakeskjæring: I hagemarker kan både funksjon og struktur til styvingstrær
forringes av manglende skjøtsel (styving av lauvtrær, åpning av tett skog). Dette kan og være
en utfordring der det har gått lang tid siden tradisjonell drift opphørte, og de gamle
styvingstrærne nå står med tunge kroner med tykke kvister. Restaurering med tilbakeskjæring
anbefales å gjøres på et mindre antall trær, og så se hvordan de responderer. Det er imidlertid
viktig å være klar over at ulike treslag responderer ulikt på restaurering. Alm er gjerne lettere å
restaurere sammenlignet med ask. Eik er ennå mer krevende, og igjensetting av livkvister eller
gradvis tilbakeskjæring anbefales. Feil tilbakeskjæring kan medføre at trær dør. Det er derfor
viktig å fokuseres på lage nye styvingstrær som kan ta over for de eldre etterhvert. Dette gir
kontinuitet i de strukturer som mange insekter, laver og moser er begunstiget eller avhengige
av.
Hindre gjødsling: Gjødsling med tilført kunst- eller husdyrgjødsel må ikke forekomme i
hagemarker. I hagemarker med små naturverdier knyttet til feltsjiktet må det tas hensyn til
trærne. Av hensyn til epifyttfloraen må det ikke sprøytes gjødsel oppover stammene på trærne.
Fjerning av fremmede arter, som for eksempel ulike granarter på Vestlandet, er ønskelig
mange steder. Spredning fra plantefelt medfører at det mest effektive ikke vil være å bare
fjerne bartrær innenfor lokalitetene, men også i ei sone rundt.
Hjortegnagskader: Unormalt høye tettheter av hjorteviltbestander skaper problemer med å
bevare og rekruttere viktige treslag (gjelder særlig elgskader på rogn i Midt-Norge og
barkgnag og beiting av hjort på bl.a. alm på Vestlandet), noe som i neste omgang rammer
artsmangfold og skogstruktur i hagemarka. Reduksjon av hjortebestanden vil vanligvis være
det mest aktuelle tiltaket. Avhengig av snømengdene vil det variere sterkt hvor mye og hvor
hardt dyrene beiter på trærne. For å forhindre konsentrering av hjort pga. snøforholdene vil
effektive tiltak normalt være betinget av at bestandsreduksjonen gjøres permanent og over et
større område.
Kunnskapsnivå og viktige kilder
Vi har liten kunnskap om stubbehøsta trærs eventuelle verdi for biomangfold. For at kunnskapsnivået
skal bli bedre er det derfor ønskelig at disse merkes og beskrives der de forekommer. Det er behov for
bedre kunnskap om styvingstrær generelt, artsmangfold på styvingstrær, om biologiske konsekvenser
av historisk bruk mm. Generelt er kunnskapsnivået med hensyn til artenes respons på
styving/stubbehøsting lite kjent (Jordal og Bratli 2011). Til stubbskuddskogene som
produksjonssystem kan det være knyttet viktige, men ennå lite undersøkte økologiske prosesser
(Austad og Hauge 2012). Kunnskap om styvingsgjødsling kan gi viktig innsikt i landskapsendringer
opp gjennom tiden, og kan også være et viktig bidrag ved utvikling av alternative
produksjonssystemer i landbruket (Fremstad og Moen 2001).
Litteratur
Austad, I., 1985. Vegetasjon i kulturlandskapet. Bjørkehager og einerbakker. S.1-35s. Sogn og
Fjordane distriktshøgskule Skrifter 1985:1.
Austad, I., 1998. Hagemark og lauveng på Vestlandet. I Framstad, E. & Lid, LB. (red.): Jordbrukets
kulturlandskap. S 41-49. Universitetsforlaget, Oslo.
Brandrud, T.E., Bendiksen, E., Hofton, T.H., Høiland, K. & Jordal, J.B. 2010. Sopp Fungi. pp. 87-123
I: Kålås. J. A., Viken, Å., Henriksen, S. & Skjelseth, S. (red.). Norsk rødliste for arter 2010. - The
2010 Norwegian Red List for Species. Artsdatabanken, Norway.
50
Bratli, H., Jordal, J.B., Stabbetorp, O.E. & Sverdrup-Thygeson, A. 2011. Naturbeitemark – et hotspothabitat. Sluttrapport under ARKO-periode II. - NINA Rapport 714: 1-84.
Direktoratet for naturforvaltning 2009. Handlingsplan for slåttemark.
Direktoratet for naturforvaltning 2012. Faggrunnlag for høstingsskoger i Norge. November 2012.
Emanuelsson, U. 2009. Europeiska kulturlandskap. Hur människan format Europas natur.
Ekstam, U., Aronsson, M. & Forshed, N. 1988. Ängar. –Lts förlag, Stocholm. 208 s.
Fremstad & Moen (2001). Truete vegetasjonstyper i Norge. NTNU Vitenskapsmuseet. Rapport
botanisk serie 2001-4.
Halvorsen, R, Andersen T, Blom, H.H., Elvebakk , A., Elven, R, Erikstad, L., Gaarder, G., Moen, A.,
Mortensen, P.B.,
Norderhaug, A., Nygaard, K., Thorsnes, T., Ødegaard, F. 2009. Naturtyper i Norge (NiN) versjon
1.0.0. – Artsdatabanken, Trondheim.
Häggström, C.-A. 1987. Hage. s.91-100 I: Emanuelsson, U. & Johansson, C.E.(red.) Biotoper i det
nordiska kulturlandskapet. - Naturvårdsverket Rapport 3556.
Jordal, J.B. 1997. Sopp i naturbeitemarker i Norge. Direktoratet for naturforvaltning, Utredning 6: 1112.
Jordal J.B. & Bratli H. 2012. Høstingsskog og styvingstrær i Norge med vekt på alm, ask og lind.
Utbredelse, artsmangfold og supplerende kartlegging i 2011. Rapport J.B. Jordal nr. 3-2012. 114 s.
Lindgaard, A. og Henriksen, S. (red.) 2011. Norsk rødliste for naturtyper 2011. Artsdatabanken,
Trondheim.
Moe, B. & Botnen, A. 1997. A quantitative study of the epiphytic vegetation on pollarded trunks of
Fraxinus excelsior at Havrå, Osterøy, western Norway. Plant Ecology 129: 157-177.
Moe, B. & Botnen, A. 2000. Epiphytic vegetation on pollarded trunks of Fraxinus excelsior in four
different habitats at Grinde, Leikanger, western Norway. Plant Ecology 151: 143-159.
Norderhaug, A., Austad, I., Hauge, L., Kvamme, M. (red.): 1999. Skjøtselsboka for kulturlandskap og
gamle norske kulturmarker. Landbruksforlaget, Oslo.
Svalheim, E.& Bratli, H., 2009. Lauvingsliene på Øvre Ramse, Åmli kommune Aust-Agder. Skjøtsel
og overvåkning. Bioforsk rapport vol 4 nr 195.
Sverdrup-Thygeson, Bratli, H., Brandrud, T.E. & Ødegaard, F. 2010. Faglig grunnlag for
handlingsplan for hule eiker. NINA rapport 631.
Sverdrup-Thygeson, A., Bratli, H., Brandrud, T.E., Endrestøl, A., Evju, M., Hanssen, O., Skarpaas, O.,
Stabbetorp, O. & Ødegaard, F. 2011a. Hule eiker – et hotspot-habitat. Sluttrapport under ARKOprosjektets periode II. - NINA Rapport 710. 47 s.
Szabo, M. 1970. Herdar og husdjur. En etnologisk studie över Skandinaviens och Mellaneuropas
beteskultur og vallningsorganisation. - Nordiska Museets Handlingar nr. 73.
51
Lauveng
Ellen Svalheim. Oppdatert 28. november 2014.
Definisjon
Beskrivelse:
Lauveng er lysåpen, tresatt slåttemark formet ved høsting av fôr i både feltsjiktet (slått og beiting) og
tresjiktet (vanligvis styving/kylling). Feltsjiktet har mer enn 50 % dekning. Tresjiktet består av styva
eller stubbelauva gamle lauv- og edellauvtrær som alm, ask og bjørk, med tetthet 2-5 gamle trær pr.
daa. Lauveng kan også ha innslag av hassel.
Teknisk definisjon:
Lauveng er ikke definert som egen type i NiN, men framkommer som T*36 Semi-naturlig eng med
grunnleggende hevdform slått (Y1), sammen med beskrivelser av tre- og busksjiktet.
Tabell 5. Parametere som viser inngangsverdiene til og som definerer naturtypen lauveng.
Parameter
Krav
Kommentar
Hevdintensitet
trinn 3 til og med trinn 5
Jf. NiN 2.0: Trinn 3 – svært ekstensiv hevd t.o.m.
trinn 5- ekstensiv hevd med svake spor etter
intensiv hevd.
Tresjiktstetthet
Trinn 3 til og med trinn 4
Der trinn 3, er åpen mark med svært spredt
tresetting med kronedekning 2,5- 5 %, trinn -4 er
åpen tresatt mark som er nær ved å tilfredsstille
skogsdefinisjonen og med kronedekning 5-10 %.
Objektinnhold
KS-8
Objektinnhold benyttes til å beskrive eventuell
forekomst av styvingstrær (KS-8) eller trær som er
stubbelauvet dvs. høstet ved basis (KS-9)
(HI)
KS-9
Feltsjiktdeknin
g
> 50 %
Siden lystilgangen ofte er god vil feltsjiktet
vanligvis være på > 50 %
Dominansforhold beskriver arter eller artsgrupper i tresjiktet.
Hvorfor er naturtypen viktig
I forskrift om utvalgte naturtyper inkluderes lauveng i utvalgt naturtype slåttemark. I 2009 fikk
naturtypen slåttemark (inkludert lauveng) egen handlingsplan (Direktoratet for naturforvaltning 2009).
Lauveng er truet fordi slått av semi-naturlig slåtteeng i kombinasjon med styving og eventuelt
stubbehøsting av trær til fôr har opphørt som driftsform i dagens landbruk. I Norsk rødliste for
naturtyper 2011 vurderes naturtypen slåttemark (inkludert lauveng) som sterkt truet (EN).
Arealer med lauveng trues ved opphør av drift med påfølgende gjengroing. Også skogplanting, hogst,
utbygging, oppdyrking, gjødsling, tidligere slåttetidspunkt enn før, kun beite som skjøtsel i stedet for
slått og etterbeiting med uegna beitedyr truer gjenværende lauvenger. Typen kan ha et høyt antall
rødlistearter, særlig blant sopp, insekter, karplanter og epifytter, dvs. vedboende lav, moser og sopp (se
Jordal og Bratli 2011).
52
Utbredelse
Lauveng finnes best utviklet på marginal innmark eller i tilknytning til slåtter i utmark. Lauveng kan
påtreffes ulike steder i landet med unntak av de alpine sonene og i sterkt oseanisk seksjon (O3t).
Lauveng er best utviklet i boreonemoral (BN) til sørboreal (SB) sone og følger utbredelsen til
edelløvskogene, men forekommer også i mellomboreal (MB) og nordboreal (NB) sone. Den mellomnordboreale lauvenga finnes opp mot fjellet i Sør-Norge og i lavlandet i Nord-Norge og har ofte blitt
stubbelauvet (Norderhaug et al 1999). Den norske lauvenga utgjør den nordligste utposten til de
nordiske og europeiske lauvengene (Fremstad og Moen 2001). Lauvenger finnes ellers i alle de
nordiske landene (Norderhaug et al. 1999). I Norge var lauveng tidligere vanlig over hele landet, i dag
er imidlertid lauveng vanligst på Vestlandet (Sogn og Fjordane og Hordaland) men kan påtreffes også
sporadisk i de andre fylkene.
Naturfaglig beskrivelse
Lauveng er tresatt semi-naturlig slåttemark formet av langvarig slått som viktigste grunnleggende
hevdform. Ofte ble lauvengene vår- og høstbeitet i tillegg til slåtten som ble utført etter at de fleste
plantene hadde blomstret og satt frø. De viktigste lauvtrærne i lauveng er ask, alm og bjørk. Lauveng
kan også ha innslag av eik, lind og selje, samt hassel som ble utnyttet til emneved (tønnebånd) og til
nøtteproduksjon. Lauveng er utviklet fra en rekke skogstyper, særlig alm-lindeskog, gråor-almeskog
og or-askeskog men det finnes også eksempler på at lauveng har utgangspunkt i gråor-heggeskog eller
høystaudebjørkeskog. Tre- og busksjiktet kontrolleres, enten gjennom rydding og stubbeskuddshogst.
Styvingstrær, fortrinnsvis av alm ble av og til plantet på jordbruksmark (Fremstad og Moen 2001).
Styving av trærne foregikk enten i form av lauving eller rising.
Slåttemarka i lauvenga er ofte artsrik, med stedegne urter og gras, siv, starr som fordeler seg jevnt
utover. Det er vanlig med lyselskende, konkurransesvake og tråkkømfintlige arter, samt arter med lavt
vekstpunkt som raskt vokser til igjen etter slått (se artsliste). Slåttemarkene er generelt ofte
overflateryddet men ikke oppdyrket (pløyd) eller tilsådd i seinere tid, og ikke gjødslet eller sprøytet på
moderne vis. Lauvengene kjennetegnes ved at de er lysåpne, men på grunn av tresjiktet kan feltsjiktet i
tillegg ha innhold av skyggetålende kantarter, for eksempel kratthumleblom, skogkløver, fagerklokke,
åkermåne og skogmarihånd. Det er stor variasjon i artsmangfold, men det er ikke kjent arter som er
eksklusivt knyttet til lauveng. En del av mangfoldet finnes på og i marka, som sopp og
planter i seminaturlige enger. Når det gjelder beitemarkssopp (økologisk gruppe av sopp knyttet til
seminaturlig eng) forekommer trolig flere av artene også i lauveng, men kunnskapsnivået er dårlig.
Man regner 156 beitemarkssopparter i Norge, hvorav 105 står på rødlista 2010 (Brandrud et al. 2010).
Man kjenner ikke til hvorvidt bruksform (beiting kontra slått) medfører variasjon i artsmangfoldet av
beitemarkssopp. Fordeling av beitemarkssoppene geografisk, biogeografisk/klimatisk og økologisk er
behandlet av bl.a. Bratli et al. (2011) og Jordal (1997).
Et stort mangfold er dessuten knyttet til gamle trær overalt hvor slike trær finnes, dette mangfoldet er
ikke spesielt for lauveng. Styvingstrær i hagemark og lauveng kan ha en meget rik lavflora med mange
sjeldne arter (Moe & Botnen 1997, 2000, Svalheim & Bratli 2009). Forøvrig finnes epifytter
(barklevende arter) og vedboende arter av sopp og moser (f.eks. Jordal & Bratli 2012), og mange
virvelløse dyr knyttet til ulike mikrohabitater, bl.a. vedmold, hulrom og død ved (f.eks. SverdrupThygeson et al. 2011a, 2011b, Bendiksen et al. 2008). Edellauvtrærne har størst mangfold av epifytter,
og lav og sopp er viktigst med en lang rekke sjeldne og rødlistede arter, men det finnes også noen
rødlistede mosearter. Det foreligger ingen oversikt over arter knyttet til trær kun i lauveng, men en
gjennomgang av alm, ask og lind foretatt av Jordal & Bratli (2012) viser at det på disse treslagene
(bark, død ved) er funnet ca. 1100 arter og 178 rødlistearter av lav, sopp og moser, hvorav 101
rødlistearter på alm, 109 på ask og 76 på lind. Eksempel på rødlistearter på gammel alm er almelav
Gyalecta ulmi (NT), bleikdoggnål Sclerophora pallida (NT), bleik kraterlav Gyalecta flotowii (VU),
blådoggnål Sclerophora farinacea (VU), klosterlav Biatoridium monasteriense (NT), skrukkeøre
Auricularia mesenterica (NT), almekullsopp Hypoxylon vogesiacum (NT), almebroddsopp
53
Hymenochaete ulmicola (VU) og barkhårstjerne Syntrichia virescens (VU). Eksempel på rødlistearter
på gammel ask er slike som almelav Gyalecta ulmi (NT), bleikdoggnål Sclerophora pallida (NT),
Thelopsis rubella (VU), prakthinnelav Leptogium cochleatum (EN), skrukkeøre Auricularia
mesenterica (NT) og pelskjuke Inonotus hispidus (EN). Eksempel på rødlistearter på gammel lind er
Thelopsis rubella (VU), svart tvillingbeger Holwaya mucida (NT) og knollstilkkjuke Polyporus
tuberaster (NT). Eikeartene har bl.a. over 100 rødlista billearter og er et av de viktigste treslagene for
denne gruppa, over 500 insektarter finnes i vedmold og råtten ved av eik, dessuten har eikeartene rundt
60 rødlista lavarter og rundt 50 rødlista vedboende sopparter; 30 av sopp- og lavartene er nokså
eksklusivt knyttet til eik, foruten at det er funnet over 100 jordboende rødlistede sopparter i eikeskog
(Sverdrup-Thygeson et al. 2011a). Artsmangfoldet av ektomykorrhizasopper er ofte større på gamle
trær og påvirkes av hvor lenge treslaget har vært etablert på stedet. Det finnes mange mykorrhizasopper som er knyttet til bare til ett treslag eller en treslekt (f. eks. til lind, eik eller bjørk) (Brandrud et
al. 2010).
Lauvengene har stor variasjon i artssammensetningen og miljøforhold. Lauveng er semi-naturlig natur,
oftest oppstått fra nevnte skogstyper som gjennom lang tid med ekstensiv slått og beite har utviklet seg
til gras- og urterike vegetasjonstyper med kulturavhengige arter som skiller dem fra det natursystemet
de ble utviklet fra – uten at markstruktur, hydrologi eller andre basale egenskaper har blitt drastisk
endret. Videre er styving, emneuttak, slåttetidspunkt, beitetrykk, husdyrslag og tidspunktet for beite
viktige faktorer av betydning. Til forskjell fra kultureng er lauveng ikke, eller i bare liten grad,
gjødslet, pløyd og tilsådd.
De viktigste lokale komplekse miljøvariablene (LKM) i henhold til NiN (2.0) for semi-naturlig mark
er kalkinnhold (KA), hevdintensitet (HI) og uttørkingsfare (UF). I lauvengene er variasjonsbredden
langs LKM-en kalkinnhold gjerne mellom KA 3 og KA 5. Slått på de fattigste områdene ble i liten
grad praktisert, da produksjonen i feltsjiktet her var minimal. Tilstandsparameteren tresjiktstetthet
(TT) beskriver tettheten til tresjiktet og objektinnhold benyttes til å beskrive eventuell forekomst av
styvingstrær (KS-8) eventuelt stubbelauvingstrær (KS-9). Dekningen av feltsjiktet i lauvenga skal for
øvrig være over 50 %.
Delnaturtyper
Lauveng har nær samme feltsjiktsvegetasjon som de åpne slåttemarkene, men med innslag av
skyggetålende arter. Lauveng karakteriseres i NiN i tillegg av dominerende tre- eller buskslag.
Beskrivelsessystemet for tresjiktsdominans benyttes til å beskrive variasjon i tresjiktet. Her fanger
dominans på enkeltartsnivå opp alle relevante tre- og buskslag. Lauveng deles opp i følgende fire
delnaturtyper.
1. Fattig lauveng med edelløvtrær. Omfatter lauveng med styva edelløvtrær på fattig til middels
næringsrik mark. Kylla (styva) eik (både vinter og sommereik), hassel og lite kravfulle
lauvtrær kan og forekomme. Lauvenger med eik er sjeldent. Eik ble styva for barken og
tømmeret sin del, eikelauv har bare i begrenset grad blitt brukt til fôr (Sverderup-Thygeson et
al. 2010). Slått antas ikke å ha blitt utført regelmessig på fattige typer, og feltsjiktet tilsvarer
derfor intermediære og kalkrike typer av semi-naturlig eng.
2. Rik lauveng med edelløvtrær. Omfatter lauveng med styva edeløvtrær på mer næringsrik
grunn. Alm er det vanligste styvingstreet, men også ask, lind og hassel er vanlig. Feltsjiktet
tilsvarer NiN-typene lågurtslåtteeng (T4-3), kalkslåtteeng (T4-4), lågurtslåttefukteng (T4-7),
kalkslåttefukteng (T4-8), og slåttefukteng (T4-9).
3. Fattig lauveng med boreale trær. Lauveng med en blanding av ulike boreale lauvtrær på
fattig til middels rik mark. Bjørk (to arter), selje, rogn, osp og gråor kan være styva og mange
steder stubbehøsta. Det antas også her at slått ikke er utført regelmessig på de fattigste
marktypene. Vegetasjonssammensetningen i feltsjiktet tilsvarer derfor delnaturtype 1.
54
4. Rik lauveng med boreale trær. Lauveng med en blanding av ulike boreale lauvtrær på
næringsrik grunn styva og stubbehøsta. Vegetasjonssammensetningen i feltsjiktet tilsvarer
delnaturtype 2.
