MOF, Alm.del - 2021-22 - Endeligt svar på spørgsmål 313: MFU spm. om ministeren er bekendt med at der findes videnskabelig underbygget dokumentation for, hvor meget dødt ved, der skal findes i skovnaturtyperne, for at opretholde naturtypernes tilknyttede arter, til miljøministeren

Miljø- og Fødevareudvalget 2021-22
MOF Alm.del
Offentligt

DANMARKS BIODIVERSITET 2020

Tilstand og udvikling

Videnskabelig rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi

nr. 465

2021

AARHUS

UNIVERSITET

DCE – NATIONALT CENTER FOR MILJØ OG ENERGI

MOF, Alm.del - 2021-22 - Endeligt svar på spørgsmål 313: MFU spm. om ministeren er bekendt med at der findes videnskabelig underbygget dokumentation for, hvor meget dødt ved, der skal findes i skovnaturtyperne, for at opretholde naturtypernes tilknyttede arter, til miljøministeren MOF, Alm.del - 2021-22 - Endeligt svar på spørgsmål 313: MFU spm. om ministeren er bekendt med at der findes videnskabelig underbygget dokumentation for, hvor meget dødt ved, der skal findes i skovnaturtyperne, for at opretholde naturtypernes tilknyttede arter, til miljøministeren

DANMARKS BIODIVERSITET 2020

Tilstand og udvikling

Videnskabelig rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi

nr. 465

2021

Rasmus Ejrnæs

Bettina Nygaard

Christian Kjær

Annette Baattrup-Pedersen

Ane Kirstine Brunbjerg

Kevin Clausen

Camilla Fløjgaard

Jørgen L.S. Hansen

Morten D.D. Hansen

Thomas Eske Holm

Trine Just Johnsen

Liselotte Sander Johansson

Jesper Erenskjold Moeslund

Jacob Sterup

Rikke Reisner Hansen

Beate Strandberg

Martin Søndergaard

Peter Wiberg-Larsen

Aarhus Universitet, Institut for Ecoscience

AARHUS

UNIVERSITET

DCE – NATIONALT CENTER FOR MILJØ OG ENERGI

Datablad

Serietitel og nummer:

Kategori:

Titel:

Undertitel:

Forfattere:

Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 465

Rådgivningsrapporter

Danmarks biodiversitet 2020

Tilstand og udvikling

Rasmus Ejrnæs, Bettina Nygaard, Christian Kjær, Annette Baattrup-Pedersen, Ane

Kirstine Brunbjerg, Kevin Clausen, Camilla Fløjgaard, Jørgen L. S. Hansen, Morten D. D.

Hansen, Thomas Eske Holm, Trine Just Johnsen, Liselotte Sander Johansson, Jesper

Erenskjold Moeslund, Jacob Sterup, Rikke Reisner Hansen, Beate Strandberg, Martin

Søndergaard & Peter Wiberg-Larsen.

Aarhus Universitet, Institut for Ecoscience

Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi ©

http://dce.au.dk

2021

September 2021

Redaktørerne: Rasmus Ejrnæs, Bettina Nygaard & Christian Kjær.

Kaj Sand-Jensen (søer og vandløb), Jens Reddersen (byer og agerland), Hans Henrik

Bruun (græsland og hede, eng og mose samt kyst), Jacob Heilmann-Clausen (skov),

Peter Anton Stæhr (hav).

Jesper R. Fredshavn

Ingen ekstern finansiering

Ejrnæs, R., Nygaard, B., Kjær, C., Baattrup-Pedersen, A., Brunbjerg, A. K., Clausen, K.,

Fløjgaard, C., Hansen, J.L.S., Hansen, M.D.D., Holm, T.E., Johnsen, T.J., Johansson, L.S.,

Moeslund, J.E., Sterup. J., Hansen R.R., Strandberg, B., Søndergaard, M. & Wiberg-Larsen,

P. 2021. Danmarks biodiversitet 2020 – Tilstand og udvikling. Aarhus Universitet, DCE –

Nationalt Center for Miljø og Energi, 270 s. - Videnskabelig rapport nr. 465.

http://dce2.au.dk/pub/SR465.pdf

Gengivelse tilladt med tydelig kildeangivelse

Sammenfatning: Rapporten rummer en evaluering af 2020-målet om at standse tabet af biodiversitet.

Forfatterne vurderer udviklingen i biodiversiteten repræsenteret ved 171 indikatorer for

arter, levesteder og processer i 9 danske økosystemer. Analyserne viser at der er en

stadig tilbagegang for halvdelen af indikatorerne, mens der kun er fremgang eller

stabil udvikling for 12 % af indikatorerne. For resten er udviklingen ukendt. Samlet set

konkluderer forfatterne at biodiversiteten i Danmark er i fortsat tilbagegang.