Avgrensning mot andre naturtyper
Mot slåttemark: Slåttemark er ikke tresatt, eller har kun spredte trær (TT 1 og 2, tilsvarende
kronedekning mindre enn 2,5 %). Lauvenger derimot er tresatte slåttemarker med styvingstrær (2-5
trær pr daa), og skilles fra åpen slåttemark med forekomst av trær tilsvarende tresjikt-tetthet (TT 3-4,
tilsvarende en kronedekning på 2,5 - 10 %).
Mot hagemark: Hagemark blir til forskjell fra lauveng bare beitet, mens lauvenga har vegetasjon som
er preget av både slått og beiting. Både i lauveng og hagemark har feltsjiktet en dekning på mer enn 50
%. Lauveng har imidlertid ofte en noe mer glissen tresetting, 2-5 store trær pr dekar, mot hagemarka
med vanligvis 5-10. Feltsjiktet i lauveng har slåttemarkstruktur med ofte rydda mark og artene jevnt
fordelt, mens hagemarkene har gjerne mer ujevnt underlag. Steiner, grunnlendte partier og
bergknauser er nokså vanlig i hagemarka. Typisk for lauveng er at de mangler eller har vesentlig
lavere innslag av beitemarksprega feltsjikt med dominans av beite- og tråkkresistente gras og arter
som ikke spises fordi de er giftige, tornete, smaker vondt eller har høyt silikatinnhold, eller med
innslag av nitrofile og tråkktolerante arter. Generelt kan lauvenger med slåttemark og hagemarker med
beitemark være vanskelig å skille fra hverandre, siden de ofte rommer mange av de samme artene (se
faktaark for slåttemark) I tillegg skjøttes i dag mange tidligere lauvenger med beiting slik at
slåttemarksfloraen gradvis erstattes av arter som er typiske for beitemark og videre at den jevne
slåttemarksstrukturen byttes ut med beitemarkas tuete og flekkvise fordeling av arter. Det er imidlertid
viktig å skille typene fordi slåttemarker må skjøttes med slått hvis floraen (og resten av
slåttemarksøkosystemet) skal opprettholdes over tid. For viktige skillekarakterer mellom slåtte- og
naturbeitemark, se faktaark for slåttemark og artslister for tyngdepunktarter i semi-naturlig eng.
Mot høstingsskog: Mens både lauveng og hagemark har betydelig produksjon også i feltsjiktet,
foregår hovedproduksjonen i høstingsskog i tre- og busksjiktet. Høstingsskog er gjerne plassert på
blokkmark og har ujevnt jordsmonn. Feltsjikt er ofte glissent og innslag av kulturbetingede arter
varierer etter grad av hevd. I lauveng og hagemark har feltsjiktet en dekning på over 50 %, mens
feltsjiktet i høstingsskog dekker mindre enn 50 % av arealet. Antall trær pr dekar er derimot ofte
vesentlig høyere i høstingsskog (> 10 trær/daa) sammenlignet med lauveng ( 2-5 trær/daa) og
hagemark (5-10 trær/daa). I vanskelig terreng kan også høstingsskog være glissen, men skiller seg da
fra lauveng og hagemark gjennom at den generelt har et meget dårlig utviklet feltsjikt og et annet
marksubstrat.
Mot store gamle trær: Store gamle trær (SGT) defineres negativt, det vil si omfatter tilfeller som ikke
passer inn i de andre naturtypene høstingsskog, lauveng og hagemark.
Mot beiteskog: Beiteskog er skogsområder som brukes til ekstensivt beite for husdyr, og blir til
forskjell fra lauveng bare beitet og ikke slått. Beitetrykket er generelt lavt og tilsvarer i snitt trinn 2 på
hevdintensitetsgradienten (HI) i NiN 2.0. Skogsbeiter kan ofte ha betydelige innslag av gran, og
vegetasjonen er mer mosaikkpreget der det over korte avstander veksler mellom øyensynlig upåvirka
skogsvegetasjon mot mer beitepåvirka engvegetasjon. Tidligere lauvenger, langt unna gården eller nær
seterområder, kan de siste 50-60 årene ha blitt benyttet som ekstensive skogsbeiter. Vegetasjonen vil
da være preget av delvis gjengroing med skogsvegetasjon i veksling med beitepåvirka engprega
vegetasjon på åpne glenner og langs stier, tråkk over gamle lauvenger. Gjengrodd lauveng tilsvarende
NiN gjengroingsgrad 4 (GG-4) sees som restaurerbar, mens lokaliteter med høyere gjengroingsgrad
(GG5) defineres som opprinnelig skogstype med spredte store gamle trær.
Mot rik edelløvskog: Rik edelløvskog skiller seg fra lauveng ved høy tetthet av ustyva trær og at
feltsjiktet i liten grad inneholder habitatspesialister som karakteriserer eng og beite. Gjengrodd
55
lauveng tilsvarende NiN gjengroingsgrad 4 (GG-4) sees som restaurerbar, mens lokaliteter med høyere
gjengroingsgrad (GG5) defineres som edellauvskog med spredte store gamle trær.
Mot semi-naturlig eng (T36), dyrket mark med preg av semi-naturlig eng (T41), åker (T44) og
oppdyrket eng (T45): Glissent tresatt lauveng kan danne overgang mellom åpen slåtte- og
naturbeitemark, eller i enkelte tilfeller åker og gjødsla kultureng. Fravær av trær, eller forekomst av
trær som utgjør mer enn 2 trær pr daa, skiller åpen kulturmark fra lauveng.
Tresatte arealer med T41 og T45: Lauvenger med biomangfoldverdier mest knyttet til trærne, og mer
triviell engflora i feltsjiktet (tilsvarende HI til og med 5), defineres som lauveng. Det skal da
poengteres at verdiene som skal ivaretas er knyttet til trærne. Hvis feltsjiktet etter sterk og langvarig
gjødsling ev. jordbearbeiding ikke kan betegnes som annet enn oppdyrket mark eller åker (HI > 5),
defineres lokaliteten som erstatningsbiotop på tresatt mark (se eget faktaark). Artssammensetningen
preges da gjerne av nitrogenelskende og innsådde arter. De lettest synlige kjennetegn på oppdyrket
mark til forskjell fra kulturmark er:
• Forekomsten av arter som indikerer at enga tidligere har vært gjødsla, for eksempel dominans av et
mindre antall grasarter som hundegras (Dactylis glomerata), rødsvingel (Festuca rubra), ellers
dominans av et mindre antall urter slik som hvitkløver (Trifolium repens), krypsoleie (Ranunculus
repens) og stormaure (Galium mollugo ssp. erectum).
• Forekomsten av tidligere innsådde arter slik som engreverumpe (Alopecurus pratensis), timotei
(Phleum pratense), engsvingel (Festuca pratensis), raigras (Lolium sp).
Påvirkning/bruk
Positiv bruk:
Slått og ev. beite: Jevnlig slått og beite fjerner organisk materiale i feltsjiktet. En unngår da en
opphopning av dødt organisk materiale, og en får knapphet på nitrogen og fosfor. Dette er sentralt for
et stort mangfold av blant annet konkurransesvake arter i både slåttemarker og naturbeitemarker.
Styving, vedhogst, uttak av emnevirke og stubbehøsting øker lystilgang til bakken og på
styvingstrærne. Årlig uttak av biomasse fra tresjiktet sørger for små trekroner, mye lys og høy
temperatur i feltsjiktet med høy omdanningsgrad og god aktivitet i jordsmonnet.
Gjødslingseffekt gjennom høsting av tresjiktet: Lauveng ble lite eller ikke gjødslet. Til tross for årvisst
stort uttak av biomasse, har lauvengene meget høy produksjon noe som skylles en omfattende
styvingsgjødsling (Ekstam et al. 1988). Ved hver tilbakeskjæring av krona dør deler av rota, som igjen
gjødsler enga.
Negativ bruk:
Opphør av styving: I lauvenger kan både funksjon og struktur til styvingstrær forringes av manglende
styvingsskjøtsel. Der det har gått lang tid siden tradisjonell drift opphørte står de gamle styvingstrærne
med tunge kroner og tykke kvister, og ved opphør av slått i tillegg vil de ofte stå tilgrodd i yngre
lauvoppslag. Dette endrer lokalklimaet for bl.a. de barklevende epifyttene fra solrikt og varmt til et
mer skyggefullt og fuktig lokalklima.
Opphør av slått og ev. beite: Ved opphør av slått og ev. beite favoriseres høyvokste arter, mens de
lavvokste går tilbake. Etter hvert vandrer busker og trær inn (Norderhaug et al 1999).
Intensivering: I motsatt fall vil for høyt beitetrykk etter slått (og eventuelt under vårbeite), samt skifte
til andre typer beitedyr kunne påføre uopprettelige tråkkskader på slåttemarka og slitasje på
styvingstrær. Tunge kjøttferaser, høylandsfe, travhester, geiter mv. kan skade både stammer, greiner
og røtter og tråkke opp feltsjiktet (Norderhaug et al 1999).
56
Gjødsling dreier artssammensetningen i feltsjiktet over til et fåtall nitrofile arter, mens nøysomme
naturengarter går tilbake eller forsvinner helt (Emanuelsson & Johansson 1987, Norderhaug et al
1999). Omfanget avhenger sterkt av mengde tilført gjødsel, men også type, der gylle gir størst endring,
fullgjødsel og nitrogenrik gjødsel middels sterk, og fast husdyrgjødsel har svakest effekt
(Emanuelsson & Johansson 1987, Norderhaug et al 1999). Sterk gjødsling gir irreversible endringer.
Særlig en del beitemarksopp krever svært langvarig hevd av åpne, ugjødslede og ikke jordbearbeidete
enger (Jordal 1997). Undersøkelser konkluderer med at beitemarkssopp er følsomme for gjødsling,
særlig for fosfor (Nitare 1988, Hallingbäck 1994), og at de har lav toleranse for bløtgjødsel og
kunstgjødsel, men synes å ha noe større toleranse for fast husdyrgjødsel ifølge Arnolds (1981).
Inngrep i form av nedbygging eller hogst av styvingstrærne vil ødelegge eller fjerne lauvenga.
Verdisetting
Alle lokaliteter med lauveng av verdi A- C er utvalgt. Lauvenger i hevd eller som innen kort tid
tilbake ble holdt i hevd med tradisjonell slått, styving og ev beite er meget sjeldne og utgjør et lite
areal. Inngangsverdien settes derfor lavt, og det er viktig at lauvenger ute av hevd eller som de siste
tiårene kun har blitt beitet vurderes og eventuelt verdisettes der det er grunnlag for restaurering ved
gjenopptatt ekstensiv drift. Viktige parametere for verdisetting av lauvenger er tilstand uttrykt
gjennom gjengroingsgrad GG og antall styvingstrær(KS-8)/ stubbelauingstrær (KS-9). Styvingstrærne
utgjør bl.a. viktige habitater rødlistearter i lauvengene. Videre er nyere tids påvirkning, uttrykt
gjennom aktuell bruksintensitet BI, viktig for vedisettingen. Det samme er artsmangfold, grad av
typevariasjon innen lokaliteten samt nærhet til andre verdifulle kulturmarker.
Viktige parametere for verdisetting
Størrelse: Siden lauveng forekommer meget fragmentert og er redusert, settes krav til størrelse lavt.
Dette gjelder både fattige og rikere typer.
Typevariasjon: Desto større variasjon mht. fuktighet, næringsstatus, jordforhold og lokalklimatiske
forhold innen lokaliteten desto høyere vekt. Her benyttes NiN-grunntyper for semi-naturlig eng slik
som variasjonen mht kalkinnhold (KA 1-5), uttørkingsfare (UF 1-4), kildevannspåvirkning (KI 1-5) og
ulike kombinasjoner mellom disse.
Artsmangfold: Artsmangfoldet i lauveng vurderes etter antall tyngdepunktarter for semi-naturlig eng
(se egen liste) samt antall rødlistearter. Lokaliteter med artsrikt feltsjikt av semi-naturlige
tyngdepunktarter og en velutviklet epifyttflora på trærne (inklusive forekomst av rødlistearter) bør
vektes høyt. Det er også viktig å vurdere potensialet for rødlistearter, da til eksempel lauvenger kan
være verdifulle lokaliteter for beitemarksopp og forekomsten av disse varierer fra år til år.
Tilstand: Siden lauveng er en sterkt truet naturtype og omfattes av handlingsplan for slåttemark, bør
en automatisk gi høy vekt til alle lauvenger i hevd, eller som inntil nylig har vært i hevd. Middels til
lav vekt gis til lokaliteter i forfall eller endret bruk, eksempelvis skjøttet ved beiting i de seinere år.
Tilstanden til lauvenga anses som viktig i verdisettingen, og uttrykkes gjennom parameterne
gjengroingsgrad (GG), og forekomst av styvingstrær KS-8 eller stubbelauva trær KS-9. Enkelte
lauvenger har lav tetthet av styvingstrær, mens andre har høyere tetthet. Desto flere styvingstrær pr
arealenhet med semi-naturlig slåttemark, desto større vekt.
Restaureringspotensialet til ei lauveng kan være vanskelig å vurdere, og avhenger både av type og
hvor lenge siden slått, styving ev annen skjøtsel opphørte. Restaureringspotensialet bør vurderes i
forhold gjengroingsgrad, der GG-4 sein gjenvekstsuksesjonsfase anses som restaurerbar. Imidlertid
bør den samsvare med forekomst av noen tyngdepunktsarter for semi-naturlig eng (se artsliste)
og/eller epifytter som prefererer en mer lysåpen hagemarksstruktur.
57
Påvirkning: Lokaliteter med kontinuitet i hevd bør vektes høyt (se også definisjon). Nåværende bruk
(NiN aktuell bruksform, BF) skal være slått og eventuelt beite. Intensiteten av den (aktuell
bruksintensitet, BI) skal i snitt ligge mellom BI 3 svært ekstensiv hevd og BI- 5 ekstensiv hevd med
svake spor etter intensiv hevd. Lauvenger med biomangfoldverdier mest knyttet til trærne, og mer
triviell engflora i feltsjiktet (tilsvarende HI til og med 5), defineres som lauveng, mens HI > 5
defineres som erstatningsbiotop på tresatt mark (se kap Avgrensning mot andre naturtyper).
Landskapsøkologi: For lauveng er lokalitetens landskapsøkologiske plassering viktig. Lokalitetene
vil vanligvis forekomme som avgrensede enheter, men kan ligge i komplekse, tradisjonelt drevne
gårdslandskap der artsrike kanter, naturbeitemarker, slåtteenger og annen kulturmark er med på å
forsterke verdiene. Dette fordi det finnes en del felles engarter med nevnte miljøer, samt tilsvarende
felles trelevende arter innen alléer, tuntrær og hagemarker. I tillegg kommer arter som både trenger
semi-naturlige engmiljøer og gamle trær eller trevirke i ulike deler av sin livssyklus, samt arter som
generelt krever varierte, artsrike og halvåpne landskap.
Mindre viktige parametere for verdisetting
Andre tilstandsøkokliner som er viktige å vurdere er eventuelle innslag av fremmede arter (FA).
Lokaliteter uten innslag av problemarter og fremmede arter kan vurderes og vektes opp i tilfelle der en
er i tvil om verdisetting. Det samme gjelder inngrep i form av nedbygging, samt eutrofieringsgrad,
som begge er negative faktorer som vil eventuelt trekke ned verdien til lokaliteten.
Tabell 6. Verdisettingsmatrise med hovedvekt på biomangfoldverdiene knyttet opp mot feltsjiktet og
det landskapsøkologiske aspektet.
Parameter
Størrelse
Typevariasjon
Lav vekt
0,5 -0,9 daa
1-grunntype (NiN)
Middels vekt
1-2 daa
2-3 grunntyper eller
forekomst av fukteng
Artsmangfold
Rødlisteart: 1NT/DD-art
Rødlisteart: 2 -3 NT/DDarter, eller forekomst av 1
VU-art
og/eller
Tyngdepunktarter:
Baserik eng: 15-19 arter
Fattig eng: 10-14 arter
Tilstand
Påvirkning
Gjengroing (GG-4), sein
gjenvekstsuksesjonsfase
Fortsatt restaureringspotensiale og eller;
Forekomst av 1-2 gamle
styvingstrær KS-8, eller
stubbelauva trær KS-9.
Opphør av bruk for mer enn
40 år siden, dvs BI 1 og BI
2
Men fortsatt
restaureringspotensiale
og/eller
Tyngdepunktarter:
20-29 arter
15-19 arter
Noe gjengroing (GG-3),
tidl. gjenvekstsuksesjonsfase, og eller;
3-5 gamle styvings- eller
stubbelauva trær
For intensiv bruk:
Bruksintensitet BI 5. eller:
Opphør av slått for mellom
10 til 40 år siden, eventuelt
med noe sporadisk beiting
BI 2-3.
58
Høy vekt
Over 2 daa
≥ 4 grunntyper, eller 2
grunntyper der fukteng
utgjør den ene.
Rødlisteart: ≥4 NT/DD
arter, eller 2 eller flere VUarter,eller forekomst av 1
EN- eller CR-art
og/eller
Tyngdepunktarter:
30 arter eller flere
20 arter eller flere
I bruk (GG1). Bør og
inkludere; god tilstand men
hevden opphørt for rel. få år
siden (GG 2), og eller;
>5 gamle styvingstrær
I aktiv bruk med i snitt BI 4
(moderat ekstensiv bruk),
eller
< 10 år siden tradisjonell
slått opphørte.
Landskapsøkol 5 – 1 km fra nærmeste
verdifull kulturmark, og i
ogi
områder med aktivt
husdyrhold (dvs dyr som
kan etterbeite lauvenga)
< enn 1 km fra nærmeste
verdifull kulturmark, og
forekomst av nettverk av
kantvegetasjon (korridorer),
åkerholmer
(steppingstones) og andre
natursystemkom-ponenter
som muliggjør artsspredning
< enn 0,5 km fra nærmeste
verdifull kulturmark, og
grønt, kulturbetinga nettverk
utgjør > 10 % av
omkringliggende areal / og
eller inneholder 2 til 3
kulturelementer viktige for
biomangfoldet3
Lokalt viktig – C: Inngangsvekt oppnådd på størrelse, tilstand (med forekomst av styvingstrær) og
artsmangfold, eller på størrelse, påvirkning og artsmangfold.
Viktig – B: Middels vekt oppnådd på tilstand eller påvirkning, samt minst 2 andre parametere. Eller lav
vekt på tilstand eller påvirkning og høy vekt på artsmangfold.
Svært viktig – A: Høy vekt på tilstand eller påvirkning og minst 2 andre parametere, eller middels vekt
på tilstand eller påvirkning og høy vekt på artsmangfold
De oppsatte parameterne i tabell 2 er veiledende for å konkretisere verdiene. En kommer likevel ikke
utenom en skjønnsmessig vurdering av hver enkelt lokalitet.
Råd om skjøtsel og hensyn
Generelt bør en forsøke å følge opp tradisjonell skjøtsel ved skjøtsel og restaurering av lauvenger, for
mer utdypende skjøtselsråd se bl.a. Austad og Hauge 2014, Norderhaug et al 1999 og faktaarkene for
slåttemark og naturbeitemark.
• Slått/slåttetidspunkt. I lauvenga, som i slåttemarker generelt, må slått gjennomføres seint etter
at majoriteten av artene har blomstret og satt frø. Det er viktig å følge lokalt tradisjonelt
slåttetidspunkt. Slått bør skje manuelt eller med lett motorisert redskap og med skjærende
utstyr. Høyet bør tørke på bakken før det rakes sammen og fjernes.
• Vår- og høstbeite. Lauvenger kan, og i mange tilfeller bør, etterbeites. Også vårbeite kan være
aktuelt, men ikke for orkiderike eller tydelig vårblomstrende utforminger, da beiting i
blomstringa til disse artene kan føre til sterk tilbakegang.
• Beitetrykk: Beitetrykket må tilpasses fôrproduksjonen. Det anbefales middels beitetrykk, med
en periode med sterkere nedbeiting på høsten. God nedbeiting på høsten forhindrer at daugras
blir liggende over og grønngjødsle enga neste vår.
• Beitedyr: Storfe og sau har tradisjonelt ofte utført beite i lauvenger. En bør være forsiktig med
å benytte geiter, høylandsfe og enkelte kjøttferaser da disse kan skade trærne.
• Omløpstiden for styving av tresjiktet varierer fra sted til sted men en høstingssyklus på 4-6 år
er ikke uvanlig. Følg lokale tradisjoner.