Emneord:

Biodiversitet, rødlistede arter, truede arter, habitatdirektivet, fuglebeskyttelsesdirektivet,

levesteder, naturlige processer, biodiversitetskonventionen, Aichi-målene, naturbe-

skyttelse, naturovervågning

Grafisk Værksted, AU Silkeborg

Enghumle. Foto: Emil Skovgaard Brandtoft

978-87-7156-631-4

2244-9981

270

Rapporten er tilgængelig i elektronisk format (pdf) som

http://dce2.au.dk/pub/SR465.pdf

Institution:

Udgiver:

URL:

Udgivelsesår:

Redaktion afsluttet:

Faglig kommentering:

Ekstern faglig kommentering:

Kvalitetssikring, DCE:

Finansiel støtte:

Bedes citeret:

Layout:

Foto forside:

ISBN:

ISSN (elektronisk):

Sideantal:

Internetversion:

Indhold

Forord

Sammenfatning

Summary

Indledning

1.1

1.2

1.3

Hvordan måler man biodiversitet?

Rapportens evaluering af 2020-målet

Rapportens opbygning

Hvor findes skov?

Naturen i skov

I et internationalt perspektiv

Status og historisk udvikling

Trusler mod biodiversiteten i skov

Arterne

Levestederne

Processerne

Samlet vurdering

Hvor findes kysten?

Naturen langs kysten

I et internationalt perspektiv

Status og historisk udvikling

Trusler mod biodiversiteten langs kysterne

Arterne

Levestederne

Processerne

Samlet vurdering

Koncept og metode

2.1

2.2

2.3

2.4

2.5

2.6

2.7

2.8

Opdelingen i økosystemer

Valg af mål og indikatorer

Hvornår er tabet standset?

Koncept for evalueringerne

Anvendt viden til evalueringerne

Vidensniveauer og sikkerhed

Bevaringskriterier

Sammenfatning af evalueringerne

Skov

3.1

3.2

3.3

3.4

3.5

3.6

3.7

3.8

3.9

Kyst

4.1

4.2

4.3

4.4

4.5

4.6

4.7

4.8

4.9

Græsland og hede

5.1

5.2

5.3

5.4

Hvor findes græsland og hede?

Naturen i græsland og hede

I et internationalt perspektiv

Status og historisk udvikling

5.5

5.6

5.7

5.8

5.9

Trusler mod biodiversiteten i græsland og hede

Arterne

Levestederne

Processerne

Samlet vurdering

Mose og eng

6.1

6.2

6.3

6.4

6.5

6.6

6.7

6.8

6.9

Hvor findes mose og eng?

Naturen i mose og eng

I et internationalt perspektiv

Status og historisk udvikling

Trusler mod biodiversiteten i mose og eng

Arterne

Levestederne

Processerne

Samlet vurdering

Sø

7.1

7.2

7.3

7.4

7.5

7.6

7.7

7.8

7.9

7.10

Hvor findes søerne?

Naturen i søer

Påvirkninger af søers biodiversitet

I et internationalt perspektiv

Status og historisk udvikling

Trusler mod biodiversiteten i søer

Arterne

Levestederne

Processerne

Samlet vurdering

Vandløb

8.1

8.2

8.3

8.4

8.5

8.6

8.7

8.8

8.9

Hvor findes vandløbene?

Naturen i vandløb

I et internationalt perspektiv

Status og historisk udvikling

Trusler mod biodiversiteten i vandløb

Arterne

Levestederne

Processerne

Samlet vurdering

Hav

9.1

9.2

9.3

9.4

9.5

9.6

9.7

9.8

9.9

9.10

Hvor findes havets natur?

Naturen i havet

I et internationalt perspektiv

Status og historisk udvikling

Trusler mod biodiversiteten i havet

Valg af indikatorer

Arterne

Levestederne

Processerne

Samlet vurdering

100

102

103

104

107

108

110

111

113

10 Agerland

10.1

10.2

10.3

10.4

10.5

10.6

10.7

10.8

10.9

11 By

11.1

11.2

11.3

11.4

11.5

11.6

11.7

11.8

Hvor findes byernes levesteder?

I et internationalt perspektiv

Status og historisk udvikling

Trusler mod biodiversiteten i det urbane landskab

Arterne

Levestederne

Processerne

Samlet vurdering

Hvor findes agerlandets levesteder?

Naturen i agerlandet

I et internationalt perspektiv

Status og historisk udvikling

Trusler mod biodiversiteten i agerlandet

Arterne

Levestederne

Processerne

Samlet vurdering

115

116

117

118

120

121

125

127

129

131

133

135

138

139

12 Sammenfatning og diskussion

12.1

12.2

12.3

12.4

Resultaterne

139

Årsagerne

141

Data og metode

143

Biodiversitetskrise, mål og indsatser i internationalt

144

perspektiv

146

167

196

197

260

265

268

13 Litteratur

Bilag A. Datakilder og metoder

Litteratur til Bilag A

Bilag B. Rødlistede arter

Bilag C. Ynglefugle

Bilag D. Bilagsarter

Bilag E. Habitatnaturtyper

[Tom side]

Forord

Vi befinder os midt i en global biodiversitetskrise. Arter uddør med en ha-

stighed, der langt overstiger den naturlige baggrundsuddøen, man ville for-

vente i en geologisk rolig periode, som den vi lever i. Det er ikke kun arter,

som mistes. Økosystemernes naturlige processer påvirkes og interaktioner

mellem arterne bliver færre og færre, fordi mennesker overtager økosyste-

merne, omdanner dem til dyrkede marker og plantager eller byer og fjerner

eller bremser den vilde naturs egne processer. Desuden er mange vilde øko-

systemer truet af menneskers udnyttelse af naturressourcerne i form af jagt,

fiskeri, landbrug, vandindvinding og skovbrug.

Vi mennesker kan klare os udmærket med dyrkede marker, plantager, byer

og veje, men den verden, vi lever i, bliver stadigt mere ensformig, og vores

børn og børnebørn skal være heldige for at opleve en rødlig perlemorssom-

merfugl i luften over skovlysningens krybende læbeløs, blomstrende hylde-

gøgeurt i græslandets blomstermylder eller safrangul pragtporesvamp på

stammen af et oldgammelt egetræ i den lyse græsningsskov.

Danmark adskiller sig ikke fra resten af verden, hvad biodiversitetskrisen an-

går. Også i Danmark foregår menneskers brug af plads og naturressourcer på

bekostning af biodiversiteten. På verdensplan ligger Danmark i den tunge

ende som verdens næstmest opdyrkede land, og samme kedelige bundplace-

ring indtager vi i Europa vurderet på at hovedparten af de naturtyper og arter,

som er beskyttet af Habitatdirektivet har en ugunstig bevaringsstatus.

I 2011 udgav det daværende Danmarks Miljøundersøgelser en rapport med

en national evaluering af FN’s mål om at standse tabet af biodiversitet ved

udgangen af 2010. Baseret på en gennemgang af indikatorer for arter, proces-

ser og levesteder for alle danske økosystemer var vurderingen, at der fortsat

var overvejende tilbagegang for biodiversiteten i Danmark. FN’s 2010-mål

blev erstattet af et 2020-mål, og derfor gentager DCE - Nationalt Center for

Miljø og Energi, AU med denne rapport evalueringen af biodiversitetens sta-

tus og udvikling i Danmark.

Der er kommet mange nye data om biodiversitet fra det nationale overvåg-

ningsprogram NOVANA, og vi har fået en ny opdateret rødliste og dermed

bedre muligheder for at vurdere udviklingen af de rødlistede arter, end vi

havde i 2010. Samtidig har biodiversitetskrisen fået stadig større opmærksom-

hed i den offentlige debat, og biodiversitet er tydeligt repræsenteret i to af

FN’s 17 verdensmål, nemlig målene om liv på land og liv i vand.

Med den omfattende videnskabelige dokumentation, som her præsenteres på

en letlæselig og overskuelig form, er der tilvejebragt et centralt fagligt grund-

lag for de kommende års strategier og handlingsplaner på biodiversitetsom-

rådet.

Sammenfatning

I denne rapport evaluerer en lang række forskere fra Aarhus Universitet hvor-

dan det går med biodiversiteten i Danmark og om det er lykkedes at nå det

politiske mål om at standse tabet af biodiversitet ved udgangen af 2020. Rap-

porten er en gentagelse af en tilsvarende rapport fra 2011, som konkluderede

at det ikke var lykkedes at nå målet om at standse biodiversitetstabet ved ud-

gangen af 2010.

Evalueringen bygger på data fra NOVANA, det nationale overvågningspro-

gram for vandmiljø og natur, samt fra Den Danske Rødlistes vurderinger af

truetheden af dyr, planter og svampe i den danske natur. Derudover inddra-

ges forskningsbaseret viden og vurderinger, som er bygget op gennem mange

års målrettet forskning i Danmarks natur. Ingen kan have det fulde overblik,

så vi har inddelt landet i 9 økosystemer, der spænder over den fulde variation

og så har vi sammensat et forskerhold som tilsammen er i stand til at dække

variationen af levesteder, arter og processer i disse økosystemer. De evalue-

rede økosystemer tæller skov, kyst, græsland/hede, mose/eng, sø, vandløb,

hav, agerland og by. I hvert af de 9 økosystemer foregår evalueringen ved at

gennemgå en række indikatorer, som giver et repræsentativt billede af økosy-

stemets arter, levesteder og processer og for disse vurdere om de er i frem-

gang, stabile eller i tilbagegang eller at udviklingen er ukendt.

Resultaterne af evalueringen viser at den nedslående konklusion fra 2010 des-

værre må gentages her i 2020: Det er ikke lykkedes at standse tabet af biodi-

versitet. Tværtimod kan vi konkludere at biodiversiteten er i stadig tilbage-

gang og at selvom denne tilbagegang ikke nødvendigvis er voldsom, så er den

signifikant og sker i de fleste tilfælde fra et udgangspunkt, som i forvejen er

ugunstigt hvis man sammenligner med naturlige og velfungerende økosyste-

mer med repræsentative samfund af dyr, planter og svampe.

Ud af 171 indikatorer for arter, levesteder og processer vurderes 51% at være

i stadig tilbagegang, mens kun 12 % vurderes at være stabile eller i fremgang.