• Styving/emneuttak: Restaurering med tilbakeskjæring av gamle stuver bør ha fokus på å utføre
tiltak som vil være med på å forlenge treets alder. Det kan til eksempel være gradvis
tilbakeskjæring, sette igjen livkvister osv. Det anbefales å starte restaurering på et fåtall trær,
og så se hvordan de responderer før en eventuelt restaurerer flere. Ved restaurering må det tas
hensyn til treets tilstand. Vil det tåle kraftig tilbakeskjæring? Videre må det tas hensyn til
treslaget: Alm er gjerne lettere å restaurere sammenlignet med ask. Eik og bjørk er ennå mer
krevende. Feil tilbakeskjæring kan medføre at trær dør. Det er derfor viktig å fokuseres på lage
nye styvingstrær som kan gi kontinuitet i de strukturer som mange insekter, laver og moser er
3
kulturelementer viktige for biomangfoldet: slik som gamle steinsettinger (murer veier), gamle åpne brønner,
steingjerder, rydningsrøyser, gamle tømmervegger, annet gammelt og ubehandla treverk
59
•
•
begunstiget eller avhengige av. Videre er det viktig at døde stuver ikke fjernes men får være
med på å opprettholde kontinuiteten av leveområder til barklevende epifytter i området.
Gjødsling: Gjødsling må generelt ikke forekomme i lauvenger. I lauvenger med få
biomangfoldverdier knyttet til feltsjiktet og der arealet gjødsles må det tas hensyn til trærne.
Av hensyn til epifyttfloraen må det ikke sprøytes gjødsel oppover stammene på trærne.
Fremmede arter- Disse fjernes.
Kunnskapsnivå og viktige kilder
Det er behov for bedre kunnskap om styvingstrær generelt, artsmangfold på styvingstrær, om
biologiske konsekvenser av historisk bruk mm. Generelt er kunnskapsnivået mht artenes respons på
styving/stubbelauving lite kjent (Jordal og Bratli 2011). Til lauvengene som produksjonssystem er det
trolig knyttet viktige, men ennå lite undersøkte økologiske prosesser (Direktoratet for naturforvaltning
2012). Det er derfor viktig at mest mulig intakte lauvenger sikres for forskningsformål. Kunnskap om
styvingsgjødsling kan gi viktig innsikt i landskapsendringer opp gjennom tiden, og kan også være et
viktig bidrag ved utvikling av alternative produksjonssystemer i landbruket (Fremstad og Moen 2001).
Litteratur
Austad, I. 1985. Vegetasjon i kulturlandskapet. Bjørkehager og einerbakker. S.1-35s. Sogn og
Fjordane distriktshøgskule Skrifter 1985:1.
Austad, I. 1998. Hagemark og lauveng på Vestlandet. I Framstad, E. & Lid, LB. (red.): Jordbrukets
kulturlandskap. S 41-49. Universitetsforlaget, Oslo.
Austad, I. & Hauge, L. 2014. Trær og tradisjon. Bruk av lauvtrær i kulturlandskapet. Fagbokforlaget,
Bergen. 168 s.
Brandrud, T.E., Bendiksen, E., Hofton, T.H., Høiland, K. & Jordal, J.B. 2010. Sopp Fungi. pp. 87-123
I: Kålås. J. A., Viken, Å., Henriksen, S. & Skjelseth, S. (red.). Norsk rødliste for arter 2010. - The
2010 Norwegian Red List for Species. Artsdatabanken, Norway.
Bratli, H., Jordal, J.B., Stabbetorp, O.E. & Sverdrup-Thygeson, A. 2011. Naturbeitemark – et hotspothabitat. Sluttrapport under ARKO-periode II. - NINA Rapport 714: 1-84.
Direktoratet for naturforvaltning 2009. Handlingsplan for slåttemark.
Direktoratet for naturforvaltning 2012. Faggrunnlag for høstingsskoger i Norge. November 2012.
Ekstam, U., Aronsson, M. & Forshed, N. 1988. Ängar. –Lts förlag, Stocholm. 208 s.
Emanuelsson, U. 2009. Europeiska kulturlandskap. Hur människan format Europas natur.
Fremstad & Moen (2001). Truete vegetasjonstyper i Norge. NTNU Vitenskapsmuseet. Rapport
botanisk serie 2001-4.
Hallingbäck, T., 1994: Ekologisk katalog över storsvampar. Databanken för hotade arter.
Naturvårdsverket Rapport nr. 4313. 213 s.
Halvorsen, R, Andersen T, Blom, H.H., Elvebakk , A., Elven, R, Erikstad, L., Gaarder, G., Moen, A.,
Mortensen, P.B.,
Norderhaug, A., Nygaard, K., Thorsnes, T., Ødegaard, F. 2009. Naturtyper i Norge (NiN) versjon
1.0.0. – Artsdatabanken, Trondheim.
60
Häggström, C.-A. 1987. Hage. s.91-100 I: Emanuelsson, U. & Johansson, C.E.(red.) Biotoper i det
nordiska kulturlandskapet. - Naturvårdsverket Rapport 3556.
Jordal, J.B. 1997. Sopp i naturbeitemarker i Norge. En kunnskapsstatus over utbredelse, økologi,
indikatorverdi og trusler i et europeisk perspektiv. Direktoratet for Naturforvaltning, Utredning for DN
nr. 6 - 1997. 112 s. TE 753.
Jordal J.B. & Bratli H. 2012. Høstingsskog og styvingstrær i Norge med vekt på alm, ask og lind.
Utbredelse, artsmangfold og supplerende kartlegging i 2011. Rapport J.B. Jordal nr. 3-2012. 114 s.
Lindgaard, A. og Henriksen, S. (red.) 2011. Norsk rødliste for naturtyper 2011. Artsdatabanken,
Trondheim.
Moe, B. & Botnen, A. 1997. A quantitative study of the epiphytic vegetation on pollarded trunks of
Fraxinus excelsior at Havrå, Osterøy, western Norway. Plant Ecology 129: 157-177.
Moe, B. & Botnen, A. 2000. Epiphytic vegetation on pollarded trunks of Fraxinus excelsior in four
different habitats at Grinde, Leikanger, western Norway. Plant Ecology 151: 143-159.
Nitare, J. 1988. Jordtungor, en svampgrupp på tilbakagång i naturliga fodermarker. Svensk Bot.
Tidskr. 82:341-368.
Norderhaug, A., Austad, I., Hauge, L. & Kvamme, M. (red.) 1999. Skjøtselsboka for kulturlandskap
og gamle norske kulturmarker. Landbruksforlaget, Oslo.
Svalheim, E. & Bratli, H., 2009. Lauvingsliene på Øvre Ramse, Åmli kommune Aust-Agder. Skjøtsel
og overvåkning. Bioforsk rapport vol 4 nr 195.
Sverdrup-Thygeson, A., Bratli, H., Brandrud, T.E. & Ødegaard, F. 2010. Faglig grunnlag for
handlingsplan for hule eiker. NINA rapport 631.
Sverdrup-Thygeson, A., Bratli, H., Brandrud, T.E., Endrestøl, A., Evju, M., Hanssen, O., Skarpaas, O.,
Stabbetorp, O. & Ødegaard, F. 2011. Hule eiker – et hotspot-habitat. Sluttrapport under ARKOprosjektets periode II. - NINA Rapport 710. 47 s.
61
Figur 2. Lauveng på Ulvund i Voss kommune. Foto Ellen Svalheim 2009.
62
Høstingsskog
Ann Norderhaug. Oppdatert 30. november 2014.
Definisjon
Beskrivelse
Med høstingsskog menes områder der trærne jevnlig har blitt høstet ved “styving” (styvingsskog) eller
“stubbehøsting” (stubbeskuddskog) til husdyrfôr, bruk av bark (garving), produksjon av bast, reip eller
emnevirke samt til ved.
Teknisk definisjon
I NiN 2.0 faller høstingsskog inn under T4 fastmarksskogsmark med rikelig forekomst av
objektenhetene styvingstrær (KS–8) og/eller trær som er ”stubbelauvet” (KS–9, annet kulturspor på
trær). Det finnes imidlertid ikke en entydig parallell i NiN-systemet til høstingsskoger, slik de er
definert og avgrenset i faggrunnlaget for utvalgt naturtype (Direktoratet for naturforvaltning 2013).
Tabell 1. Parametere som definerer høstingsskog.
Parameter
Hevdintensitet
Krav
Kommentar
trinn 3 – til og med trinn 5
Jf. NiN 2.0: Trinn 3 – svært ekstensiv hevd til og med
trinn 5 - ekstensiv hevd med svake spor etter intensiv
hevd. (Hvis det finnes et feltsjikt.)
Tresjiktstetthet
Trinn 4 til og med trinn 7
Der trinn 4 er åpen tresatt mark som er nær ved å
tilfredsstille skogsdefinisjonen (kronedekning 5-10%) og
trinn 7 skog med middels tresjikttetthet (kronedekning
50-75%)
Objektinnhold
KS-8
Objektinnhold benyttes til å beskrive eventuell forekomst
av styvingstrær (KS-8) eller trær som er stubbelauvet
dvs. høstet ved basis (KS-9)
(HI)
KS-9
Feltsjiktdekning
< 50%
Dominansforhold beskriver arter eller artsgrupper i tresjiktet. Tresjiktet i høstingsskog består av
lauvtrær.
Hvorfor er naturtypen viktig
Høstingsskoger har tidligere hatt stor utbredelse. De har imidlertid gått sterkt tilbake fordi denne
høstingsformen stort sett har opphørt. Skogplanting er også en sterk trussel. Høstingsskog må nå
betegnes som sterkt truet (Fremstad & Moen 2001). De norske høstingsskogene er blant de nordligste i
verden (Emanuelsson 2009), noe som gir oss et internasjonalt ansvar for dem. Styvingstrærne kan bli
meget gamle. De utgjør habitat for flere rødlistede arter, særlig lav, sopp og midd, men de spiller også
en viktig rolle for insekter og fugl. Styvingstrærne har ofte estetiske verdier og er levende
kulturminner (Tønsberg et al. 1996, Jordal & Bratli 2012, Austad & Hauge 2014). Også stubbehøsta
treindivider kan bli meget gamle (rot/stubbe) og tradisjonelle stubbeskuddskoger er kjent for å ha et
rikt dyre-, fugle- og insektsliv (Buckley 1992). Til høstingsskogene knyttes handlingsbåren kunnskap
om hvordan lauvskogene har vært brukt på en bærekraftig måte. Norge har gjennom konvensjonen om
63
biologisk mangfold, CBD artikkel 8j og 10c, forpliktet seg til å respektere, bevare, beskytte og
opprettholde slik kunnskap om tradisjonell naturbruk. De virkemidler man så langt har brukt for å
ivareta naturtypen har imidlertid ikke vært tilstrekkelig. Det er derfor utarbeidet et faggrunnlag for
høstingsskoger som utvalgt naturtype i Norge (Direktoratet for naturforvaltning 2013).
Utbredelse
Høstingsskog fantes opprinnelig fra boreonemoral til boreal sone, under både fattig og næringsrike
forhold. De høstingsskoger som fortsatt finnes, er først og fremst rike boreonemorale skoger. Å ta lauv
har vært gjort over hele landet der det var trær og busker å høste av (Visted & Stigum 1971).
Utbredelsen av høstingsskog med styvingstrær av alm, ask og lind følger hovedsakelig utbredelsen av
edellauvskog. Slike lauvingslier/styvingslier finner vi i dag i første rekke langs fjordene på Vestlandet og
innover i dalene, men også på Sør-Vestlandet, Sørlandet og i Telemark. Tidligere fantes det
høstingsskoger også med andre trær som bjørk, osp og selje over store deler av landet. Stubbeskuddskog
er det lite igjen av, men de var sannsynligvis svært utbredt tidligere, særlig i strøk der det var mangel
på styvingstrær (Direktoratet for naturforvaltning 2013). I nord og i fjellet fantes stubbeskuddskog med
fjellbjørk. Det er bl.a. dokumentert at samenes halvnomadiske levemåte resulterte i slike
stubbeskuddskoger, som ble høstet først og fremst til ved (Emanuelsson 2009), og at bøndene tidligere tok
lauv langt til fjells (Visted & Stigum 1971). Hasselskoger, som har blitt høstet som stubbeskuddskog bl.a.
til tønnebånd , finnes det fortsatt flere steder i landet (på Vest- og Nordvestlandet kalt bandaskog,
bandskog).
Naturfaglig beskrivelse
Den typiske høstingsskogen har utviklet seg på bratt, ofte grovsteinet mark og i ur hvor produksjonen i
feltsjiktet er liten og der det i stedet var tresjiktet som ble høstet. Ofte er dette edellauvskoger med god
eksposisjon, lokalklima og næringsinnhold i jorda (Austad & Hauge 2014). Lauv ble høstet både i inn- og
utmark, ofte milevis fra gården (Visted & Stigum 1971).
Steinene i den storsteinete marken i en typisk høstingsskog har gjerne et velutviklet mosesjikt, mens
feltsjiktet har ujevn dekning. Vegetasjonen består gjerne av kantarter sammen med lyskrevende gras og
urter, ofte tilpasset et grunt jordsmonn. I tillegg kan det finnes beitebeitetilpasset og nitrofil
vegetasjon, sammen med typiske skogsarter og tørketålende arter som trives i ur, rasmark og på
berghyller. Artsdiversiteten i feltsjiktet kan være høg. I lysåpne høstingsskoger finnes ofte et spredt
busksjikt av einer og nyperose.
Tresjiktet i de styva høstingsskogene er gjerne sammensatt av varmekjære edellauvtrær som ask, alm og
lind (og har ofte innslag av hassel), men også andre treslag som bjørk, osp, selje og eik ble styvet og kan
dominere i en høstingsskog. De styva trærne får en vekstform som skiller seg fra den naturlige, som for
eksempel ”kandelaberbjørker”, med rik forgreining og en kort og etter hvert kraftig stamme/stuv/nav/kæll.
Stubbeskuddskogene domineres av hassel eller gråor, men også fjellbjørk ble stubbelauvet. Dette er
treslag som lett danner rotskudd og stubbeskudd. I stubbeskuddskogene er trærne flerstammede og spor
etter tidligere høsting, dvs. avkutta stammer/stubber, kan sees ved basis av trærne. De består av unge
busker/trær (0 til 7-8 år), mens treindividene, rotsystemet, kan være meget gamle.
Stubbeskuddskogene er avhengig av regelmessig høsting. Uten bruk vil stubbeskuddskogene hurtig
vokse til og utvikle seg til tette skoger på grunn av at den jevnlige kuttingen resulterer i et stort
skuddoppslag fra basis. Med unntak av større hasselbestand kan det være vanskelig i dag å påvise
lokaliteter som har vært utnyttet på denne måten (Direktoratet for naturforvaltning 2013).
Stubbeskuddskoger (som ikke har grodd igjen og blitt for tette) karakteriseres vanligvis av en rik
vårblomstring (Austad & Hauge 2014).
64
Alder på trærne og treslagsammensetning er meget viktige faktorer for artsmangfoldet i
høstingsskoger fordi de fleste artene her er knyttet til trær. Gamle trær med lang kontinuitet
representerer stabile leveområder, noe som er viktig for mange organismer. I tillegg har eldre
styvingstrær både yngre, glatt greinbark, grov, oppsprukket gammelbark, råtnende ved og ofte også
hulrom, og tilbyr derfor habitater for mange ulike organismegrupper. Den jevnlige styvingen gir en annen
lystilgang til stammen enn det en finner hos trær med greinene i behold og hos trær som står i en tett skog,
noe som også gir spesielle habitater og fremmer artsmangfoldet (Balle 1978, Jordal & Gaarder 1995,
Moe & Botnen 1997, 2000, Nordbakken & Austad 2010, Sverdrup-Thygeson et al. 2010, 2011). Alt
dette gjør høstingsskoger til viktige leveområder for moser, lav, vedboende sopp (Tønsberg et al.
1996), virvelløse dyr (Sverdrup-Thygesen et al. 2010, Slomian et al. 2005), (hulerugende) fuglearter
(Jordal 2005, Austigard 1974, 1978) og småpattedyr som mus og flaggermus (Michaelsen et al. 2005,
Sunde & Grønningsæter 1998, Fuller & Warren 1993). Stubbeskuddskogenes betydning for biologisk
mangfold er dårlig dokumentert i Norge, men internasjonale studier viser at de har stor betydning for
småpattedyr, virvelløse dyr, småfugl m.v. (Buckley 1992).
Høstingsskogene viser stor variasjon i artssammensetning og struktur både på grunn av klima og fordi
enkelte treslag ble tatt vare på, mens andre systematisk ble ryddet vekk. Høstingsskog er semi-naturlig
natur som gjennom lang tids ekstensiv høsting, som har forhindret suksesjon og gjengroing, har
utviklet egenskaper som skiller dem fra tilsvarende natursystem uten at markstruktur, hydrologi eller
andre basale egenskaper er vesentlig forskjellig. Klima er utslagsgivende for hvilke treslag som kan
utnyttes og hevden (styving eller stubbelauving m.v.) påvirker strukturen (treform, tretetthet m.v.) sterkt.
Hvis høstingsskogen ikke vokser i ur, kan også feltsjiktet høstes. På grunn av at produksjonen i
feltsjiktet gjennomgående er lav blir imidlertid slik høsting (ved beite eller slått)
uregelmessig/flekkvis.
Feltsjiktet i høstingsskogen er mindre enn 50 %. Artssammensetningen i feltsjiktet varierer både med
hevdintensitet (HI), uttørkingsfare (UF) og kalkinnhold (KA) i marken (jf. NiN 2.0) i tillegg til
hevdform. Tetthet (tresjiktstetthet; TT) og forekomst av styvingstrær (objektinnhold; KS-8) eller
stubbelauva trær (KS-9) beskriver tresjiktet.
Delnaturtyper
Høstingsskogene representerer en rekke ulike skogtyper (T4), avhengig av geografisk beliggenhet,
nærings- og fuktighetsforhold. Det skilles mellom fire ulike delnaturtyper etter dominerende treslag:
styvingstrær av edellauvtrær eller andre lauvtrær og stubbehøsta trær av hassel eller or og fjellbjørk
(Norderhaug et al. 1999, Direktoratet for naturforvaltning 2013, Austad & Hauge 2014).
1) Fattig høstingsskog med styvingstrær. Dominerende styvingstreslag er oftest bjørk, men også
rogn, selje, osp og hegg ble styva. Styva eikehager er sjeldent, men det finnes spredte
lokaliteter på Agder, i Rogaland og på Vestlandet.
2) Rik høstingsskog med styva edellauvtrær. Dominerende styvingstreslag kan være alm eller
ask. Også lind og eik ble styva.
3) Fattig høstingsskog med stubbehøsta gråor eller fjellbjørk. Slike stubbeskuddskoger er det
lite igjen av, men noen få gårdsbruk i Vestlandsfylkene opprettholder fremdeles slik
fôrsanking (Direktoratet for naturforvaltning 2013).
4) Rik høstingsskog med stubbehøsta hassel. Rester av slike hasselskoger (større hasselbestand)
finnes flere steder. Flere kjente lokaliteter med hasselskoger som har vært brukt til både nøtteog tønnebåndproduksjon finnes bl.a. fra Midt-Norge og sørover. Noen få har hatt kontinuerlig
hevd og skjøttes fortsatt, for eksempel i Eikesdalen i Romsdal (Austigard 1979, 2005, Jordal
& Bratli 2012).
65
Avgrensning mot andre naturtyper
Tresatte kulturmarker kan inndeles i høstingsskog, beiteskog, hagemark og lauveng. De avspeiler alle lang
tids utnytting og en omfattende og spesialisert flersidig bruk. Både feltsjiktet og tresjiktet kunne bli
utnyttet. De skiller seg først og fremst gjennom ulik tetthet i tresjiktet og dekning i feltsjiktet.
Mot lauveng: I lauveng er feltsjiktet viktigst og står for en betydelig biomasseproduksjon. Det har en
dekning på mer enn 50 % (oftest minst 75-80 %), mens feltsjiktets dekning i høstingsskog er mindre enn
50 % (oftest mindre enn 30-40 %). Lauvenga er vanligvis (overflate)ryddet for stein, mens substratet i
høstingsskog vanligvis er storsteinet mark. Tresjiktet i lauveng er glissent (2-5 store trær/daa) for at
det ikke skal skygge feltsjiktet og redusere høyproduksjonen. I høstingsskog står derimot tresjiktet for
den viktigste produksjonen og er tettere (mer enn 10 trær/daa). I vanskelig terreng kan imidlertid også
høstingsskog være glissen, men skiller seg da fra lauveng gjennom at feltsjiktet er dårlig utviklet og
marken vanligvis grovsteinet.
Mot hagemark : Også i hagemark er feltsjiktet viktigst (beite) og vanligvis godt utviklet, det vil si har en
dekning på minst 50 %, mens feltsjiktets dekning i høstingsskog er mindre enn 50 %. Tresjiktet i
hagemark er vanligvis tettere (5-10 trær/daa) enn i lauveng (2-5 trær/daa), men ikke så tett som i
høstingsskog (mer enn 10 trær/daa). I vanskelig terreng kan også høstingsskog være glissen, men skiller
seg da fra hagemark gjennom at feltsjiktet er dårlig utviklet og marken oftest grovsteinet. Høstingsskog
kan også ha sterkere helning enn hagemark og lauveng.
Mot store gamle trær: Store gamle trær (SGT) defineres negativt, det vil si omfatter tilfeller som ikke
passer inn i naturtypene høstingsskog, lauveng eller hagemark, det vil si vanligvis når det bare finnes
noen enkeltstående gamle trær.