Selvom der er forskel i tilbagegangen mellem økosystemerne – mest alvorlig

for skov, græsland/hede samt mose/eng og mindst alvorlig for kyst, sø og

hav – så kan tilbagegangen detekteres i alle 9 undersøgte økosystemer.

På et punkt er der fremgang siden 2010: Vi har fået et mere sikkert videns-

grundlag med færre ukendte indikatorer og en større andel af vurderingerne,

som kan baseres på data frem for ekspertskøn. Særligt for de truede arter må

vurderingerne dog i vidt omfang baseres på eksperternes skøn.

Summary

In this report researchers from Aarhus University evaluate the current trend

of biodiversity in Denmark and particularly whether we have achieved to po-

litical goal of halting the loss of biodiversity by the end of 2020. The report is

a companion to a similar evaluation in 2011 evaluating the former target of

halting the biodiversity loss by the end of 2010.

The evaluation relies on data from NOVANA, the National monitoring pro-

gram for the aquatic environment and biodiversity as well as from the assess-

ment of species in the Danish Red Data Book. The evaluation also includes

research-based evidence and knowledge accumulated through decades of fo-

cused strategic research in Danish biodiversity. Biodiversity is so complex

that no one can claim complete coverage. For a systematic approach we have

divided Denmark in nine ecosystems covering the full variation in terrestrial,

limnic and marine environments and a reseach team has been gathered to col-

lectively cover the variation in habitats, species and processes within these

nine ecosystems. The ecosystems include forest, coast, grassland/heath,

mire/meadow, lake, stream, sea, farmland and urban. For each ecosystems

the evaluation involves the selection and assessment of indicators represent-

ing the habitats, species and processes typical of the ecosystem. The assess-

ment leads to either improving, stable, declining or unknown trend.

The result of the evaluation reveals that the disappointing conclusion from

2011 must be repeated here in 2021: We have not succeeded in halting the loss

of biodiversity. On the contrary we can conclude that biodiversity is still de-

clining and although the rate of loss might be modest, it is still significant and

in most occasion takes place on a background of already strongly modified

ecosystems in bad conservation status without representative assemblages of

animals, plants and fungi.

Of 171 indicators of species, habitats and processes, 51% are estimated to be

in continuing decline, while only 12 % are estimated to be predominantly sta-

ble or improving. Despite differences in the severity of decline between eco-

systems – most severe for forests, grassland/heath and mire/meadow and

least severe for coast, lake and sea – a predominant decline can be concluded

for all nine ecosystems.

One aspect of the evaluation has improved significantly from 2010-2020: Our

empirical data has improved and less indicators are reported as unknown and

a larger share of evaluations can now be based on data rather than expert as-

sessments. Especially for the species assesssments we are however still largely

relying on expert assessments.

Indledning

Biodiversitet, også kaldet biologisk mangfoldighed, er den officielle beteg-

nelse for variationen af liv på jorden, fra de mindste gener og mikrober til de

mest komplekse økosystemer. Biodiversitet er et ekstremt omfattende begreb

og dermed vanskeligt at måle, veje og sætte på formel. Når politikerne og for-

skerne alligevel fokuserer på biodiversitet, skyldes det, at biodiversiteten er

truet af menneskets overudnyttelse af jordens ressourcer. De bedste videnska-

belige skøn lyder på, at arter i dag uddør med en hastighed, der er mere end

100 gange så høj, som den ville have været i en situation uden mennesker

(Dirzo & Raven 2003, Rockström m.fl. 2009). Vor tids biodiversitetskrise er

blevet kaldt den sjette masseuddøen (i Jordens historie), og mens de fem tid-

ligere perioder med masseuddøen var forårsaget af globale naturkatastrofer

igangsat af eksempelvis jordskælv, vulkaner og meteornedfald, så er årsagen

denne gang en biologisk art: Mennesket. Man taler ligefrem om at vi lever i

Antropocæn – menneskets tidsalder – hvor mennesket markant har påvirket

vigtige stofkredsløb, sammensætningen af atmosfæren og sammensætningen

af jordens levende organismer.

Bekymringen over det uigenkaldelige tab af biologisk mangfoldighed og de

langsigtede konsekvenser, det kunne få for menneskeheden, førte til beslutnin-

gen om en international biodiversitetskonvention i FN-regi, som trådte i kraft i

1993. Ifølge konventionen er biodiversitet: “variationen i levende organismer,

hvilket omfatter terrestriske, marine og andre akvatiske økosystemer og de øko-

logiske sammenhænge, som de er en del af; begrebet omfatter diversiteten in-

den for arter, mellem arter og inden for økosystemer” (Anon 1992).

EU’s stats- og regeringschefer vedtog i Gøteborg i 2001 at standse tabet af bio-

diversitet inden udgangen af 2010. I 2002 blev det mindre ambitiøse globale

2010-mål om at opnå et fald i tab af biodiversitet vedtaget under det 6. møde

mellem underskriverne af biodiversitetskonventionen (COP6). Ingen af disse

mål blev dog nået (Butchart m.fl. 2010), og heller ikke i Danmark lykkedes det

at standse tabet af biodiversitet (Ejrnæs m.fl. 2011).