Mot beiteskog: Beiteskog er skogsområder som brukes til beite for husdyr. Høstingsskog skiller seg fra
beiteskog gjennom at beiteskogen bare inneholder enkelte (eller ingen) trær som er styva eller
stubbehøsta. Beiteskog kan være bartredominert, men i høstingsskog mangler vanligvis bartrær.
Mot edellauvskog: Høstingsskog skiller seg fra edellauvskog gjennom at edellauvskogen bare inneholder
enkelte (eller ingen) trær som er styva eller stubbehøsta. Det kan Imidlertid også være aktuelt å definere
en tidligere høstingsskog som edellauvskog hvis de fleste styvingstrærne har gått overende eller er så
forvokste at de neppe lar seg restaurere. Men vær obs på at også sterkt forvokste styvingstrær av alm, ask
og lind ofte lar seg restaurere (Se Råd om skjøtsel og hensyn. Jf. Austad & Skogen 1990, Norderhaug et
al. 1999).
Mot tresatt kunstmark: Feltsjiktet i tresatt kunstmark har høyere dekning (mer enn 50 %) enn i
høstingsskog og tresjiktet er vanligvis mer glissent (mindre enn10 trær/daa) enn i høstingsskog (> 10
trær/daa).
Mot arealer langs bekker, kraftlinjer m.v., som ryddes: Gjentatt rydding langs bekker og kraftlinjer kan
gi samme ”høstingsspor” som stubbehøsting, men skilles fra stubbeskuddskog gjennom at slike
ryddingsarealer vanligvis bare utgjør en smal stripe langs bekkedrag, kraftlinjetraseer m.v. I en
stubbeskuddskog har trærne gjerne også (på grunn av lang tids høsting) en kraftigere ”basis” og større
omfang enn trærne i for eksempel en kraftlinjetrasé har rukket å få.
Påvirkning/bruk
Tradisjonell bruk: Tradisjonelt blir styvingstrær formet når de er 10-15 år gamle. Toppen av treet blir
da kuttet slik at en får en stuv/nav/kæll. Formen som styvingstrær får, varierer med vekstform,
skjæringsteknikker og alder. Fra stuven vokser det ut nye greiner som kan høstes. Ved lauving
(styving, kylling) blir greinene høstet så ofte at de ikke rekker å bli for kraftige mellom hver gang, 3 –
66
8 års mellomrom er vanlig. Avkuttede greiner blir bundet sammen til kjerv som blir tørket og lagret til
vinterfôr. Lauvet kan også rispes av greinene i ”mellomårene” i styvingssyklusen. Det var vanlig over
hele landet (Visted & Stigum 1971). Lauvet ble raket sammen, samlet i sekker og tørket. Hvis
greinene (med velutviklede knopper) i stedet blir høstet på seinvinteren eller tidlig om våren, blir det
kalt rising. Det var særlig fjellbjørk og alm som ble brukt til rising, men også andre treslag som hegg
og selje kunne bli brukt (Høeg 1976, Norderhaug et al. 1999, Austad & Hauge 2014). Man laget
risbunter som ble gitt til dyrene, mens grovere greiner ble lagt ut slik at dyrene kunne gnage på dem
(såkalt beit). På store greiner ble barken gjerne flekket av og brukt til fôr (såkalt skav).
Risingsintervallet var avhengig av behovet, men hvert femte år var vanlig. I gammel tid rakte eller
sopte man også ofte sammen lauvet etter at det hadde falt av trærne. Dette ble brukt som nød- og
tilskuddsfôr eller til underlag for dyrene (Visted & Stigum 1971).
Lindetrær ble først og fremst styva for tilvirking av bast. Eik ble styva for barken og tømmeret sin del,
eikelauv har bare i begrenset grad blitt brukt til fôr (Visted & Stigum 1971, Høeg 1976, SverderupThygeson et al. 2010, Direktoratet for naturforvaltning 2013, Austad & Hauge 2014).
Stubbeskuddsskog (på Vestlandet generelt kalt snelskog etter lauvkniven = snidel) ble høstet både til
fôr, hesjestaur, gjerdestolper, tønnebånd, flettverk og ved. Gråor og bjørk ble bl.a. brukt til fôr og ved,
mens hassel i liten grad brukt til fôr, men først og fremst ble utnyttet til tønnebånd som var en viktig
eksportartikkel. Ved stubbehøsting blir rot- eller basisskudd utnyttet og kuttet med noen års
mellomrom. Intervallene i syklusen er avhengig av bruken av stammene. Hassel blir for eksempel
høstet til tønnebånd ca. hvert 5. år, vanligvis om høsten/vinteren. To eller tre stammer blir gjerne satt
igjen for å sikre god gjenvekst, før de også blir kuttet. Hasselskogene ble gjerne utnyttet på flere
måter, også nøtteproduksjonen var viktig (Høeg 1976, Norderhaug et al. 1999, Direktoratet for
naturforvaltning 2013, Austad & Hauge 2014).
Høstingsskogene, både de med styvingstrær og stubbeskuddskog, var gjerne delt opp i høstingsteiger,
like mange som årene i høstingssyklusen. Høstingssyklusen varierer fra sted til sted.
Hvis høstingsskogen ikke var for ulendt kunne den av og til også bli brukt til beite med småfe, men
aldri med storfe. (Beite var imidlertid aldri det viktigste.)
Effekten av driften: Effekten av styving og stubbehøsting på trærne avhenger av treslag og hvilket
tidspunkt på året høstingen gjøres. Generelt fører avkutting av stamme, greiner og kvister til at
sovende knopper nedenfor avkuttingsstedet blir stimulert slik at det danner seg et tett ris av småkvister
neste vekstsesong. Disse kvistsamlingene tynnes etter hvert naturlig ut slik at ikke alle kvistene
utvikler seg videre. Trekronen på et styvingstre blir likevel mer forgreinet enn på et tre som ikke er
styva. Gjennom den regelmessige styvingen holdes kronen forholdsvis liten. Stubbehøsting gir god
foryngelse og flerstammete trær gjennom at det dannes nye rotskudd eller stubbeskudd når stammene
er kappet av.
Trusler: Stubbeskuddskogene er avhengig av regelmessig høsting. Uten bruk vil stubbeskuddskogene
hurtig vokse til og utvikle seg til tette skoger på grunn av at den jevnlige kuttingen resulterer i et stort
skuddoppslag fra basis. Styvingstrærne får etter hvert overdimensjonerte kroner og utsettes lett for
rotvelt når høstingen opphører. Gjengroing og spredning av fremmede treslag som platanlønn fører
også til at gamle styvingstrær taper i konkurransen om lys og næring. I mange lier der man tidligere
både styvet og stubbehøstet trær, har gråor blitt en aggressiv gjengroingsart etter at den ikke lenger blir
stubbelauvet eller hogd ned til ved. Tilplanting med bartrær (ofte fremmede treslag) er også en trussel
mot gamle høstingsskoger og mange gamle styvingstrær har blitt ringbarket i den sammenheng. Hardt
beite av hjortedyr er en trussel særlig på Vestlandet, og almesykesoppen (Ohhiostoma ulmi syn.
Ceratocytis ulmi) og askeskuddsjuke-soppen (Hymenoscyphus pseudoalbidus , aseksuelt stadium
kalles Chalara fraxinea) kan bli en alvorlig trussel mot de to viktige styvingstreslagene alm og ask
67
(Phillips & Burdekin 1982, Konrad et al. 2002, Queloz et al. 2011, Solheim et al. 2011, Austad &
Hauge 2014).
Verdisetting
Bruk av høstingsskoger er ikke en del av det moderne landbruket slikt det drives i dag. Høstingsskoger
er av Fremstad & Moen (2001) betegnet som sterkt truet. I utgangspunktet bør derfor alle
høstingsskoger med gamle trær, som fortsatt kan høstes, eller stubbeskuddsskog med kontinuitet, som
ikke er for sterkt gjengrodde få høy verdi (A).
Viktige parametere for verdisetting
Størrelse: Høstingsskoger kunne dekke store områder. Siden velbevarte høstingsskoger i dag er
sjeldne, bør imidlertid også små, velbevarte arealer registreres og ivaretas. Artsmangfold: Feltsjiktet i
høstingsskoger er vanligvis dårlig utviklet og forekomst av tyngdepunktarter for semi-naturlig eng
og/eller rødlistearter i feltsjiktet vektlegges derfor bare hvis det forekommer sjeldne eller rødlistearter.
. Artsmangfold, både forekomst av rødlistearter og potensiell forekomst av sjeldne arter på grunn av
sprekkebark og/eller vedmold (jf. NiN: LT), er derfor først og fremst knyttet til trærne og verdisettes i
henhold til faktaark for store gamle trær..
Tilstand: For verdisetting er forekomst av store gamle trær (GT) og tilstanden til styvingstrærne
(mulighet for restaurering, se utdyping under Råd om skjøtsel og hensyn) og til selve høstingsskogen,
dvs. gjengroingsgrad, meget viktig (her brukes imidlertid ikke NiN: GG, fordi denne
tilstandsøkoklinen gjelder feltsjiktet, som er dårlig utviklet i høstingsskog). For stubbeskuddsskog er
det bare gjengroingsgraden (dvs. muligheten for restaurering) som vurderes.
Påvirkning: Lokaliteter med kontinuitet i hevd, dvs. høsting av trærne (jf. NiN: aktuell bruksform,
BF), bør vektes høyt. Aktuell bruksintensitet (BI) er mindre aktuell å bruke, men trærne må høstes så
ofte at greinene eller (i stubbeskuddskogen) stammene ikke blir for kraftige (se Påvirkning/bruk).
Landskapsøkologi: Ulike arter har ulik spredningsevne. Jo kortere avstand det er mellom habitatene jo
flere arter har mulighet for å spre seg mellom dem. Høstingsskoger kan bl.a. ligge nær andre
høstingsskoger eller i mosaikk med hagemark med trær som også styves eller nær andre store, gamle
trær. Dette forsterker en høstingsskogslokalitets landskapsøkologiske verdi dvs. at det er med på å
forsterke verdien av den som habitat for ulike arter, fordi artene har mulighet for å spre seg mellom
ulike lokaliteter. Mange arter er avhengig av flere enn en type habitat. Hvis høstingsskogen er en del
av et aktivt, tradisjonelt drevet gårdlandskap (natursystemkompleks med flere ulike kulturmarkstyper)
kan det øke mulighetene for å ivareta den og dens biologiske mangfold for framtiden. Også forekomst
av kulturelementer som gamle steinsettinger (murer, veier), gamle åpne brønner, steingjerder,
rydningsrøyser, gamle tømmervegger, annet gammelt og ubehandla treverk, kan ha betydning for noen
arter.
Mindre viktige parametere for verdisetting
Andre tilstandsøkokliner som bør noteres for vurderingen er forekomst/tilplanting med fremmede arter
(FA) og eventuelle inngrep, som kan påvirke verdisettingen negativt. Forekomst av hulrom (LT)
og/eller død ved (DV) øker derimot verdien (jf. faktaark for gamle trær). Forekomst av andre
kulturspor (KS) enn styvingstrær eller stubbehøsta trær kan også vekte opp verdivurderingen.
68
Tabell 2. Verdisettingsmatrise med hovedvekt på biomangfoldverdiene knyttet til selve
høstingsskogen og det landskapsøkologiske aspektet.
Høy vekt
>5 daa
NT/DD-arter: >3 eller
VUarter: >2, eller
forekomst av 1 ENeller CR-art
eller forekomst av
grov sprekkebark eller
større forekomst av
vedmold (> 10 dm3)
Forekomst av store
Forekomst av store,
Tilstand
Forekomst av store
gamle trær, men
gamle trær og relativt
gamle trær (se eget
lite gjengroing
gjengroing, så skogen
faktaark), men
begynner å bli tett rundt og/eller styvingstrær
gjengrodd dvs.
styvingstrærne
som lar seg restaurere
styvingstrærne er
og/eller styvingstrærne og skjøtte som
lukket inne i tett skog begynner å få grove
høstingsskog.
(TT 7-8)
greiner, men har fortsatt
og/eller
potensial for
styvingstrærne har så restaurering.
stor krone og så grove
greiner at de er
vanskelig å restaurere.
Ikke i bruk på lenge
Ikke i bruk i en periode I bruk (eller seinest
Påvirkning
(> 50 år).
(15 – 50 år)
høstet for < 15 år
siden)
<
0,5 km til nærmeste
5
–
1
km
til
nærmeste
<
1
km
til
nærmeste
Landskapsøkologi/
lokalitet med store
lokalitet med store
lokalitet med store
natursystemgamle trær.
gamle trær
gamle trær.
kompleks
eller ygd med aktivt
eller del av tradisjonelt eller del av
tradisjonelt
landbruk (dvs.
gårdslandskap med
nettverk av
gårdslandskap der
forutsetninger for
skjøtsel av
kulturmarker, ”korridor verdifulle naturtyper
lokaliteten).
er”, åkerholmer (< 10% og andre verdifulle
av omgivende areal) og natursystemkomponen
tutgjør > 10 % av
andre
natursystemkomponente omkringliggende areal
r som muliggjør
eller inneholder 2 til 3
artsspredning
kulturelementer
(natursystemkompleks). viktige for
biomangfoldet.
Parameter
Størrelse
Artsmangfold
Lav vekt
1-2 daa
(NT/DD-art: 1)
Middels vekt
3- 5 daa
NT/DD-art: 2-3, eller
forekomst av 1 VU-art
eller forekomst av
tydelig sprekkebark
eller noe vedmold (1-10
dm3)
Lokalt viktig – C: Inngangsvekt oppnådd på størrelse av lokaliteten og tilstand eller rødlistearter på
trær.
Viktig – B: Middels vekt for tilstand i kombinasjon med lav - middels vekt foren av de andre
parametrene; eller lav vekt for tilstand kombinert med middels vekt for minst to andre parametere eller
høy vekt for en parameter.
Svært viktig – A: Høy vekt for tilstand i kombinasjon med lav – middels vekt for to av de andre
parametrene eller middels vekt for tilstand og høy vekt for minst to av de andre parametrene.
69
Råd om skjøtsel og hensyn
Skjøtsel: Høstingsskoger må skjøttes hvis de skal opprettholdes. Den beste skjøtselen er oppfølging av
den tradisjonelle driften. Hvis høstingsskogen tradisjonelt var delt opp i høstingsteiger (se
Påvirkning/bruk), kan det være fornuftig å følge dette opp også i skjøtselssammenheng.
I høstingsskoger med styvingstrær er det viktig å holde trekronene på styvingstrærne små dvs. å høste
greinene med regelmessige mellomrom og å tynne ut tresjiktet regelmessig slik at det ikke blir for tett,
og slik at høstingsskogen får en lysåpen karakter. Avkuttet materiale må fjernes. Det er også viktig å
sørge for nyrekruttering av styvingstrær hvis en vil opprettholde en styvingsskog. Styvingstrær bør
helst høstes hvert 5.-10. år (følg helst lokale tradisjoner). Ved beskjæring bør en kappe av greinene et
par cm ovenfor forrige styving (beskjæring) slik at en hele tiden kommer inn på frisk ved. Dersom
lauv og ris ikke skal brukes til husdyrfôr, kan trærne beskjæres om vinteren eller tidlig om våren, noe
som gjør arbeidet lettere (Austad & Hauge 2014).
Eksisterende høstingsskoger har ofte ikke vært i aktiv bruk på lang tid. Hvis de skal ivaretas kan det
derfor være nødvendig med en kraftig restaurering av styvingstrærne. Alm, lind og ask kan tåle dette,
men ikke alle trær gjør det (Norderhaug et al. 1999, Jordal og Bratli 2012, Austad & Hauge 2014).
Særlig bjørk er vanskelig å restaurere fordi treet lett svekkes for mye. Det kan være vanskelig å
restaurere også andre treslag hvis trærne ikke har vært høstet på flere tiår. I noen tilfeller vil det derfor
være bedre å la gamle forvokste styvingstrær stå urørt, og heller forme nye, unge styvingstrær. Uansett
om man skjøtter gamle høstingsskoger og styvingstrær eller etablerer nye styvingstrær, er det viktig å
forhindre oppslag av ”uønskede arter” som kan konkurrere med styvingstrærne om lys og næring.
Stubbeskuddskog av hassel kan høstes ved basis med 7 – 15 års mellomrom (eller med lokalt
tradisjonelle intervall i syklusen). Forvokste hasselkratt må først forynges dvs. at gamle stammer må
skjæres tilbake nede ved basis om høsten eller vinteren. For å sikre gjenveksten bør imidlertid to-tre
eldre stammer beholdes et par år, før de også fjernes. Oppslag av ”uønskede arter” må fjernes,
eventuelt ved beite (Austad & Hauge 2014).I
Skjøtselsboka for gamle norske kulturmarker (Norderhaug et al. 1999, www.miljodirektoratet.no) er
skjøtsels- og restaureringsmetoder for høstingsskog nøye beskrevet.
Hensyn: Gamle styvingstrær har vanligvis en epifyttvegetasjon (lav, moser, vedboende sopp), ofte
med rødlistede arter, som bør registreres før en eventuell restaurering og siden overvåkes. Det kan
også være aktuelt å gjennomføre eventuelle restaureringer over flere år (tynning av kronen) av hensyn
både til de gamle trærne og til epifyttvegetasjonen, slik at den kan tilpasse seg den lysåpne strukturen
på nytt.
Hjortegnagskader: Unormalt høye tettheter av hjorteviltbestander kan skape problemer ved skjøtsel og
restaurering av høstingsskoger (gjelder særlig beiting av hjort på bl.a. alm på Vestlandet). Reduksjon
av bestanden vil vanligvis være det mest aktuelle tiltaket i slike situasjoner. Siden det varierer sterkt
hvor mye og hvor hardt dyrene beiter på trærne avhengig av snømengder og på grunn av at hjortedyr
er ganske mobile, vil effektive tiltak normalt være betinget av at bestandsreduksjonen gjøres
permanent og over et større område.
Kunnskapsnivå og viktige kilder
Innsamling av tradisjonell kunnskap om høstingsskogsdrift og studier av restaurerings- og
skjøtseleffekter er bl.a. gjort på Høgskulen i Sogn og Fjordane (Austad & Hauge 2014) og innenfor
museums- og kulturhistoriefagmiljøet (jf. Austigard 1979, 2005). Det er likevel behov for bedre
kunnskap om styvingstrær generelt, effekter av restaurering og drift av høstingsskoger og ikke minst
70
om artsmangfold knyttet til høstingsskoger med styva eller stubbehøsta trær (særlig hasselskoger).
Eksisterende kunnskap om restaurering og skjøtsel er sammenstilt i Austad & Skogen (1990),
Norderhaug et al. (1999), Direktoratet for naturforvaltning (2013), Austad & Hauge (2014) og
Austigard (1979, 2005).
Litteratur
Austad, I. & Skogen, A. 1990. Restoration of a deciduous woodland in Western Norway formerly used
for fodder production: effects on tree canopy and floristic composition. Vegetatio 88: 1-20.
Austad, I. & Hauge, L. 2014. "Trær og tradisjon. Bruk av lauvtrær i kulturlandskapet".
Fagbokforlaget.
Austigard, B. 1974. Fugleliv i gamle almar. Romsdalsmuseets årbok 1974:25-26
Austigard, B.1978. Nokre ord om ender i Eikesdalen. Rallus 8:25.
Austigard, B. 1979. Hatleband. Film om produksjonen av tønneband av hassel i Eikesdalen. Statens
filmsentral/NKKM.
Austigard, B. 2005. Nøtter var kraftfôr for Romsdalsgrisane. Artikkel frå Romsdalsmuseet. Romsdal
Sogelag 2005.
Bakys, R., Vasaitis, R., Barklund, P., Thomsen, I.M. & Stenlid, J. 2009. Occurrence and pathogenicity
of fungi in necrotic and non-symptomatic shoots of declining common ash (Fraxinus excelsior) in
Sweden. European Journal of Forest Research 128:51-60.
Balle, O. 1978. Vegetasjonsøkologiske studier i vestnorske lauvskogslier, med særlig hensyn på
jordbrukets invirkning. Hovedfagsoppgave i botanikk, Botanisk museum, Universitetet i <bergen.
Buckley, G.P. (red.) 1992. Ecology and management of coppice woodlands. Chapman & Hall,
London.
Direktoratet for naturforvaltning 2013. Faggrunnlag for Høstingsskoger i Norge.
http://www.miljodirektoratet.no/no/Tema/Arter-og-naturtyper/Trua-arter-ognaturtyper/Handlingsplaner-for-trua-naturtyper/Handlingsplaner-under-utarbeidelse/
Emanuelsson, U. 2009. Europeiska kulturlandskap. Hur människan format Europas kulturlandskap.
Formas, Stockholm.
Fremstad, E. & Moen, A. 2001. Truete vegetasjonstyper i Norge. NTNU Vitenskapsmuseet. Rapport
botanisk serie 2001-4.
Fuller, R.J. & Warren, M.S. 1993. Coppiced woodlands: their management for wildlife. Second ed.