Som respons på den manglende opfyldelse af 2010-målet vedtog medlems-

landene i FN 20 nye handlingsorienterede biodiversitetsmål på COP10 i Aichi,

Japan. Danmark har ikke foretaget en formel evaluering af opfyldelsen af

Aichi-målene, men Danmarks Naturfredningsforening og Verdensnaturfon-

den (WWF Danmark) har sammen iværksat en evaluering, som viste, at Dan-

mark er langt fra at opfylde de opstillede mål: Ét mål er opfyldt (Mål 16 om

tiltrædelse af Nagoya-Protokollen om adgang til genetiske ressourcer), ét mål

er ikke vurderet på grund af manglende relevans i Danmark (Mål 18 om op-

rindelige folks viden), to mål har forbedret status siden den seneste vurdering

i 2017: mål 1 og mål 20 om hhv. folkeoplysning og finansiering, og syv mål er

nedjusteret siden seneste vurdering (Hjarsen & Schjelde 2020). Årsagerne kan

være direkte tilbageskridt eller det faktum, at tiden næsten er gået, ni andre

mål er uændrede siden den seneste vurdering. Her kan være sket små frem-

skridt, imidlertid er tiden løbet ud og dermed også muligheden for yderligere

handling.

I denne rapport vil vi ikke evaluere opfyldelsen af de 20 opstillede handlings-

mål, men i stedet evaluere om det er lykkedes at standse tabet af biodiversitet

i Danmark eller måske ligefrem vende tilbagegang til fremgang.

1.1

Hvordan måler man biodiversitet?

Den mest anvendte målestok for biodiversitet er artsdiversitet, dvs. antallet af

forskellige arter inden for et undersøgelsesområde. Det er velkendt, at antallet

af arter stiger med størrelsen af det undersøgte område. Dette skyldes dels, at

det er lettere at indvandre til og overleve i store områder end i små. Det skyl-

des dog også, at store områder typisk vil have plads til flere forskellige typer

af levesteder, som igen giver plads til flere forskellige arter med hver deres

specielle tilpasninger. Biodiversitet er skalaafhængigt, og det er vigtigt ikke

kun at betragte artsrigdommen på lille skala, eftersom den globale biodiver-

sitet afhænger mere af variationen af arter og levesteder på stor skala. Man vil

derfor typisk måle biodiversitetsværdien af et område som det bidrag, områ-

det giver til artsrigdommen på større geografisk skala, og ikke alene se på den

lokale artsrigdom.

Det tager tid for arter at indvandre til egnede levesteder, og derfor afhænger

antallet af arter også af områdets historie. I ustabile regioner med istider eller

på nydannede landmasser (fx nye vulkanøer) vil der helt naturligt være færre

arter end i troperne, hvor klimaet har været stabilt og gunstigt over længere tid.

Eksempelvis findes der arter i Europa, som godt kunne leve i Danmark, men

som endnu ikke er nået frem til os i løbet af de godt 10.000 år, der er gået siden

seneste istid. På helt lokal skala er der knyttet flere arter til visse økologiske

vilkår end til andre. Eksempelvis er der i Europa, og dermed også i Danmark,

langt flere arter knyttet til kalkrig jordbund end til sur jordbund. Årsagen er

dels de gunstige vækstvilkår på basiske jorder, dels at basiske jorder har været

fremherskende i vores del af verden i den periode, hvor arterne er udviklet.

Artsdiversitet er altså afhængig af den geografiske skala og det historiske tids-

rum, man undersøger. Man kan derfor let drage forkerte konklusioner om bio-

diversiteten, hvis man glemmer at tænke på skalaen, når man måler eller for-

valter biodiversitet. På lille skala vil plantningen af en granskov i et klitterræn i

Thy fx kunne forøge artsdiversiteten lokalt ved at tilføre en lang række planter,

svampe og dyr, som er knyttet til svenske nåleskove, eller fugle, som bygger

rede i høje træer eller tæt skov. På en større skala bliver det mere tydeligt, at

klitter, som man finder dem i Thy, er sjældne i vores del af verden, og at bidra-

get til den globale diversitet fra klitterne derfor er mere væsentligt end bidraget

fra plantede nåletræsplantager. Klitplantagernes diversitet i Danmark kan alli-

gevel ikke måle sig med diversiteten i naturlige granskove i Sverige eller Tysk-

land. I dette perspektiv må man ikke glemme at der kunne have vokset skovfyr

og enebær og måske endda rødgran i danske klitområder, hvis ikke mennesket

havde ryddet skovene og udnyttet klitterne intensivt til græsning.

For at understrege at nogle arter bidrager mere til biodiversiteten på større geo-

grafisk skala end andre, taler man blandt andet om hjemmehørende arter og

ansvarsarter. Hjemmehørende arter er arter, som hører til i vores klimazone, og

som er ankommet til Danmark uden menneskets mellemkomst. Ansvarsarter

er arter, vi har et særligt ansvar for, enten fordi Danmark på et tidspunkt i artens

livscyklus huser mindst 20 % af den globale bestand, eller fordi der er tale om

arter, som er sjældne i en global sammenhæng (Stoltze & Pihl 1998). Vi ved ikke,

hvor mange arter, der findes i Danmark, men der er foreløbig registreret mere

end 37.000 arter i den danske artsportals database (https://arter.dk), og der er

ingen tvivl om, at det virkelige antal arter i Danmark er væsentligt større. Med

så stort et antal arter er det ikke muligt at beskytte eller overvåge alle arter lige

godt. I stedet har man i stigende grad målrettet beskyttelsen mod levestederne.

Nogle eksempler på lovgivning, som i høj grad er rettet mod arternes leveste-

der, er fx den generelle danske beskyttelse af naturtyper som enge, heder og

overdrev i Naturbeskyttelsesloven samt beskyttelsen af 59 naturtyper i Dan-

mark i EU’s Habitatdirektiv fra 1992. Man kan sige, at udviklingen i tilstanden,

udbredelsen og arealet af levestederne hører til blandt de vigtigste indikatorer

for udviklingen i biodiversiteten, fordi levestederne tilsammen huser langt de

fleste af de truede arter i Danmark.

Ud over de arter og levesteder, som kan kortlægges, måles og vejes, hører de

processer, som skaber mangfoldigheden, også med til biodiversiteten. Det gæl-

der fx vekselvirkningen mellem arterne, herunder fx rovdyr-byttedyr forhold

(prædation), og arter der lever ved udnyttelse af andre (parasitter) eller i gensi-

dig afhængighed (symbiose). Øvrige naturlige fysiske og biologiske processer,

som har betydning for biodiversiteten i Danmark, er fx brand, oversvømmelse,

storme, græsning, bestøvning, nedbrydning, spredning og artsdannelse.

Der findes aspekter af biodiversitet, hvor vores viden stadig er så ufuldstæn-

dig, at vi endnu ikke har hverken en kortlægning eller en overvågning af ud-

viklingen. Det gælder fx diversiteten af mikroorganismer som bakterier og

mikroskopiske svampe og den genetiske diversitet inden for arterne.

1.2

Rapportens evaluering af 2020-målet

Formålet med denne rapport er at foretage en samlet videnskabelig vurdering

af udviklingen i biodiversitet i Danmark netop nu for at vurdere, i hvor høj

grad det er lykkedes at standse eller vende tilbagegangen for biodiversiteten

i 2020. For alle de undersøgte økosystemer vil vi vurdere, om tilbagegangen i

biodiversitet er standset, vendt til fremgang eller stadig fortsætter. Som en del

af denne evaluering vil vi også vurdere om den nuværende tilstand er til-

strækkelig forstået som repræsentativ for de økosystemer vi har vurderet. Det

ville jo være en pyrrhussejr, hvis det lykkedes at standse tabet alene fordi der

ikke er mere biodiversitet at miste.

Undervejs vil vi også evaluere vidensgrundlaget for at foretage en videnska-

belig vurdering af udviklingen i biodiversiteten.

Undersøgelsen bygger på en udvælgelse og analyse af centrale biologiske ele-

menter i ni danske økosystemer, som tilsammen dækker de vigtigste leveste-

der til lands og til vands. Hvert økosystem har fået sig eget kapitel. De biolo-

giske elementer kan være arter, levesteder og processer. Analyserne af udvik-

lingen bygger så vidt muligt på objektive data, men i mangel af data anvendes

ekspertvurderinger, i det omfang dette er muligt. Vores metodiske tilgang er

nærmere beskrevet i kapitel 2.

1.3

Rapportens opbygning

I kapitel 2 motiveres og præsenteres metoderne til evalueringen i detaljer. I

kapitel 3-11 gennemgås biodiversiteten i de ni danske økosystemer med fokus

på arter, levesteder og processer. Vi starter med de mere naturlige økosyste-

mer, først på landjorden og dernæst ferskvandssystemerne og havet. Til slut

ser vi på de stærkt modificerede økosystemer i agerlandet og byerne. Rappor-

ten slutter af med et kapitel 12, som sammenfatter vurderingerne fra de ni

økosystemer og diskuterer resultaterne i lyset af de anvendte metoder og data

samt perspektiverer resultaterne i forhold til indsatsen for naturbeskyttelse

og naturforvaltning i Danmark. I rapportens tilhørende bilag kan man se,

hvilke metoder, der er anvendt til vurdering af de enkelte indikatorer (Bilag

A), ligesom man kan se en liste over de rødlistede arter (Bilag B), ynglefugle

(Bilag C), habitatarter (Bilag D) samt habitatnaturtyper (Bilag E), som indgår

som arts- og levestedsindikatorer under de de forskellige økosystemer.