1993. Copyright Joint Nature Concervation Committee. http://jncc.defra.gov.uk/
Høeg, O.A.1976. Planter og tradisjon. Floraen i levende tale og tradisjon i Norge 1925-1973.
Universitetsforlaget.
Jordal, J.B. 2005. Kartlegging av naturtypar i Nesset kommune. Rapport J.B. Jordal nr. 6-2005. 162 s.
Jordal & Gaarder 1995. Sopp i kulturlandskapet. HSF-rapport 5/95.
Jordal, J.B. & Bratli, H. 2012. Styvingstrær og høstingsskog i Norge med vekt på alm, ask og lind.
Utbredelse, artsmangfold og supplerende kartlegging i 2011. Rapport J.B. Jordal nr 4-2012.
71
Konrad, H., Kirisits, T., Riegler, M., Halmschlager, E. & Stauffer, C. 2002. Genetic evidence for
natural hybridization between the Dutch elm disease pathogens O. novo-ulmi ssp. novo-ulmi and O.
novo-ulmi ssp. americana. Plant Pathology 51:78-84.
Michaelsen, T.C., Grimstad, K.J. & Anonby, J. 2005. Noen interessante funn av dagoppholdssted for
flaggermus. Fauna 57: 54-61.
Moe, B. & Botnen, A. 1997. A quantitative study of the epiphytic vegetation on pollarded trunks of
Fraxinus excelsior at Havrå, Osterøy, western Norway. Plant Ecology 129: 157-177.
Nordbakken, J.F. & Austad, I. 2010. Styvingstrær, nøkkelbiotoper i norsk natur – en undersøkelse av
moser på alm (Ulmus glabra) i Sogn og Fjordane. Blyttia 68: 245-255.
Norderhaug, A., Austad, I. Hauge, L. & Kvamme, M. (red.) 1999. Skjøtselsboka for kulturlandskap og
gamle norske kulturmarker. Landbruksforlaget.
Phillips, D.H. & Burdekin, D.A. 1982. Diseases of Forest and Ornamental Trees. The Macmillan
Press, London.
Queloz, V., Grünig, C.R., Berndt, R., Kowalski, T., Sieber, T.N. & Holdenrieder, O. 2011. Cryptic
speciation in Hymenoscyphus albidus. Forest Pathology 41:133-142.
Visted, K. & Stigum, H. 1971. Vår gamle bondekultur. Bind I. J.W. Cappelens forlag AS, Oslo.
Slomian, A., Gulvik, M. Madej, G. & Austad, I. 2005. Gamasine and Microgyniina (Acari, gamasida)
from soil and tree hollows at two traditional farms in Sogn og Fjordane, Norway. Norwegian Journal
of Entomology 52: 39-48.
Slotte, H. 1999. Lövtäkt i Sverige 1850 -1950. Metoder för täkt, torking och utfodring med löv samt
täktens påverkan på landskapet. Institutionen för landskapsplanering, SLU Ultuna. Agrarhistoria nr. 2
Uppsala.
Solheim, H. Timmermann, V. , Børja, I. & Hietala, A.M 2011. Ein liten sekksporesopp,
Hymenoscyphus pseudoalbidus, truer aska i Europa. Agarica 30:81-88.
Sunde, K.B. & Grønningsæter, E. 1999. Rapport fra flaggermusundersøkelsene i Møre og Romsdal i
1998, Kunnskapsstatus for flaggermus i M6R. Rapport .
Sverdrup-Thygeson, A., Bratli, H. Brandrud, T.E. & Ødegaard, F. 2010. Faglig grunnlag for
handlingsplan for hule eiker. NINA rapport 631.
Sverdrup-Thygeson, A. & Brandrud, T.E. (red.), Bratli, H.. Framstad, E., Jordal, J.B. & Ødegaard, F.
2011. HOTSPOTS - naturtyper med mange truete arter. NINA-rapport 683. s 1-64.
Tønsberg, T., Gauslaa, Y., Haugan, R. Holien, H. & Timdal, E. 1996. The threatened macrolichens of
Norway. Sommerfeltia 23:1.256
72
Høstingsskog med styva trær. Foto: Leif Hauge
Bandaskog. Foto: Leif Hauge
73
Beiteskog
Ann Norderhaug og Ellen Svalheim. Oppdatert november 2014.
Definisjon
Beitesskog kan kartlegges på to nivå, som Beitesskog –natursystemkompleks og som Beitesskognatursystem. Dette faktaarket beskriver begge nivå, samt forslag til avgrensning på de to ulike nivåene.
Vi ønsker at kartleggere som prøver ut faktaarket i feltsesongen 2014 gir tilbakemelding på hvordan
dette fungerer i praksis.
Popularisert beskrivelse
Beiteskog er skogkledde utmarksområder som brukes til ekstensivt beite for husdyr. Tresjikt og
feltsjikt påvirkes i dag i hovedsak av beiting og tråkk. Beitetrykket er generelt lavere enn i hagemark
og naturbeiter. Beiteskog er mer lysåpen enn skog som ikke beites, men vegetasjonen er
mosaikkpreget med korte avstander mellom øyensynlig upåvirka, tettere skogsvegetasjon og mer eller
mindre beitepåvirka vegetasjon. Langs gamle tråkk, stier, ved kildeframspring, skogsbilveier, i
glenner, gamle løkker osv. der beitepåvirkningen er størst, utvikles engvegetasjon.
Artssammensetningen i feltsjiktet som helhet blir på den måten en variasjon og kombinasjon av
beitearter og andre lyselskende engarter samt kantarter og skogsarter. Tresjiktet er vanligvis også
variert med en blanding av treslag og aldersklasser og et stort innslag av gamle trær og død ved. I
busksjiktet er einer ofte et karakteristisk innslag.
De mest verdifulle beiteskogene er områder med lang beitekontinuitet (fra midten av 1800-tallet eller
lenger), med fortsatt stort dyretall av ulike beitedyr (storfe, sau, hest) og hvor beitingen foregår i
flersjikta og fleraldra skog, dvs. ekstensivt utnytta skoger med lang kontinuitet. De mest artsrike
typene er knyttet til baserik berggrunn/rike skogstyper.
Beiteskog- natursystemkompleks: Beiting foregår over et større areal og inkluderer flere verdifulle
skogstyper (granskog, furuskog, boreal blandingsskog, sumpskog, rik edelløvskog osv.). I et slikt
natursystemkompleks kan også mer kulturprega, verdifulle områder som gamle utmarksslåtter,
seterløkker og beitemyr inngå i mosaikk med skogvegetasjonen.
Beiteskog- natursystem: beiting foregår i kun en skogstype som relativt enkelt kan avgrenses. Til
eksempel beiteskog av rik edelløvskog, eller gammel granskog
Teknisk definisjon
Beiteskog er ikke definert som egne typer i NiN, men kan beskrives som fastmarkskogsmark (NiN
1.0) eller T4 (NiN 2.0), med grunnleggende hevdform beite, HF-Y2, og hevdintensitet svært ekstensivt
i snitt innen HI- 2 (jf NiN 2.0 sin utvidete trinninndeling), men kan variere fra 1-4 som gir
skogvegetasjonen en mosaikkpreget struktur med kort avstand mellom ubeita og mer godt beita
områder). Tilstandsøkoklinen tresjiktstetthet (TT), sjiktning (Sj) og tresjiktssuksesjonstilstand (TS)
beskriver tettheten, aldersfordelinga til tresjiktet og bestandsalder, mens objektinnhold KS benyttes til
å beskrive eventuell forekomst av styvingstrær (betegnelse i NiN: KS-8) og andre kulturspor (som for
eksempel steingjerde KS-2). Dominansforhold beskriver arter eller artsgrupper i tresjiktet. Tresjiktet i
skogsbeiter kan bestå av både bartrær og lauvtrær. Det kan også være et busksjikt av f.eks. einer. Det
er de rikeste skogstypene som vektlegges.
Typen er uavhengig av egenskaper til jordsmonn og berggrunn, og beiteskoger finnes i alle naturlige
skogstyper med noe beiteverdi.
74
Parameter
Krav
Kommentar
Hevdintensitet
trinn 2
(gjennomsnittlig)
Jf. NiN 2.0: HI vil i praksis variere fra upåvirka til
HI 4. Trinn 1 – 4
Trinn (4)5 t.o.m. trinn
8
Der trinn 4 er små områder (for små til å utfigurere
som egne naturbeitelokaliteter) med åpen tresatt
mark som er nær ved å tilfredsstille
skogsdefinisjonen (kronedekning 5-10 %), 5 er skog
med svært lav tresjiktstetthet og trinn 8 skog med
relativt høy tresjiktstetthet
(HI)
Tresjiktstetthet
(dvs. mosaikk av ulik tetthet. I beiteskog med aktiv
skogsdrift kan også mindre hogstflater inngå.)
Tresjiktssuksesjonstilstand
(2)3-4
Sjiktning
Y8 – Y9
Vanligvis: Y8 flersjiktet skog uten busksjikt eller
Y9 flersjiktet skog med busksjikt
Eventuell
forekomst av
objektinnhold
KS-8 og for eksempel
KS-2, KS-3, KS-9,
KS-19
Objektinnhold benyttes til å beskrive eventuell
forekomst av styvingstrær (KS-8) eller andre
kulturspor som KS-9 (annet kulturspor på trær), KS3 (tregjerde) og KS-19 (ferdselsvei)
Der trinn 3 er eldre skog og trinn 4 er gammelskog
(Kan være en blanding av yngre og eldre skog.)
Hvorfor er naturtypen viktig
Beiteskog ble i Truete vegetasjonstyper i Norge (Fremstad og Moen 2001) vurdert som noe truet
(VU). I Norsk rødliste for naturtyper 2011 (Lindgaard & Henriksen 2011) er den vurdert som nær trua,
NT. Beiteskog er ofte mer artsrik enn tilsvarende ubeita skog (Bjor & Graffer 1963, Kielland-Lund
1999, Bruteig et al. 2003, Linkowski 2010) og typen inneholder flere rødlistearter (særlig blant sopp,
insekter, karplanter og epifytter dvs. vedboende lav, mose og sopp). Mange arter er begunstiget og
delvis avhengig av det ekstensive beitetrykket og det lysåpne skogsbildet som beitingen medfører
(Linkowski 2010, Ljung 2011, Aronsson 2013 ).
Utmarksbeite er sannsynligvis den faktor som i størst grad bidrar til å opprettholde det kulturbetinga
biologiske mangfoldet i Norge i dag (Bruteig et al. 2003). Dagens skogsbeite opprettholder ikke bare
biomangfoldet knyttet til beiteskogen, men oftest også biomangfoldet av flora, fauna og sopp som er
knyttet til bl.a. gamle nedlagte setervoller. Biomangfold begunstiget av beite og effektene av denne
hevdformen trues av opphør av skogsbeiting med påfølgende gjengroing. Også skogplanting, hogst,
utbygging, oppdyrking, gjødsling, beite med for høyt beitetrykk eller med uegna beitedyr m.v. truer
gjenværende skogsbeiter og deres biologiske mangfold.
Beiteskog har vært et karakteristisk innslag i landskapet i flere tusen år og storparten av våre skoger
har i lang tid vært påvirket av husdyrbeiting og annen tradisjonell bruk (jf. Sjörs 1954, Birks et al.
1988, Norderhaug et al. 1999, Bruteig et al. 2003). Selv om en i mange områder fortsatt ser tydelige
spor og strukturer etter tradisjonell beitehevd, har sambeiting med flere dyreslag gått tilbake eller
opphørt i mange trakter. Fortsatt beites store skogsområder av sau på utmarksbeite i Norge, mens
skogsbeite med storfe og hest har gått sterkt tilbake. I barskogssonen kan man i enkelte regioner
dokumentere at antallet storfe har holdt seg nokså konstant gjennom flere tiår ved at antall kviger og
75
kastrater (og de siste rester av melkekuer på skogsbeite) er blitt erstattet av nesten det samme antall
kjøttdyr (inkludert ammekyr) i dag. Den dramatiske tilbakegangen av seterdriften under 1900-tallet har
likevel ført til at det er store beiteskogsarealer hvor det ikke lenger er noe storfebeite eller annet
husdyrbeite, eller bare svært få/tilfeldig med dyr (Lindgaard & Henriksen 2011). Moderat beitepress
med sau er heller ikke nok for å holde fortettingen av beiteskogen under kontroll og forhindre
gjengroing over lengre tid i produktive områder (jf. Bruteig et al. 2003). De sauerasene, som er
vanligst i dag (langhala sau), beiter også mindre lauv enn de gamle korthala rasene, noe som bidrar til
at det fortere gror igjen. Gjengroingen forsterkes også av at det er vanskelig å erstatte den samlede
påvirkningen av den tradisjonelle utmarksbruken (vedhogst, fôrhøsting, svedjebruk m.v.), som holdt
skogen lysåpen (jf. Norderhaug 1987, Norderhaug et al. 1999, Dahlström 2006, Bele & Norderhaug
2004, Bele & Norderhaug 2013), med bare beite. Fjellbjørkeskog i de gamle seterområdene gror for
eksempel gradvis igjen også mange steder der det fortsatt beites (Sickel 2014). Gjengroingen fører til
at plantearter som er avhengig av forstyrrelse og lys går tilbake, også mange arter som sees som
typiske fjellbjørkeskogsarter (Olsson et al. 2000).
Utbredelse
Skogsbeite foregår fortsatt over hele landet, selv om både seterbruk og utmarksbeite som driftsmåter
har gått sterkt tilbake. I 2011 ble det søkt om tilskudd til 88 821 kyr, 142 112 andre storfe, 759 409
sauer over 1 år, 1 174 129 lam, 55 991 geiter og 9 245 hester. Oppland hadde flest kyr og andre storfe
på utmarksbeite, Rogaland flest sauer og lam, Troms flest geiter og Møre og Romsdal flest hester (se
Hegrenes et al. 2012). Før 1809 regner en med at det i et normalår fantes 102 000 hester, 660 000
storfe og 1 098 000 småfe i Norge (Lunden 2002). Husdyrholdet var viktigst i øvre Telemark, indre
Vest-Agder, Ryfylke, indre Vestlandet, øvre Numedal og de øvre bygdene i alle dalene på Østlandet.
Storfe var hovedgrunnlaget i fjell- og fjordbygdene. Geitehold var vanligst i ”husdyrbygdene”.
Antallet sauer var betydelig større og saueholdet var jevnere fordelt over landet. Antallet hester var
størst i bygdene der skogbruket spilte hovedrollen. I 1835 ble det registrert at det der kunne være bare
2-3 kyr for hver hest, mens det gjennomsnittlig i landet fantes 6 kyr for hver hest. Husdyrtallet har
imidlertid variert med sted og tid bl.a. avhengig av situasjonen for skogbruk og fiskerier (Tveite 1975).
I 1915 fantes det 186 217 hester, 1 120 517 storfe, 1 329 559 sauer og 240 303 geiter i Norge. Det var
flest hester og storfe på Østlandet, mens det var flest sauer og geiter på Vestlandet (Det Statistiske
Centralbyraa 1916). På den tiden gikk mesteparten av husdyrene fortsatt på beite i utmarka dvs. i
skogen og på fjellet.
Skogsområdene hvor dyr i dag slippes på beite er gjerne i den nærliggende og mer lett tilgjenglige
skogen mellom bygden (gården) og tilhørende seterområder (for eksempel heimeheia, gårdsskogen,
seterskogen, skogshamner) samt skogen rundt seterområdene (Svalheim & Jansen 2002). Det kan også
være skogsområder mellom nærliggende bygder eller allmenninger ”langt inn på skogen”.
Naturfaglig beskrivelse
”Feltsjiktbeitende” dyr er en viktig økologisk forstyrrelsesfaktor som i alle tider har preget
skogslandskapet (jf. Austrheim & Eriksson 2001, Bruteig et al. 2003). Beitedyrene påvirker
vegetasjonen ikke bare ved avbeiting, men også gjennom tråkk, slitasje, urin, ”gjødsling” og
frøspredning. Beiting skaper gras- og urterike skogstyper (Emanuelsson & Johansson 1987,
Norderhaug et al. 1999, Olofsson et al. 2001, Stark et al. 2002, Emanuelsson 2009). Feltsjiktet blir
lavere. I høystaudeskog utvikles det for eksempel større eller mindre arealer med lågurtvegetasjon. I
næringsfattig skog blir lav erstattet av ris (Stark et al. 2002). Jordsmonnet påvirkes gjerne positivt.
Humus og førnelag blir tynnere i beiteskog og podsolering motvirkes (Emanuelsson & Johansson
76
1987, Aronsson 2013, Linkowski 2010). Beiting påvirker også skogstrukturen slik at det dannes en
mosaikk med overganger (økotoner) mellom arealer med ulik tretetthet (beiteskog-naturtype) og
mellom ulike naturtyper (beiteskog-natursystemkompleks). Den tradisjonelt beiteprega skogen er
lysåpen og variert med mange stier og glenner og med stor aldersspredning i tresjiktet. Innslaget av
gamle trær er ofte stort. Feltsjiktet inneholder en unik blanding av skogsarter og engarter (Fremstad &
Moen 2001, Nitare 2014). I busksjiktet finnes ofte beiteresistente arter som einer, gråor og nypebusker
(Norderhaug 1987) og innslaget av busker kan være betydelig (Nitare 2014). Innslaget av busker
varierer imidlertid både med beitetrykk og beitedyr og i geitebeiter kan for eksempel vier og einer
mangle. I gjengroende beiteskog øker gjerne innholdet av einer sterkt i tidlig fase, før også eineren blir
skygget ut. Tydelige beitespor på trær, busker og feltsjikt, som for eksempel nedbeita unge
blåbærskudd, kan også vise at det er en beiteskog. Beite på bartrær kan resultere i knudrete, små
individer der toppen gjentatte ganger er beita tilbake og det er dannet meget greintette, pyramideforma
individer. Disse kan være overraskende gamle til tross for at de er små. Hvis disse individene får
vokse uten beitepåvirkning, skyter de raskt i været og utvikles til kvistrike individer, omgitt av en tett
brem av tynne døde greiner nederst på stammen. Trær med tette «geitris» er en god indikator på
historisk beite (Ljung 2011). Forekomst av «skjørtegraner» med grener helt ned til marken, noe som
bare kan utvikles i lysåpne miljøer, er også en god indikator (Aronsson 2013).
Plantearter som favoriseres av utmarksbeite er bl.a. plantearter som forekommer naturlig i
skogsvegetasjonen, men som på grunn av beite, gjødsel som dyra legger igjen, tidligere slått, sviing
m.m. får konkurransefordeler. Skogsarter som dyrene vraker favoriseres, for eksempel stri og myk
kråkefot, vintergrønnarter (også bittergrønn), hårfrytle, broddtelg, maiblom og en rekke moser.
Skogsarter som dyrene beiter, men som takler beitestresset bra har også en fordel, som bl.a. mange
gras- og halvgras samt urter som marimjeller og linnea Der blåbær og skogsnelle beites hardt i
granskoger øker skrubbær, småtveblad og knerot. Husdyrbeiting i fuktig miljø kan endre tette vierkjerr
til mer åpne, gras- og halvgrasrike områder med eksempelvis flaskestarr, sølvbunke, blåtopp,
bjønnskjegg, elvesnelle, kongsspir, jåblom og mer sjeldne arter som huldrestarr (VU) og
myrstjerneblom (EN). Konkurransesvake arter som vasshårarter, kildeurt og bekkestjerneblom, trives
der tråkk har perforert torv- og dylag og danner små vannfylte groper (Ljung 2011).
Undersøkelser av feltsjiktvegetasjonen ved forskjellig beitepress i en østnorsk høystaudeskog
(Kielland-Lund 1975) viste at gjennomsnittlig artsantall økte ved beiting. Noen arter som skogburkne,
turt, myskegras, firblad og hvitsoleie fantes bare eller hadde sin optimale forekomst i den lite beita
utformingen, men flere skogsarter hadde sitt optimum i den middels beitepåvirka utformingen, bl.a.
fingerstarr, nikkevintergrønn, perlevintergrønn, legevintergrønn, olavsstake, skogsveve og smyle.
Ballblom, harerug, grannmarikåpe og glattmarikåpe er eksempel på arter som hadde sitt optimum i den
sterkt beita utformingen (= grasmark) og hvitkløver vokste bare der.
Også engarter, som hører hjemme i kulturlandskapet, favoriseres av skogsbeite og i åpninger og langs
stier etablerer det seg gjerne engvegetasjon. Engarter og andre kulturlandskapsarter kan spres bl.a.
med høytransporter, redskap og husdyr fra eng og beitearealer nede i bygda til utmarka og
skogsbeitene (Svalheim & Jansen 2002). Vanlig forekommende arter i beiteskog er bl.a. alminnelige
beitearter som rødsvingel, gulaks, blåkoll og gullris (Norderhaug et al. 1999). Også engsvingel,
sauesvingel, smyle, markjordbær, jonsokkoll, tveskjeggveronika og flere marikåpearter er vanlige i
beiteskog (Aronsson 2013).
Mange sopparter favoriseres både på kort og lang sikt av dyrenes tråkk, beite og ”gjødsling” og
soppforekomsten i beiteskog kan være meget stor (Linkowski 2010, Aronsson 2013). Både
beitemarkssopp, som er saprotrofer direkte relatert til beitemarker (og indirekte relatert til trærne ved
at de gir skygge, bedre fuktighetsforhold m.v.), og ektomykorrhizasopp, dvs. de ”vanlige
skogsoppene”, er klart begunstiget av skogsbeite (pers. medd. Egil Bendiksen). Tråkkslitasje fører til
77
raskere nedbrytning av strø og førne, noe som er gunstig for bl.a. mykorrhizasopp (Andersson et al
1993). Mange beitemarkssopper, som vokssopp (Hygrocybe spp.), vokser ofte i velhevda beiteskog og
storpigger (Sárcodon spp., flere rødlista arter) er sterkt knytta til gammel og ofte også beita
kontinuitetsskog (Nitare 2006). Svakt beitetrykk i de rikere eik-, alm- og lindeskogene på Sørlandet
regnes som en positiv faktor også for ”sørlandssoppene” med en rekke rødlistede arter. Eksempel på
”sørlandssopper” som favoriseres av beite er grønn fåresopp, myk brunpigg (eike-arter)
pantermusserong (eik, lind) og oransjekantarell (hassel, lind) (Brandrud et al. 2000, Brandrud 2008).
Arter som kantarell, som foretrekker næringsrikt jordsmonn, er også begunstiget av skogsbeite liksom
kongesjampinjong (Agaricus augustus) og andre sjampinjongarter. Det finnes i tillegg en rekke
sopparter, som er direkte knyttet til husdyrmøkk, bl.a. sekksporesopp (ascomyceter) (Andersson et al.
1993).
Husdyrenes møkk kan også være habitat for spesialiserte insekter, som møkkbiller (for eksempel
Aphodius- og Onthophagusarter) og for moser. Husdyrmøkk i skog skiller seg på flere måter som
mikrosubstrat fra husdyrmøkk i åpen grasmark (Andersson et al. 1993). De rødlista mosene
bleikmøkkmose (Splachnum melanocaulon) (EN) og kupellemenmose (Tetraplodon blyttii) (VU) er
sterkt knyttet til dyremøkk i fuktig miljø og møkktrompetmose (Tayloria tenuis) til storfemøkk i
skygge (Weibull 2005, Linkowski 2010).
Gamle trær i beiteskog vokser lysere enn trær i en ubeita skog og får dermed en annen kvalitet som
livsmiljø for mange insekts-, sopp- og lavarter (Appelqvist & Svedlund 1998, Ehnström & Axelsson
2002, Gärdenfors 1994, Moe & Botnen 1997, 2000, Thor & Arvidsson 1999). Busker i beiteskog kan
også bli meget gamle, noe som gjør at antallet lav- og billearter som er knyttet til dem øker (Nilsson et
al. 1994). Beiteskogen kan være rik på død ved bl.a. på grunn av at husdyr kan barke og drepe mindre
trær eller skubbe grunt rota, eldre trær overende. Stående og liggende død ved i åpne, eller halvåpne
miljøer er en minimumsfaktor i dag (Appelqvist & Svedlund 1998, Ehnström & Axelsson 2002, Moe
& Botnen 1997, Thor & Arvidsson 1999). Den er viktig bl.a. for en rekke vedinsekter og deres
predatorer, eksempelvis hakkespetter (Ljung 2011). Andre eksempler på fuglearter, som er
begunstiget av skogsbeite, er gjøk, vendehals, nattravn og duetrost (Croneberg 2001). Husdyrene kan
også skape flekker med åpen mineraljord, noe som gir muligheter for insekter som sand- og jordbier.
Forekomsten av villbiarter i skog reduseres når skogsbeitet går tilbake (Linkowski 2010).
Delnaturtyper
Alle typer skog var beitet i tidligere tider. Av særlig interesse å registrere for biologisk mangfold er:
•
•
•
•
•
•
Beiteskog i rike eik-, linde- og almeskoger på Sørlandet
Skogsbeite i edellauvskog
Skogsbeite i rike boreale granskoger [store areal]
Beiteskog på kalkmark
Skogsbeite i gamle boreale lauvskoger (men gråorskoger oftest mindre interessante)
Fjellbjørkeskoger med ”høystauder/lågurter”
Avgrensning mot andre naturtyper
For beitesskog som natursystemkompleks- vil det ofte forekomme overlapp mot andre avgrensede
naturtyper på natursystemnivå, til eksempel verdifulle naturbeiter og gamle slåttemarker som oppfyller
78
kravene til avgrensning (se de respektive faktaarkene), samt ulike verdifulle skogstyper (jf respektive
faktaark).
For beiteskog som natursystem vil det ikke være overlapp med andre naturtyper, men skogen har
likevel en mosaikkartet struktur av arealer med ulik tretetthet og innslag av små arealer (for små å
avgrense) av andre naturtyper som naturbeite (glenner).
Mot hagemark: I både hagemark og beitesskog er hovedkulturpåvirkningen beite av husdyr.
Beiteintensiteten er imidlertid større i hagemark (HI 3-5) enn i beitsskog (gjennomsnittlig HI-2, og
varierer fra HI1-4). Hagemark er en mer lysåpen, tresatt beitemark med mer homogent og
”heldekkende”, beiteprega, grasrikt feltsjikt der tresjiktet i tillegg er ryddet for å gi plass, le og skygge
til beitedyrene. Hagemarkene har derfor i mindre grad mosaikkprega struktur, som derimot er det
typiske for beiteskogene (med korte avstander mellom upåvirka skogsvegetasjon og mer eller mindre
beiteprega vegetasjon). Innslaget av gran er vanligvis betydelig mindre i hagemarkene enn i
beiteskogen. Feltsjiktet i hagemark har gjerne dekning på mer enn 50 %, mens feltsjiktdekningen i
beiteskog varierer og kan i tettere skogsmark utgjøre < 50 %. Beiteskog og gjengroende hagemarker
kan i enkelte tilfeller være vanskelig å skille fra hverandre, siden de ofte rommer mange av de samme
eng og kantartene. Dette skylles at mange tidligere hagemarker i dag skjøttes med et mer ekstensivt
beitetrykk og fravær av uttak av trær/virke slik at den åpne og jevne hagemarksstrukturen forsvinner
og skogsarter kommer inn.
Andre skogstyper uten beite: Skog som ikke beites er tett (TT-6-8) og mindre mosaikkpreget enn
beiteskog og mangler innslag av typiske engarter og tydelige beitespor (HI 1), se for øvrig naturfaglig
beskrivelse. Der hvor skogsvegetasjon med eksempelvis lyng har inntatt og dominerer tidligere åpne
kulturpåvirka områder vil det ikke være aktuelt å avgrense beiteskogslokaliteter.
Påvirkning/bruk
Tradisjonelt var bruken av skogen mangfoldig. Skogen ga ved, emnevirke, tømmer, kull, tjære,
vinterfôr og muligheter for jakt og svedjebruk (Bele & Norderhaug 2013). Vanligvis var likevel
utnyttelsen av beiteressursene det viktigste dvs. at de fleste skoger har vært beiteskog.
Beiting: På slutten av 1800-tallet var beitetrykket stedvis for hardt, noe som gjorde vegetasjonen mer
artsfattig. Gjennomgående har det imidlertid ikke vært vanlig med en slik hard utnyttelse (Norderhaug
et al. 1999, Dahlström 2006). Beiting, tråkk, ”gjødsling” m.v. skaper en småskaladynamikk
(Austrheim & Eriksson 2001) og forskjeller i beitepress, beitetidspunkt m.v. fører i tillegg til en
dynamikk i tid (Dahlström 2006, Linkowski 2010). Dette skaper mange økologiske nisjer og ved
moderat beitepress er artsdiversiteten høyere i beiteskog enn i tilsvarende ubeita skog, både på lokal
skala og på landskapsnivå (jf. Bruteig et al. 2003, Pykälä 2007, Dumont et al. 2013).
Beitepåvirkningen på planter og vegetasjon er kompleks og fører til at konkurransen mellom
plantearter forandres. Ulike plantearter påvirkes forskjellig av beiting bl.a. fordi beitedyrene prefererer
noen planter og vraker andre og fordi plantene har ulik toleranse for beiting og tråkk. Beiting kan både
redusere og øke frøproduksjonen, mens tråkk øker rekrutteringen gjennom å skape
rekrutteringsflekker. Beitedyr bidrar også til frøspredning. Beitende husdyr bruker først og fremst
karbohydrater som energikilde og resirkulerer i stor grad mineralnæringen. På denne måten kan de
omfordele næring innenfor et beiteområde. Rundt liggeplasser, setervoller og sommerfjøs skapes det
derfor gjerne gode muligheter for næringskrevende arter (Norderhaug et al. 1999, Bruteig et al. 2003,
Pykälä 2007).
79
Det er stor forskjell på beitepåvirkningen på de ulike treslagene. Gran, gråor og vanlig bjørk klarer seg
bra og er typiske innslag i boreal beiteskog, mens selje, vier og rogn er mer følsomme for beite.
Sommereik, bøk og hassel er de boreonemorale skogstrærne som er best beitetilpasset, mens ask, lønn,
lind og alm er attraktive for beitedyrene og derfor blir mer negativt påvirket (Norderhaug et al. 1999).
Påvirkningen er imidlertid avhengig av beitepresset og av husdyrslag. Beitedyrene påvirker ikke bare
trærne gjennom beite, men også ved å gnage bark (geiter, hester) eller gjennom at de klør seg eller
stanger i stykker trær (storfe).
Geiter spiser heller lauv enn gras og urter, mens sau foretrekker urter framfor gras og kan legge sin
elsk på spesielle arter. Særlig de gamle, korthala sauerasene tar også en del lauv, mens hest
gjennomgående eter lite lauv og foretrekker gras framfor urter. Storfe foretrekker gras og urter, men
beiter lite selektivt. De er ansett for å være den husdyrrase som er viktigst for å opprettholde biologisk
mangfold i kulturmarker (Bakker et al. 2006, Pykälä 2007).
Beiting har erstattet tidligere mer varierte driftsformer: Mange av dagens skoger har, som tidligere
nevnt, hatt en mer variert bruk med slått, lauving, svedjebruk, uttak av emnetrær, ved etc. Etter at disse
tradisjonelle driftsformene opphørte (rundt 2. verdenskrig) ble gjerne områdene i sin helhet brukt som
skogsbeiter. Dyra fikk da gå over store områder, som tidligere hadde en mer differensiert
bruk/skjøtsel, og har på den måten ivaretatt og opprettholdt en del av det kulturavhengige
biomangfoldet, som er dannet gjennom den varierte bruken. Dette gjelder bl.a. gamle setervoller og
skogsmark som i dag har beitepreg, men stedvis består av gjengrodd slåttemark der dyra tradisjonelt
ikke har beitet. All tidligere påvirkning og bruk erstattes imidlertid ikke av dagens skogsbeite.
Eksempel på dette er svedjebruk og sviing for å skape bedre beite (Bele & Norderhaug 2013), noe som
favoriserte brannavhengige arter som for eksempel bråtestorkenebb. Generelt er også dagens utnyttelse
og beitepress i utmarka for lavt for å stoppe gjengroingen, noe som på sikt fører til homogenisering og
redusert biologisk mangfold (Bruteig et al. 2003).
Moderen skogbruk: De seinere tiårenes flatehogst og skogskjøtsel har medført mer ensaldra
skogstruktur, noe som reduserer det biologiske mangfoldet. Hogstflater har negativ påvirkning på
beiteskogens artsmangfold bl.a. fordi mange av skogsplantene som er beitebegunstiget, ser ut til å
være avhengig av mykorrhizasopper og derfor går ut når trærne hogges (Kielland-Lund 1999). Der
hogstflater omgis av gammelskog eller har gammelskog i nærheten, har man imidlertid registrert at
mykorrhizasopp (også rødlistearter) kan spre seg inn selv i granplantefelt (pers. medd. Egil
Bendiksen). Mindre hogstflater i en beiteskog trenger derfor ikke å være en stor trussel mot
artsmangfoldet. Små hogstflater (3-5 daa) kan til og med være positivt, hvis beiteverdien på
skogsbeitet trenger å forbedres. Kjemisk bekjempelse (bruk av glyfosat på plantefelt), gjødsling og
markriving har imidlertid sterkt negativ innvirkning på artsmangfoldet.
Verdisetting
Skogsbeite har en 6000 år gammel historie (Aronsen 2013, Norderhaug 1999). Mange av dagens
skoger har vært brukt til beite i meget lang tid, og beitingen har påvirket feltsjikt, skogstruktur m.v.
Beiteskoger med lang kontinuitet med om lag samme beitetrykk er verdifulle. Videre er beiteskoger
hvor det er opprettholdt beiting med flere dyreslag (storfe, hest, sau) mer verdifulle enn skoger som
bare beites med ett dyreslag (sau). I mange beiteskoger er dyretallet og beitetrykket blitt redusert eller
opphørt de siste tiårene, dette reduserer også verdien på beiteskogen da bl.a. mosaikkstrukturen viskes
ut. Hvor lang tid dette tar vil avhenge av bl.a. skogstype, kalk- og fuktighetsforholdene, der de
intermediære til kalkrike og fuktige beiteskogene vil gro raskest igjen. De mest verdifulle
beiteskogene dekker store arealer med flersjiktet gammelskog med lang beitekontinuitet og god plass
80
til en velutviklet dynamikk i tid og rom. Beiteskog er i dag vurdert som nær truet, VU (Lindgaard &
Henriksen 2011). Velutviklet beiteskog med lang kontinuitet bør derfor få høy verdi.
Viktige parametere for verdisetting
Størrelse: Store beiteskogsarealer gir plass til større variasjon og dermed større biologisk mangfold,
men også beiteskog som dekker mindre arealer kan ha stor betydning for biologisk mangfold, bl.a.
fordi lokalt rik berggrunn ofte kan forekomme på mindre arealer. På kompleksnivået, som omfatter
beiteskog av ulike skogstyper, er inngangsverdien satt til 20 daa. For beiteskoger, som avgrenses som
natursystem, settes inngangsverdien til 10 daa.
Typevariasjon: Desto større variasjon med hensyn til fuktighet, næringsstatus, jordforhold og
lokalklimatiske forhold innen en lokalitet, desto høyere vekt. NiN-grunntyper for skog og eventuell
variasjon i delnaturtyper brukes i beskrivelsen av beiteskogen. Noen delnaturtyper bør spesielt
vektlegges (se ovenfor under Delnaturtyper).
Kalkrikhet: De kalkrike beiteskogene har størst verdi. Inngangsverdi, lav vekt, gis ved middels
kalkfattig KA-2 (jf NiN 2.0), middels vekt ved intermediær til middels kalkrike beiteskoger KA 3- 4,
og høyest vekt gis til beiteskog på svært kalkrik mark.
Artsmangfold: Artsmangfoldet i beiteskog kan romme rødlistearter både på trær og i feltsjikt, men i
granskog er det vanligvis ikke knyttet sjeldne arter til trærne. Selv om det ikke finnes rødlistearter i en
beiteskog, kan imidlertid artsmangfoldet i den være både rikt og spesielt, dvs. karakteristisk for
beiteskog, noe som også bør kvalifisere til høy verdi (se Naturfaglig beskrivelse). Det er noe
varierende trusselgrad mot artene i de ulike delnaturtypene, noe som til en viss grad bør gi utslag i
verdisettingen. Det forekommer for eksempel mange rødlistede sopp (sørlandssopper) i rike eik-, lindog almeskoger på Sørlandet, mens det er færre rødlistearter i barskogsbeiter (men se ovenfor).
Tilstand: Beiteskog med lang kontinuitet (gammelskog) gis høy vekt (NiN: TS 3-4). Der hvor det over
tid er opprettholdt nær samme, tradisjonelle beitetrykk, og beitedyrene beiter i de samme områdene,
og etter samme mønster, år etter år vil det dannes beiteskog med tydelig mosaikkstruktur og
engpregede felt med god nedbeiting. En slik mosaikk av ulik tetthet (NiN: TT (4)5-8) gir høy vekt,
mens gjengroing som fører til at skogen blir tettere og mer homogen (gjennomgående TT 7-8) gir lav
vekt.
Påvirkning: Lokaliteter med kontinuitet og beite som aktuell bruksform (NiN: BF) bør vektes høyt.
Variasjon i aktuell bruksintensitet (NiN: BI) innenfor en beiteskog fra BI 1-4, med et gjennomsnitt på
2, vil opprettholde beiteskogens mosaikkstruktur og gi høy vekt. Beite med storfe gis høyere vekt enn
beite med bare sau, men sambeite med flere husdyrslag vektes høyest.
Mindre viktige parametere for verdisetting
Inngrep av forskjellig slag som drenering (NiN: DR) og eutrofiering (NiN: EU) påvirker
verdisettingen negativt. De mest verdifulle beiteskogene er heller ikke påvirket av moderne skogsdrift.
Mindre hogstflater og yngre bestand med planta skog i en beiteskog kan være akseptabelt, men bør i
tilfelle føre til lavere vekt. Forekomst av fremmede arter (FA) gir også lavere vekt. Forekomst av
kulturspor (NiN: KS) som styvings- og stubbelauvingstrær, steingjerder, steinsettinger (veier),
rydningsrøyser etc. påvirker derimot verdisettingen i positiv retning, likeså forekomst av trær, som
huser spesielle livsmedier (LT), og store gamle trær (se eget faktaark). Landskapsøkologiske forhold
kan ha stor betydning også for det biologiske mangfoldet knyttet til beiteskog, særlig hvis beiteskogen
er liten. Hvis beiteskogslokaliteten inngår i et område med forekomst av flere verdifulle kulturmarker
81
og et nettverk av stier, kanter og andre natursystemkomponenter som muliggjør artsspredning mellom
lokalitetene, så vekter det opp.
Verdisettingsmatrise med hovedvekt på biomangfoldverdiene knyttet opp mot feltsjikt og trær.
Parameter
Lav vekt
Middels vekt
Høy vekt
Størrelse
Naturtype:
Inngangsverdi 10-19
daa
Naturtype: 20-49 daa
Naturtype: > 50 daa
Natursystemkompleks:
Natursystemkompleks:
50-100 daa
>100 daa
Natursystemkomplek
s: Inngangsverdi 2049 daa
Typevariasjon
1 grunntype (NiN)
2-3 Grunntype
>3 grunntyper
Kalkrikhet
KA-2
KA 3-4
KA 5
Artsmangfold
Minst 1 NT/DD-art
og/eller en
artssammensetning i
feltsjiktet med
mange
beitemarksindikatore
r
Minst 1 VU eller flere
NT/DD-arter og et rikt
artsmangfold som er
tydelig beiteavhengig
Minst 1 EN- eller CR-art
eller 3 VU-arter eller mange
NT/DD-arter om flora og
fauna er spesielt rikt utviklet
og tydelig beiteavhengig
Tilstand
TS < 3 Blanding av
yngre og eldre skog
(kan inneholde
mindre hogstflater)
og svakt utvikla
mosaikkstruktur.
TS 3 Stort innslag av
eldre skog
TS 4(-5) ): Gammelskog
Tradisjonell drift
opphørte for < 25 år
siden, nå bare
streifbeiting med
sau.
Opprettholdt beiting
med storfe eller
sambeiting av 2
dyreslag (sau, storfe,
hest), men med
redusert beitetrykk.
Påvirkning
og middels utvikla
mosaikkstruktur
og godt utvikla
mosaikkstruktur med tydelig
beiteprega felt- (og eventuelt
busk-)sjikt i veksling med
ubeita skogsvegetasjon
Opprettholdt kontinuiteten i
beiting med sambeiting av 23 dyreslag (sau, storfe, hest)
og tilnærmet tradisjonelt
beitetrykk.
Lokalt viktig – C: Inngangsvekt oppnådd på tilstand og lav-middels vekt for 2 andre parametere.
Viktig – B: Middels vekt oppnådd på tilstand og lav-middels vekt for 3 andre parametere.
Svært viktig – A: Høy vekt på tilstand og middels-høy vekt for 2 andre parametere.
82
Råd om skjøtsel og hensyn
Ved skjøtsel av beiteskog er det viktig å tilpasse beitetrykket slik at man opprettholder den
karakteristiske variasjonen mellom godt beita arealer, mindre sterkt beita arealer og upåvirka partier.
Skogskjøtsel må ta hensyn til beitingen og favorisere lyskrevende treslag, tillate små åpninger i skogen
og bruke naturlig forynging. Forynging bør helst skje ved lukket hogst (skjermhogst, gruppehogst).
Hvis beiteskog skal skjøttes først og fremst for å ivareta et verdifullt mangfold, vil plukkhogst være
det beste. Død ved, gamle trær og eventuelle styvingstrær bør spares, men ellers bør man ta ut trær av
alle aldersklasser. Stubben bør være så lav som mulig. Hogsten bør foregå på en måte og et tidspunkt
som gjør at man unngår kjøreskader.