Koncept og metode

I valget af metoder til opgørelsen af biodiversitetens udvikling i Danmark i

2020 har vi valgt at lægge os så tæt som muligt op ad de metoder, som blev

valgt i evalueringen af opfyldelsen af 2010-målet (Ejrnæs m.fl. 2011). Derved

opnår vi en større sammenlignelighed mellem de to evalueringer. Den største

forskel på de to evalueringer består i, at vi har langt bedre data til rådighed

om Danmarks biodiversitet i dag – særligt i kraft af NOVANA-overvågnin-

gen, som leverer en række indikatorer for biodiversitetens tilstand og udvik-

ling, som er relevante i de fleste økosystemer, den opdaterede rødliste, der

omfatter vurderinger af udviklingstendenser for truede og næsten truede ar-

ter samt måden at sammenveje multi-indikatorer, som består af flere arter el-

ler naturtyper med hver deres vurdering.

2.1

Opdelingen i økosystemer

De evaluerede økosystemer tæller skov, kyst, græsland/hede, mose/eng, sø,

vandløb, hav, agerland og by. Disse økosystemer, som forekommer næsten

alle steder i verden, findes også i Danmark, og de er tilsammen dækkende for

Danmarks territorium til vands og til lands. I rapportens Bilag B-E findes lister

over, hvilke af habitatdirektivets naturtyper og arter samt ynglefugle og rød-

listede arter vi har regnet med til de forskellige økosystemer.

2.2

Valg af mål og indikatorer

Der findes ingen internationalt anerkendt og vedtaget metode til fortolkning

og evaluering af opfyldelse af det internationale mål om at standse tabet af

biodiversitet. FN har i forlængelse af biodiversitetskonventionen vedtaget de

såkaldte 20 Aichi-mål og en række indikatorer, som kan bruges til at evaluere

målopfyldelsen. Aichi-målene er dog meget rettet mod politiske beslutninger

og vedrører også en række drivkræfter og samfundsændringer, som kan være

vigtige på vejen mod at standse biodiversitetstabet, men som ikke i sig selv er

kernen i biodiversitetskrisen. Tilsvarende har EU Kommissionen vedtaget en

strategi for at stoppe tabet af biodiversitet og økosystemydelser inden udgan-

gen af 2020. Strategien indeholder seks hovedmål og 20 konkrete handlinger.

I denne rapport vil vi ikke evaluere, om Danmark har nået de strategiske mål,

som FN og EU har opstillet, men derimod om det er lykkedes at standse tabet

af biodiversitet. Vi vil gøre ligesom for 2010-målet, nemlig bruge indikatorer,

som afspejler arterne, levestederne og processerne i hvert af de ni økosyste-

mer. De benyttede data afspejler fortrinsvis arter og levesteder, men ligesom

i 2010 er processerne medtaget, for at vi ikke skal glemme, at biodiversiteten

ikke er et katalog eller et museum, men del af en levende natur, hvor proces-

serne hele tiden fornyer levestederne og skaber variation i tid og rum og der-

med levemuligheder for tusinder af arter.

2.3

Hvornår er tabet standset?

I denne rapport har vi taget det udgangspunkt, at målet om stop for tab af

biodiversitet først er nået, når der ikke længere kan påvises væsentlig tilbage-

gang af biodiversitet som følge af menneskeskabte påvirkninger. Denne for-

tolkning tager højde for, at der naturligt forekommer processer, som kan lede

til tab af biodiversitet – arter uddør naturligt, og visse levesteder går frem og

andre tilbage som følge af naturlig dynamik og succession. Ved at fokusere

på ”væsentlige ændringer” forsøger vi at tage højde for, at man altid vil kunne

finde enkelte arter, som ikke trives som følge af menneskeskabte påvirknin-

ger, fordi vi lever i et tætbefolket land. Derfor skal der være tale om væsent-

lige tab – eksempelvis generel tilbagegang for en gruppe af arter, en type af

levested eller en vigtig økologisk proces.

Eftersom biodiversitet afhænger af den geografiske skala, som man undersø-

ger, vil to vigtige væsentlighedskriterier være, at de udvalgte elementer skal

være hjemmehørende, og at de skal være betydningsfulde for biodiversiteten

på stor geografisk skala. Hjemmehørende betyder, at elementet skal være na-

turligt forekommende i Danmark, og det er et nødvendigt kriterium, eftersom

vi ellers skulle inddrage zoologiske og botaniske haver som steder, der huser

en særlig stor biodiversitet. Kriteriet om naturligt hjemmehørende er dog van-

skeligere i agerlandet og byerne, hvor levestederne er meget konstruerede og

kultiverede. Der vil altid være en risiko for subjektivitet i udvælgelsen af ele-

menter, og derfor har vi i rapporten fremlagt grundlaget for vores analyse, så

det er tydeligt, hvad vi har udvalgt som væsentligt og repræsentativt for de

forskellige økosystemer og hvorfor. Ved at lave en sådan udvælgelse foreta-

ger man samtidigt et fravalg af information. Det er dog helt uundgåeligt, fordi

begrebet biodiversitet er så omfattende.

2.4

Koncept for evalueringerne

Vi baserer vurderingen af udviklingen i biodiversiteten i hvert af de ni øko-

systemer på de udvalgte elementer fordelt på arter, levesteder og processer.