Også beiteskog med kontinuitet er i dag ofte preget av gjengroing på grunn av at vedhogst og annen
tradisjonell bruk har opphørt. For å opprettholde godt beite og biologisk mangfold knyttet til
beitepåvirka habitater kan det derfor være nødvendig med rydding av busker og tynning av små og
middelaldrende trær på tidligere mer åpne arealer. Store og gamle trær bør spares og ikke minst bør en
la død ved få være urørt innen lokaliteten. Hogstavfall må fjernes fordi beitedyrene vanligvis unngår å
beite i områder der det ligger igjen mye kvist. Hogstavfall kan eventuelt brennes på utvalgte plasser.
Bruk av ild for å forbedre beitet i beiteskog var vanlig mange steder i eldre tider. Småskala brenning
(av hogstavfall) kan derfor være positivt både for planter som krever mineraljord for å spire og for
planter og dyr, som for eksempel en del billearter, som favoriseres av brann. Ved eventuell
krattknusing eller brenning av einerkratt må en være oppmerksom på faren for skader på beitedyr av
gjenstående greiner.
For å opprettholde alders- og treslagsvariasjon i beiteskog og for å skape bedre beite for eksempel i
fjellbjørkeskog der finnskjegg har ekspandert, kan det av og til være behov for forynging.
Beitefredning ved hjelp av inngjerding av slike arealer kan da være nødvendig. Ellers kan også kratt av
busker som einer, tjene som beskyttelse for oppvoksende trær.
Mer detaljerte råd om skjøtsel og restaurering gis bl.a. i Norderhaug et al. 1999 og Aronsson 2013.
Kunnskapsnivå og viktige kilder
Beiteskog med alle sine karakteristika; historikk, utvikling, ulike typer, ulike beitedyr, biologiske
verdier og artsmangfold samt skjøtselsbehov og skjøtselsmetoder er utfyllende beskrevet flere steder,
bl.a. Asheim 1978, Kielland-Lund 1975, Norderhaug et al. 1999, Fremstad & Moen 2001 samt en
rekke publikasjoner med lokalt fokus og dessuten en omfattende svensk litteratur, oppsummert hos
Linkowski (2010).
Litteratur
Andersson, L., Appelqvist, T., Bengtsson, O., Nitare, J. & Wadstein, M. 1993. Betespräglad äldre
bondeskog – från naturvårdssynpunkt. Skogsstyrelsen Rapport 7/1993.
Appelqvist, T. & Svedlund, L. 1998. Insekter i odlingslandskapet – Biologisk mångfald och variation i
odlingslandskapet. Jordbruksverket.
Aronsson, M. 2013. Skogsbetesmarker. Jordbruksverket.
83
Asheim, V. 1978. Kulturlandskapets historie. Universitetsforlaget, Oslo.
Austrheim, G. & Eriksson, O. 2001. Plant species diversity and grazing in the Scandinavian mountains
– patterns and processes at different spatial scales. Ecography 24: 683-695.
Bakker, E.S., Ritchie, M.E., Olff, H., Milchunas, D.G. & Knops, J.M.H. 2006. Herbivore impact on
grassland plant diversity depends on habitat productivity and herbivore size. Ecology Letters 9: 780788.
Bele, B. & Norderhaug, A. 2004. Er gammelskogen også en kulturarv? Blyttia 62: 227-230.
Bele, B. & Norderhaug, A. 2013. Traditional land use of the boreal forest landscape examples from Lierne, Nord-Trøndelag County. Norsk geografisk tidsskrift - Norwegian Journal of
Geography, 67: 12-23.
Bendiksen, E. 2010. Barndomsminner fra Sinober i Lillomarka. Roy Sinober forteller. – Gro-ruddalen
Historielag Årbok 2010: 67-76.
Birks, H.H., Birks, H.J.B., Kaland, P.E. & Moe, D. (red.). 1988. The cultural landscape, past, present
and future. Cambridge University Press.
Bjor, K. & Graffer, H. 1963. Beiteundersøkelser på skogsmark. Forskning og forsøk i Landbruket 14:
121-365.
Brandrud, T.E., Dahl, T.H. & Fonneland, I.L. 2000. Sørlandssopper. Blekksoppen 28(80): 12-21.
Brandrud, T.E. 2008 (”2007”). Rødlistearter av sopp knyttet til edellauvskog; habitatkrav,
hotspothabitater og utbredelsesmønstre. Agarica 27: 91-109.
Bruteig, I., Austrheim, G. & Norderhaug, A. 2003. Beiting, biologisk mangfold og rovviltforvaltning.
Utgreiingar i samband med ny rovviltforvaltning. NINA Fagrapport 71: 1-65.
Croneberg, H. 2001. Skogsbeten – en metodstudie från Gotland. Länsstyrelsen i Gotlands län Rapport
5, Visby.
Dahlström, A. 2006. Betesmarker, djurantal och betestryck 1620-1850. Naturvårdsaspekter på
historisk beteshävd i Syd- och Mellansverige. CBMs skriftserie nr. 13.
Det Statistiske Centralbyraa 1916. Norges officielle statistikk VI 64. Kreaturholdet 30 september 1914
og 1916. H. Aschehoug & CO, Kristiania.
Dumont, B., Thorhallsdottir, A.G., Farrugia, A. & Norderhaug, A. 2013. Livestock grazing and
biodiversity in semi-natural grasslands. Grassland Science in Europe Vol. 18: 314-326.
Ehnström, B. & Axelsson, R. 2002. Insektsgnag i bark och ved. Artdatabanken, SLU, Uppsala.
Ekeland, K. & Gustavsson, G. 1997. Fäbodskog och fäbodbruk. Jordbruksverket: Biologisk mångfald
och variation i odlingslandskapet nr. 8:
Emanuelsson, U. 2009. Europeiska kulturlandskap. Hur människan format Europas natur. Formas,
Stockholm.
Emanuelsson, U. & Johansson, C-E. (red.) 1987. Biotoper i det nordiska kulturlandskapet.
Naturvårdsverket rapport 3556.
Fremstad & Moen (2001). Truete vegetasjonstyper i Norge. NTNU Vitenskapsmuseet. Rapport
botanisk serie 2001-4.
84
Gärdenfors, U. 1994. Eken – utnyttjad av tusentals organismer. s. 77-82 I: Ekfrämjandet 50 år.
Ekfrämjandet, Lund.
Hegrenes, A., Hval, J.N., Asheim, L.J. Svennerud, M. 2012. Fleire dyr på sommerferie. Evaluering av
beiteordningene. NILF Notat 2012-7.
Kielland-Lund, J. 1975. Beitets påvirkning på ulike skogvegetasjonssamfunn. I: Solbu, I. (red.).
Gjengroing av kulturmark. Internordisk symposium, Norges landbrukshøgskole 27.-28. november
1975.
Kielland-Lund, J. 1999. Beiteskog. S. 95-102 i: Norderhaug, A., Austad, I., Hauge, L. & Kvamme, M.
Skjøtselsboka for kulturlandskap og gamle norske kulturmarker. Landbruksforlaget.
Lindgaard, A. & Henriksen, S. (red.) 2011. Norsk rødliste for naturtyper 2011. Artsdatabanken,
Trondheim
Linkowski, W.A. 2010. Utmarksbete, främst skogsbete, och dess effekter på biologisk mångfald.
Naptek, Centrum för biologisk mångfald, Uppsala.
Ljung, T. 2011. Fäbodskogen som biologiskt kulturarv. Betande boreala skogars innehåll av historisk
information och biologisk mångfald. En studie av fyra fäbodställen i Dalarna. CBM:s skriftserie 49.
Centrum för biologisk mångfald.
Lunden, K. 2002. Norges landbrukshistorie II 1350-1814. Frå Svartedauden til 17. mai. Det norska
samlaget, Oslo.
Moe, B. & Botnen, A. 1997. A quantitative study of the epiphytic vegetation on pollarded trunks of
Fraxinus excelsior at Havrå, Osterøy, Western Norway. Plant Ecology 129: 157-177.
Moe, B. & Botnen, A. 2000. Epiphytic vegetation on pollarded trunks of Fraxinus excelsior in four
different habitats at Grinde, Leikanger, Western Norway. Plant Ecology 151: 143-159.
Norderhaug, A., Austad, I., Hauge, L. & Kvamme, M. (red.) 1999. Skjøtselsboka for kulturlandskap
og gamle norske kulturmarker. Landbruksforlaget.
Nilsson, S.G., Arup, U., Baranowski, R. & Ekman, S. 1994. Trädbundna lavar och skalbaggar I
ålderdomliga kulturlandskap. Svensk Botanisk Tidskrift 88: 1-12.
Nitare, J. 2006. Åtgärdsprogram för rödlistade fjälltaggsvampar (Sárcodon). Naturvårdsverket,
Stockholm.
Nitare, J. 2014. Naturvårdande skötsel av skog och andra trädbärande marker.
Norderhaug, A. 1987. Tre- og/eller buskrik utmark. s. 102-118 i: Emanuelsson, U. & Johansson, C-E.
(red.) Biotoper i det nordiska kulturlandskapet. Naturvårdsverket rapport 3556.
Olofsson, J., Kitti, H., Rautiainen, P., Stark, S. & Oksanen, L. 2001. Effects of summer grazing by
reindeer on composition of vegetation, productivity and nitrogen cycling. Ecography 24: 13-24.
85
Olsson, E.G.A., Austrheim, G. & Grenne, S.N. 2000. Landscape change patterns in mountains, land
use and environmental diversity, Mid-Norway 1960-1993. Landscape Ecology 15: 155-170.
Pykälä, J. 2007. Maintaining plant species richness by cattle grazing: mesic semi-natural grasslands as
focal habitats. Thesis, University of Helsinki.
Sickel, H. 2014. Effects of vegetation and grazing preferences on the quality of alpine diary products.
NMBU Thesis number 2014:15, Ås.
Sjörs, H. 1954. Slåtterängar i Grangärde finnmark. Acta Phytogeographica Suecica 34: 1-135.
Stark, S., Strommer, R. & Tuomi, J. 2002. Reindeer grazing and soil microbial processes in two
suboceanic and two subcontinental tundra heaths. OIKOS 97: 69-78.
Svalheim, E. og Jansen, L.B., 2001. Stølslandskapet på indre Agder. Prosjektrapport. Fylkesmannens
landbruksavdeling i Aust-Agder. ISBN 82-92026-01-0.
Thor, G. & Arvidsson, L. 1999. Rödlistade lavar I Sverige – Artfakta. Artdatabanken, SLU, Uppsala.
Tveite, S. 1975. Norsk landbrukshistorie 1750-1914. Utvalgte emner. Ås-NLH.
Ve, S. 1941. Bonden, buskapen og skogen i gamle Vestlandsbygder. Tidskr. Skogbruk 49: 149-157,
205-215.
Weibull, H. 2005. Tayloria tenuis liten trumpetmossa. Rödlistans artfaktablad 1-2.
Figur 3. Ammedyr på beite på Hadelandsskogen. Foto Egil Bendiksen.
86
Store, gamle trær
John Bjarne Jordal. Oppdatert 27. november 2014.
Definisjon
Popularisert beskrivelse
Med store, gamle trær menes trær som tilhører de største eller eldste individene innenfor hvert treslag.
Store gamle trær som naturtype/kartleggingsenhet defineres her negativt, den omfatter tilfeller som
ikke passer inn i noen av de andre naturtypene i veilederen. Som hovedregel bør store og gamle trær
registreres som en del av andre naturtyper, f.eks. rik edellauvskog. Imidlertid finnes tilfeller hvor store
trær med verdifullt mangfold finnes utenfor naturtyper som inngår i håndboka, det kan være i både
naturmark (f.eks. gammel eik i ung røsslyngfuruskog), kulturmark eller sterkt endret fastmark (f.eks.
en gammel spisslønn i en veikant, eller en gammel alm på fulldyrka mark). I slike tilfeller benyttes
store gamle trær som naturtype. Typen kan også benyttes inne i en annen naturtype hvis de store
trærne skiller seg vesentlig ut fra denne eller krever spesiell forvaltning. Trær utenom sitt naturlige
utbredelsesområde (f.eks. platanlønn i hele landet, plantet bøk og ask i Trøndelag) inngår ikke i typen.
Teknisk definisjon
Store gamle trær er ikke definert som natursystem etter NiN, men inngår som ”naturtype” i denne
veilederen av praktiske og forvaltningsmessige hensyn. I NiN 1.0 kan typen oversettes med
livsmediene "levende vedaktige planter"/"ved-livsmedier", eller objektgruppene "svært stort
(gammelt) tre (GT)"/"levende tre som huser spesielt livsmedium (LT)".
Nedenstående tabell oppsummerer inngangsverdier for ulike treslag basert på størrelse med eller uten
påviste rødlistearter (her regnes bare arter knyttet til bark, hulrom eller død ved).
Treslag
Inngangsverdier UTEN
rødlistearter: Størrelse målt 130
cm over bakken (hvis helling:
gjennomsnitt av øverst og
nederst)
Inngangsverdier MED minst
én rødlisteart (knyttet til
bark, hulrom el. død ved):
Størrelse målt 130 cm over
bakken
Eik (vintereik,
sommereik)
O>200 cm (D>63 cm), eller hvis
innhul O>95 cm (D>30 cm)
(=forskrift om utvalgte naturtyper
av 13.05.2011)
ingen spesifikke krav (samme
inngangsverdi som uten
rødlistearter)
Andre edellauvtrær
O>200 cm (D>63 cm), eller hvis
(alm, ask, lind,
innhul O>125 cm (D>40 cm)
spisslønn, svartor, bøk
i områder der denne er
hjemlig). Barlind.
eller O>125 cm (D>40 cm)
Boreale lauvtrær
O>250 cm (D>80 cm), eller hvis
(bjørk, hengebjørk,
innhul O>125 cm (D>40 cm)
rogn, selje, osp, gråor,
hegg)
eller minst én rødlisteart og O>125
cm (D>40 cm)
Furu
eller minst én rødlisteart og O>125
cm (D>40 cm)
O>300 cm (D>95 cm), eller hvis
innhul O>125 cm (D>40 cm)
87
minst én rødlisteart og O>30
cm (D>10 cm)
Andre (einer, hagtornarter, asal-arter,
kristtorn)
Einer, hagtorn-arter, asal-arter og kristtorn registreres bare hvis de har rødlistearter. Andre trearter får
lavere størrelseskrav hvis de har påviste rødlistearter eller hulrom. Inngangsverdier uten påviste
rødlistearter er satt høyere for boreale lauvtrær og furu enn for edellauvtrærne, fordi de generelt har få
slike arter knyttet til seg, dvs. potensialet er lavere.
Hvorfor naturtypen er viktig
Store gamle trær er viktige livsmiljø for en rekke arter inkludert rødlistearter. Dette gjelder bl.a. en
rekke såkalte epifytter (barklevende arter) av lav, sopp og moser (f.eks. Tønsberg et al. 1996, Jordal &
Bratli 2012), videre arter på/i død ved fra de samme gruppene, og dessuten mange virvelløse dyr
knyttet til ulike mikrohabitater, bl.a. vedmold, hulrom og død ved, men også grov bark (f.eks.
Sverdrup-Thygeson et al. 2011a, 2011b, Bendiksen et al. 2008). Mange av disse artene er sjeldne og
spesialiserte, og mange finnes bare på gamle trær med spesielle egenskaper. De kan også være
vertsspesifikke (knyttet til ett treslag/én treslekt), eller til og med vertsspesifikke med strenge
miljøkrav i tillegg (f.eks. irsk hinnelav Leptogium hibernicum på gammel ask i boreonemoralt,
oseanisk klima, eller billearten eremitt Osmoderma eremita som lever i svært gamle og hule eiker, og
krever tette bestander av slike for langsiktig overlevelse). I tillegg har en del treslag også tilknyttete
sopparter i samliv med røttene (ektomykorrhizasopp), hvorav noen arter synes å foretrekke gamle trær.
Rødlistede naturtyper: Store gamle trær har ikke vært vurderingsenheter etter NiN i arbeidet med
rødlistede naturtyper, og er derfor ikke med i rødlista for naturtyper. Utvalgte naturtyper: Hule/gamle
eiker er en utvalgt naturtype (jf. forskrift om utvalgte naturtyper av 13.05.2011, DN 2011). Eiker i
produktiv skog omfattes ikke av forskriften, men kan likevel inngå i kartleggingsenheten store gamle
trær. For stor, gammel alm og dennes artsmangfold har trolig Norge (først og fremst Vestlandet,
Sørlandet og Telemark) et særlig ansvar pga. almesyken som har rammet det meste av det europeiske
utbredelsesområdet ellers (Gaarder et al. 2011).
Utbredelse
Store gamle trær har størst forekomst i boreonemoral og sørboreal bioklimatisk sone, dvs. de varmeste
delene av Østlandet, Sørlandet og Vestlandet nord til Trøndelag. Edellauvtrærne og barlind er
hovedsakelig avgrenset til boreonemoral og sørboreal sone i Sør-Norge. Utbredelse av styva alm, ask
og lind finnes hos Jordal & Bratli (2011). De boreale lauvtrærne og furu finnes over hele den boreale
sonen, men de største trærne forekommer i liten grad i nordboreal sone, og i noe begrenset grad i
mellomboreal.
Naturfaglig beskrivelse
I typen inngår både enkelttrær og grupper av trær som befinner seg nær hverandre (registreres alltid
som flatetema fordi et tre har utstrekning, særlig viktig i tettbygde strøk). I Naturbase tillates
overlappende objekter, f.eks. enkelttrær med spesielle verdier som inngår i andre naturtyper. I begrepet
store, gamle trær inkluderes både stående levende trær og stående døde trær. Treslag som inngår er
edellauvtrær, barlind, furu og boreale lauvtrær (se inngangsverditabellen). Tre-/busk-slag som normalt
ikke blir særlig store, men som kan bli gamle (f.eks. einer, hagtorn-arter, asal-arter, kristtorn) foreslås
inkludert bare hvis de har rødlistearter som er knyttet til bark/død ved. Fremmede treslag (f.eks.
88
platanlønn, bøk utenfor naturlig utbredelsesområde) inngår ikke i typen. Eventuelle funn av
rødlistearter på slike trær forvaltes som punktforekomster av rødlistearter.
Økologiske faktorer knyttet til marksjiktet er tilsynelatende mindre viktige, men kan påvirke treets
trivsel, helsetilstand, bark-pH mm. Utvalget av ektomykorrhiza-sopp kan også påvirkes av
jordsmonnegenskaper som kalkinnhold og markfuktighet. Trærnes vekst og trivsel er påvirket av
klimaet (regional variasjon), men også av kalkinnhold og markfuktighet. Artsmangfoldet på treet
påvirkes generelt av treegenskaper (se nedenfor), videre av lysinnstråling og regional variasjon i bl.a.
sommertemperatur, vintertemperatur, nedbør og luftfuktighet (Gauslaa 2014). Epifytter kan påvirkes
indirekte av jordsmonnfaktorer som kalkinnhold. Dessuten er tilstanden/situasjonen i trærnes
umiddelbare nærhet av betydning (bl.a. gjengroing med busker og trær som endrer lysforholdene).
Gamle trær utvikler en rekke egenskaper som tilbyr en økende variasjon i mikrohabitater med alderen:
barkstruktur fra glatt på greinene til grov og oppsprukket på nedre del av stammen, variasjon i barkpH, innslag av hulrom som kan ha ulik størrelse, uten eller med vedmold av ulik mengde, partier med
død ved av ulik nedbrytingsgrad og mengde, partier med lys eller skygge, større barkarealer som er
beskyttet mot nedbør, ulik grad av mose- og lavpåvekst som igjen er habitat for andre arter osv.
Mange sjeldne lavarter er f.eks. relativt lyskrevende. Treegenskapene varierer mellom treslag.
Mengden av hulrom og død ved på levende trær påvirkes av treets alder og helsetilstand, tidligere
styving, greinbrekk, steinsprangskader, barkgnag av hjort og evt. råte-, parasitt- og insektangrep, som
igjen kan medføre uthakking av hakkespetthull. Styvingstrær er i dag gjerne større og med mer død
ved, hulrom og dypere sprekkebark enn ustyva trær. Dette har dels historiske årsaker, de ustyva trærne
har fått lov å vokse opp først etter at styvinga tok slutt i forrige århundre og er derfor yngre. Ustyva
trær har i stor grad samme mangfold som styva, bare de får bli gamle nok (ARKO-prosjektet, upubl.).
Edellauvtrærne har størst tilknyttet artsmangfold. Noen eksempler på artsrikdom (antall rødlistearter er
regnet etter 2010-rødlista) presenteres nedenfor. En gjennomgang av alm, ask og lind foretatt av Jordal
& Bratli (2012) basert på Artskart 2011 viser at det på alm er kjent 676 arter av bark- eller vedlevende
moser, lav og sopp, hvorav 101 står på rødlista. Tilsvarende er det på ask kjent 754 arter, hvorav 109
er rødlista, og på lind er det registrert 518 arter, hvorav 76 står på rødlista. Eksempel på rødlistearter
på alm er almelav Gyalecta ulmi (NT), bleikdoggnål Sclerophora pallida (NT), bleik kraterlav
Gyalecta flotowii (VU), blådoggnål Sclerophora farinacea (VU), klosterlav Biatoridium
monasteriense (NT), skrukkeøre Auricularia mesenterica (NT), almekullsopp Hypoxylon vogesiacum
(NT), almebroddsopp Hymenochaete ulmicola (VU) og barkhårstjerne Syntrichia virescens (VU).
Typiske rødlistearter på ask er almelav Gyalecta ulmi (NT), bleikdoggnål Sclerophora pallida (NT),
Thelopsis rubella (VU), prakthinnelav Leptogium cochleatum (EN), skrukkeøre Auricularia
mesenterica (NT) og pelskjuke Inonotus hispidus (EN). Typiske rødlistearter på lind er Thelopsis
rubella (VU), svart tvillingbeger Holwaya mucida (NT) og knollstilkkjuke Polyporus tuberaster (NT),
og forøvrig lindekullsopp Biscogniauxia cinereolilacina som ikke er rødlistet. Videre forekommer på
lind et utvalg spesialiserte billearter, bl.a. Cryptophagus fuscicornis (EN), linderåtevedbille
Dromaeolus barnabita (CR), Enicmus brevicornis (VU), Laemophloeus monilis (CR) og
lindepraktbille Lamprodila rutilans (CR). Av totalt 47 vedboende rødlistede sopparter på alm er 12
trolig knyttet bare til alm (Gaarder et al. 2011). Totalt antall rødlistearter tilknyttet gamle edellauvtrær
utenom eik er beregnet til 343 inklusive virvelløse dyr (Sverdrup-Thygeson et al. 2011b). Eikeartene
har bl.a. over 100 rødlista billearter og er et av de viktigste treslagene for denne gruppa, over 500
insektarter finnes i vedmold og råtten ved av eik, dessuten har eikeartene rundt 60 rødlista lavarter og
rundt 50 rødlista vedboende sopparter; 30 av sopp- og lavartene er nokså eksklusivt knyttet til eik,
foruten at det er funnet over 100 jordboende rødlistede sopparter i eikeskog (Sverdrup-Thygeson et al.
2011a). Tilknyttede arter for boreale lauvtrær er analysert av Bendiksen et al. (2008), basert på rødlista
2006. De mest artsrike er osp med 165 tilknyttede rødlistearter (alle grupper), hvorav 36 er sterkt
knyttet til osp, og bjørkeartene som har 145 tilknyttede rødlistearter, hvorav 26 er sterkt knyttet til
bjørk. Levende gammel furu kan ha enkelte rødlistearter, bl.a. spesialiserte billearter i levende bark (f.
89
eks. reliktbukk Nothorhina punctata, NT), enkelte epifytter og enkelte sopp- og lavarter i dødvedpartier. Noen arter finnes på/i brannskadde furutrær. Artsmangfoldet av ektomykorrhizasopper er ofte
større på gamle trær og påvirkes av hvor lenge treslaget har vært etablert på stedet. Det finnes mange
mykorrhiza-sopper som er knyttet til bare til ett treslag/én treslekt (f. eks. til lind eller eik) (Brandrud
et al. 2010).
Trærnes forekomst og tetthet på landskapsnivå er viktig for artsmangfoldet og overlevelse av bl.a.
rødlistearter. F.eks. viste Paltto et al. (2010) at tetthet av gamle eiker på en skala mellom 0,5 km og 5
km forklarte mye av forekomsten av fem rødlista lavarter på eik i Sør-Sverige. Det er sannsynlig at
mange insektarter tilknyttet hule trær har en begrenset spredningsevne. Eremitten (Osmoderma
eremita) er en eiketilknyttet billeart med ekstremt lavt spredningpotensiale (i størrelsesorden 30 m), og
80-90% av populasjonen forlater ikke treet der de er klekket (Sverdrup-Thygeson et al. 2011a).
Hvordan tetthet av store gamle trær på landskapsnivå (både i dag og historisk) bør påvirke verdisetting
og forvaltning av enkeltlokaliteter er et viktig spørmål som bør avklares mer i detalj (jf. Olberg 2013).
Delnaturtyper
I et notat om registrering av eik og andre store trær (Angell-Petersen & Klokk 2011) foreslås i
hovedsak en delnaturtype for hvert treslag, og dette videreføres her: D1207 eik, D1208 alm, D1209
ask, D1210 lind, D1211 bøk, D1212 spisslønn, D1213 svartor, D1214 osp, D1215 selje, D1216 rogn,
D1217 hengebjørk/dunbjørk, D1218 barlind, D1219 furu, D1220 andre treslag. Ved flere treslag i
gruppe kartlegges mosaikk mellom flere delnaturtyper.
Avgrensing mot andre naturtyper
Avgrensingsutfordringer finnes f.eks. mot de fleste skogtyper, høstingsskog, hagemark, lauveng og
erstatningsbiotop på tresatt mark (parklandskap), i tillegg til slåttemark og naturbeitemark med
enkelttrær. Typen brukes når andre naturtyper ikke passer, eller det er behov for egen enhet av andre
grunner. Typen kan brukes inne i annen naturtype når det er behov for spesielle forvaltningstiltak,
f.eks. styving, rydding rundt et tre med lyskrevende arter eller lignende. Se også avsnittene teknisk
definisjon og naturfaglig beskrivelse.
Påvirkning/bruk
Generelt trues så mye som 85 % av rødlisteartene av ulike typer av endret arealbruk og fysiske inngrep
som resulterer i bl.a. fragmentering og større avstand mellom egnete habitater. Dette er en svært
aktuell problemstilling også for store gamle trær. Det er fort gjort å hogge et 300 år gammelt tre, men
det tar 300 år å erstatte det. Leveringstida for habitatet er dermed veldig lang, noe som krever et
spesielt fokus på langsiktighet. Mekanisk skadepåføring og andre fysiske påvirkninger er andre
aktuelle trusler. Det samme gjelder gjødselspredning. Nitrogennedfall i sør kan ha betydning for
epifytter, det samme gjelder lokal luftforurensning i forhold til lav. Relevante tilstandsøkokliner er
bl.a. gjengroingstilstand (GG) og fremmedartsinnslag (FA), særlig gjengroing med busker og trær og
eventuell forekomst av innplantede bartrær i nærheten. Tradisjonelt har styving skapt gamle trær, bl.a.
av alm, ask, lind, eik, bjørk, rogn og selje. Denne bruken opphørte de fleste steder før eller rundt
midten av 1900-tallet.
Tettheten av store gamle trær i landskapet er en kritisk størrelse for mange av de tilknyttede artene,
pga. begrenset spredningsevne. Det er indikasjoner på at historisk tetthet av gamle trær er viktigere
enn dagens tetthet for å forklare artenes forekomst i landskapet. I tidligere tider med beskjeden
90
påvirkning må det antas at store gamle trær var vanlige. De siste hundreårene har antall og tetthet
sunket dramatisk med sterkt fragmenterte habitat som resultat. Siden dagens tetthet vanligvis er lavere
enn historisk tetthet, vil dagens artsforekomster ofte være å betrakte som rester, som risikerer videre
tilbakegang pga. såkalt "utdøelsesgjeld" (Sverdrup-Thygeson et al. 2011a). Når vertstreet dør, vil
artene da ikke ha greid å spre seg til andre egnede trær (fordi de er for langt unna), og dermed vil de
kunne dø ut. Dette antas å være et kritisk problem mange steder.
Verdisetting
Kravene for å få høy verdi knyttes dels til forekomst av rødlistearter, dels til andre treegenskaper som
uttrykker et potensiale for rødlistearter, siden slike ofte er vanskelige å påvise direkte (gjelder særlig
insekter og andre virvelløse dyr), og dels til fragmenteringsgraden av store gamle trær i landskapet.
Viktige treegenskaper for tilknyttede arter er bl.a. størrelse (som må ses i forhold til det som er vanlig
for vedkommende treslag), videre egenskaper som også følger av alder: sprekkebark, hulrom, vedmold
og dødved-partier. Begrunnelsen for dette er at potensialet for høyt mangfold av spesialiserte arter
antas å øke med økning i treets diamter/omkrets, barksprekkdybde, størrelse/antall av hulrom og
mengde død ved.
Viktige parametre for verdisetting
Treegenskap: trestørrelse: Diameter/omkrets 1,3 over bakken, lett å registrere og kvantifisere.
Treegenskap: sprekkebark: Største målte forskjell mellom bunn av barksprekk og fast barkoverflate
(ikke løs bark) utenfor sprekken (noe mangelfullt datagrunnlag for de fleste treslag).
Treegenskap: vedmold: Vedmold er særlig viktig for virvelløse dyr. Volum av vedmold anslås i dm3
(noe mangelfullt datagrunnlag for de fleste treslag).
Rødlistearter: Observert/påvist forekomst av rødlistearter knyttet til bark, hulrom eller død ved.
Landskapsøkologi: Mange arter har dårlig spredningsevne og er avhengige av et nettverk av trær i
landskapet som ikke er for langt fra hverandre. Det er inkludert landskapsøkologiske forhold ved å
vektlegge avstanden til nærmeste lokalitet med samme treslag (Paltto et al. 2010). Noen arter har flere
alternative vertstrær, og vurderinger av avstander til alternative vertstreslag kan også trekkes inn basert
på skjønn.
Mindre viktige parametre for verdisetting
Treegenskap: dødved: Det er generelt ikke ønskelig at et tre har mye død ved, siden det gjerne betyr at
det har dårlig helse og kort levetid igjen. Hvis man ellers skulle være i tvil om verdisetting, kan
forekomst av noe død ved, gjerne da med arter knyttet til død ved, bidra til å dra verdien opp.
Treegenskap: hulrom: Vedmold (forekommer i hulrom) er tatt med som viktig parameter. Andre
hulrom kan ha en funksjon for bl.a. hulerugende fuglearter, flaggermus, ekorn og mår, og kan også
tilby substrat for dødved-arter av f.eks. sopp. Hvis man ellers skulle være i tvil om verdisetting, kan
forekomst av hulrom bidra til å dra verdien opp.
Påvirkning/bruk: Fravær av påvirkning av forskjellig slag kan gi grunnlag for å trekke verdien opp
hvis man ellers skulle være i tvil. Motsatt kan påvirkning som antas å være negativ for mangfoldet
bidra til å trekke verdien ned. Dette f.eks. kan være plantefelt som gradvis skygger ut treet, fysiske
skader på tre eller røtter, husdyrgjødsel på trestammen og luftforurensning.
Verdisettingstabell
Parameter
Treegenskap:
størrelse (omkrets
1,3 m over bakken)
Lav vekt
>inngangsverdi på
størrelse uten
rødlistearter
Middels vekt
>inngangsverdi på
størrelse uten rødlistearter
x 1,2
91
Høy vekt
>inngangsverdi på
størrelse uten rødlistearter
x 1,5
Parameter
Treegenskap:
sprekkebark
Lav vekt
Middels vekt
tydelig sprekkebark
(antydningsvis >20 mm,
varierer med treslag)
noe vedmold (1-10 dm3)
Høy vekt
grov sprekkebark
(antydningsvis >40 mm,
varierer med treslag)
større forekomst av tørr
vedmold (>10 dm3)
1 NT/DD-art,
kombinert med
størrelseskrav i slike
tilfeller (se teknisk
definisjon)
2 eller flere NT/DD-arter,
eller forekomst av minst 1
VU-art, kombinert med
størrelseskrav i slike
tilfeller (se teknisk
definisjon)
forekomst av minst 1 ENeller CR-art, eller minst
fire rødlistearter av lavere
kategori, kombinert med
størrelseskrav i slike
tilfeller (se teknisk
definisjon)
<0,5 km
Treegenskap:
vedmold
Rødlistearter
Landskapsøkologi:
Avstand til
nabolokaliteter
med samme treslag
0,5-1 km
Lokalt viktig - C: Inngangsverdi oppnådd på trestørrelse eller på rødlistearter.
Viktig - B: Middels vekt oppnådd på størrelse og minst én annen treegenskap, eller på størrelse og
landskapsøkologi, eller på rødlistearter.
Svært viktig - A: Høy vekt oppnådd på størrelse og minst én annen treegenskap, eller på størrelse og
landskapsøkologi, eller på rødlistearter.
Råd om skjøtsel og hensyn
Kunnskapsgrunnlag: For tiden finnes mest kunnskap om eik (bl.a. Sverdrup-Thygeson et al. 2011a,
DN 2012, Olberg 2013) og i noen grad for lind (DN 2011, mest fokus på mykorrhiza-sopp, jf.
kunnskapsstatus for epifytter hos Jordal & Bratli 2012), mens det også pågår studier av epifytter på
alm og ask (ARKO-prosjektet, jf. også Fremstad 1977, Moe & Botnen 1997, 2000, Gaarder et al.
2012, Jordal & Bratli 2012). For de andre treslagene er kunnskapsgrunnlaget dårligere og mer tilfeldig
(jf. Bendiksen et al. 2008 for de boreale lauvtrærne). Kunnskapsnivået om sammenhengen mellom
treegenskaper og forekomst av rødlistearter er delvis dokumentert, men likevel begrenset. Man vet at
mange insektarter lever i vedmold og død ved av eik, og at mange lavarter vokser på grov sprekkebark
av eik, alm og ask. Treegenskapene og deres korrelasjon med artsmangfoldet - og særlig med
forekomst av rødlistearter - er imidlertid mangelfullt kjent hos de fleste treslagene. En svært viktig
kunnskap som mangler, er hvilken tetthet av store gamle trær på landskapsnivå som behøves for å
opprettholde populasjoner av de ulike rødlisteartene på lang sikt. Behovet for skjøtsel er også
mangelfullt kjent. Det er usikkert hvordan styving påvirker det tilknyttede mangfoldet sammenlignet
med trær som får bli gamle uten styving. Styvingstrær kan ha større mangfold i mikrohabitater, samt at
kulturpåvirkninga skapte et generelt åpnere landskap som kan ha vært en fordel for lyskrevende
lavarter. Dagens gjengroing gjør situasjonen vanskeligere for slike.
Skjøtsel: Skjøtsel er ofte ikke nødvendig, men unntak finnes.
Styving: Gjenopptatt styving på tidligere styvingstrær kan være ønskelig dersom man er trygg på at
det forlenger trærnes alder og dermed bidrar til å øke sjansen for spredning av kravfulle arter til yngre
trær. I dag brukes en del offentlige midler på gjenopptakelse av styving, samt nydannelse av
styvingstrær, og mye mer i Sverige enn i Norge. Mer kunnskap er nødvendig for å vurdere effekten av
92
gjenopptatt styving på mangfoldet og trærnes gjenværende levetid, i forhold til å la trærne bli gamle
uten styving.
Beskjæring som utføres av andre grunner (f.eks. inntil bebyggelse) bør skje med forsiktighet slik at
man så langt som mulig unngår å fjerne deler av treet som er viktige for artsmangfoldet.
Gnagskader: Unormalt høye tettheter av hjorteviltbestander (noen steder evt. hest og geit) skaper
problemer med bevaring og rekruttering av viktige treslag (gjelder særlig vinterbeiting av hjort på
almebark på Vestlandet), noe som i neste omgang rammer artsmangfoldet. Reduksjon av bestanden vil
vanligvis være det mest aktuelle tiltaket i slike situasjoner. Siden det varierer sterkt hvor mye og hvor
hardt dyrene beiter på trærne, og siden hjortedyr er ganske mobile, vil effektive tiltak normalt være
betinget av at bestandsreduksjonen gjøres permanent over større områder. Enkelte steder kan
ansamlinger av gamle trær inngjerdes med viltgjerde (jf. SF Leikanger: Grinde), men også andre
fysiske hindringer kan være aktuelle, som inngjerding av enkelttrær og spjelking av ungtrær med fjøler
el. lign. for å hindre gnag og sikre rekruttering.
Fjerning av fremmede arter, som ulike granarter på Vestlandet, er ønskelig mange steder. Det er
mange tilfeller av at store, gamle lauvtrær skygges ut og dør i granplantinger.
Hogst, tynning og krattrydding kan være nødvendig for å sikre overlevelse av enkelte lyskrevende
arter. Solinnstråling på stammen bidrar også til dannelse av sprekkebark, som antas å være positivt
korrelert med artsantall.
Hensyn: Trærne med krone, stamme og røtter bør skjermes mot fysiske påvirkninger, gjødsling, og
mot gjengroing og tilplanting som kan endre lysforholdene vesentlig. Områder med mange store
gamle trær på landskapsnivå (innenfor noen kvadratkilometer) er spesielt viktige å ta vare på, både
som leveområder og spredningssentra. Det tar lang tid å erstatte et gammelt tre. Det er derfor viktig å
tenke langsiktig og jobbe mot en økning av tettheten av gamle trær i områder med viktige
artsforekomster (Sverdrup-Thygeson et al. 2011a).
Litteratur
Angell-Petersen, I. & Klokk, T. 2011. Registrering av eik og andre store trær. Notat Direktoratet for
naturforvaltning 09.06.2012. 7 s.
Bendiksen, E., Brandrud, T.E., Røsok, Ø. (eds.), Framstad, E., Gaarder, G., Hofton, T.H., Jordal, J.B.,
Klepsland, J.T. & Reiso, S. 2008. Boreale lauvskoger i Norge. Naturverdier og udekket vernebehov.
NINA Rapport 367. 331 s.
Brandrud, T.E., Bendiksen, E., Hofton, T.H., Høiland, K. & Jordal, J.B. 2010. Sopp Fungi. pp. 87-123
I: Kålås. J. A., Viken, Å., Henriksen, S. & Skjelseth, S. (red.). Norsk rødliste for arter 2010.
Direktoratet for naturforvaltning 2011. Handlingsplan for kalk-lindeskog. DN-rapport 8-2011.
Direktoratet for naturforvaltning 2012. Handlingsplan for utvalgt naturtype hule eiker. DN-rapport 12012.
Fremstad, E. 1977. Epifyttflora og -vegetasjon på alm (Ulmus glabra) i Orkladalen, Sør-Trøndelag.
Blyttia 35:39-49.
Gauslaa, Y. 2014. Rain, dew, and humid air as drivers of morphology, function and spatial distribution
in epiphytic lichens. The Lichenologist 46(1): 1-16.
Gaarder, G., Hofton, T.H. & Jordal, J.B. 2012. Vedboende sopp på alm Ulmus glabra i Norge, med
vekt på rødlistearter og viktige regioner. Agarica 31:57-76.
Jordal, J.B. & Bratli, H. 2012. Høstingsskog og styvingstrær i Norge med vekt på alm, ask og lind.
Utbredelse, artsmangfold og supplerende kartlegging i 2011. Rapport J.B. Jordal nr. 3-2012. 114 s.
93
Moe, B. & Botnen, A. 1997. A quantitative study of the epiphytic vegetation on pollarded trunks of
Fraxinus excelsior at Havrå, Osterøy, western Norway. Plant Ecology 129: 157-177.
Moe, B. & Botnen, A. 2000. Epiphytic vegetation on pollarded trunks of Fraxinus excelsior in four
different habitats at Grinde, Leikanger, western Norway. Plant Ecology 151: 143-159.
Olberg, S. 2013. Rødlistede insekter knyttet til hule eiker i Oslo og Akershus - kunnskapsstatus 2012.
BioFokus-rapport 2013-9. 21 s.
Paltto H., Thomasson I. & Nordén B. 2010. Multispecies and multiscale conservation planning: setting
quantitative targets for red-listed lichens on ancient oaks. Conservation Biology 24:758-768.
Sverdrup-Thygeson, A., Bratli, H., Brandrud, T.E., Endrestøl, A., Evju, M., Hanssen, O., Skarpaas, O.,
Stabbetorp, O. & Ødegaard, F. 2011a. Hule eiker – et hotspot-habitat. Sluttrapport under ARKOprosjektets periode II. - NINA Rapport 710. 47 s.
Sverdrup-Thygeson, A. og Brandrud, T.E. (red.), Bratli, H., Framstad, E., Jordal, J.B. & Ødegaard, F.
2011b. Hotspots - naturtyper med mange truete arter. En gjennomgang av Rødlista for arter 2010 i
forbindelse med ARKO-prosjektet. NINA Rapport 683. 1-66.
Tønsberg, T., Gauslaa Y., Haugan, R., Holien, H. & Timdal, E. 1996. The threatened macrolichens of
Norway 1995. Sommerfeltia 23: 258 pp.
Denne gamle aska
skiller seg ut fra naturen
rundt både i størrelse og
tilknyttet artsmangfold,
og er registrert som stort
gammelt tre. Den er idag
omgitt av yngre skog,
men tidligere var dette
trolig mer åpen
kulturmark. Aust-Agder:
Arendal: LandbøØygard.
Almelav Gyalecta ulmi
(NT) er en typisk art på
grov sprekkebark av alm
og ask.
94
Pelskjuke Inonotus
hispidus (EN) på styva
ask på Grinde,
Leikanger.
Hovedtyngden av
bestanden er på gammel
ask i indre Sogn. Alle
foto: John Bjarne Jordal.
95