Tilsammen skal disse elementer repræsentere den truede del af biodiversite-

ten i det pågældende økosystem. Hvis ikke elementerne er repræsentative,

hvilket vil sige, at de samlet set repræsenterer den truede del af økosystemets

biodiversitet, vil der kunne sås tvivl om evalueringens gyldighed.

Vi fokuserer undersøgelsen på truede elementer af biodiversitet, fordi det er

overflødigt at undersøge udviklingen af almindelige arter, som trives i det men-

neskeskabte kulturlandskab, eller levesteder, som er vidt udbredte. Det giver

eksempelvis ikke megen mening at vurdere udviklingen af kornmarkernes

bladlus eller kulturgræsmarkernes hvidkløver, rajgræs og engrottehale. Lige-

som rådyr, krager, blåmuslinger og mariehøns hører de naturligvis med til bio-

diversiteten, men det er ikke dem, som er i fare for at uddø, tværtimod har de

haft mægtig succes i kulturlandskaberne, nogle gange på bekostning af andre

vilde arter. Man kan sige, at vores tilgang til evalueringen afspejler den måde,

man har grebet udfordringen an på i EU. Her er indsatsen for biodiversiteten

fokuseret i fuglebeskyttelsesdirektivet og habitatdirektivet og målrettet til en

række navngivne arter og naturtyper, som er udvalgt ud fra faglige kriterier om

repræsentativitet, sårbarhed og historisk tilbagegang. Det er også samme

grundlæggende idé, der ligger bag IUCN’s kriterier for, hvornår arter vurderes

at være truede og sårbare, og det er de kriterier, som er udgangspunktet for Den

danske Rødliste over truede arter (Moeslund m.fl. 2019). Vi undersøger ikke

status og udvikling for økosystemernes materielle funktioner eller konsekven-

ser for os mennesker – det overlader vi til ingeniørerne, klimaforskerne, epide-

miologerne samt landbrugs- og forstvidenskaberne.

Det er almindeligt i denne type evalueringer, at man vælger kun at rapportere

indikatorer, som man har data eller viden om. I denne rapport har hovedfo-

kus ligget på at foretage en repræsentativ vurdering af udviklingen, hvilket

betyder at man nogle gange må vælge indikatorer, som vi mangler sikker vi-

den om, fordi det er vigtigt for at få det fulde billede. Datatilgængelighed har

derfor kun været et kriterium for udvælgelsen, når der fandtes flere, lige gode

valgmuligheder. På den måde har vi tilstræbt, at evalueringen både afspejler

den eksisterende viden om udviklingen i biodiversiteten og samtidig viser,

hvor der mangler viden.

Figur 2.1.

Principper anvendt ved

vurdering af ændringer i biodiver-

siteten i denne rapport, for

indikatorer hvor der indgår flere

delindikatorer (fx flere typer af

skove eller arter af sommerfugle

med hver deres trend). F= antal

delindikatorer i fremgang, T=

antal delindikatorer i tilbagegang,

S = antal delindikatorer der er

stabile og U= antal delindikatorer

med ukendt udviklingstendens.

For multi-indikatorer, som består af mere end èn art eller af målinger fra mere

end èn habitattype i økosystemet lægger vi alle vurderinger åbent frem, så man

kan se fordelingen af vurderingerne på frem- og tilbagegange samt stabil eller

ukendt udvikling, og vi foretager en samlet afvejning af det fremherskende bil-

lede for den pågældende indikator efter en fast fremgangsmåde (Figur 2.1).

Vurderingen af multi-indikatorer foregår efter flow-diagrammet i Figur 2.1.

Hvis mere end tre fjerdedele af del-indikatorerne er ukendte (U) eller stabile

(S), vil den samlede vurdering følge dette. Alternativt vil vurdering være til-

bagegang (T), hvis der er mere end dobbelt så mange del-indikatorer i tilba-

gegang som fremgang (F), og fremgang hvis der er mere end tre gange så

mange del-indikatorer i fremgang som tilbagegang. Opfyldes disse kriterier

ikke, vil vurderingen vende tilbage til at være enten stabil eller ukendt baseret

på det sidste trin.

2.5

Anvendt viden til evalueringerne

Vi har anvendt mange typer af viden i rapporten. Hvor det har været muligt,

har vi brugt indikatorer og data fra det nationale overvågningsprogram NO-

VANA for de terrestriske naturtyper, søer, vandløb og havet. Der findes ikke

den type overvågningsdata for agerlandet og byerne. Vi har inddraget den

seneste artikel 17-rapporterings vurderinger af udviklingen af habitatnatur-

typernes arealer (Bilag E) og habitatarternes bestande (Fredshavn m.fl. 2019a,

Bilag C) og bestandsudviklingen af ynglefugle fra den seneste Artikel 12 vur-

dering (Fredshavn m.fl. 2019b, Bilag D).

For en del af de evaluerede biodiversitetselementer findes der ingen egentlige

målinger, så her er vurderingerne af udviklingstendenserne baseret på ek-

spertvurderinger. Det gælder mange af procesindikatorerne, men også de

rødlistede arter, hvor vi har anvendt rødlistebedømmernes ekspertvurderin-

gerne af den aktuelle bestandsudvikling (Bilag B). Bedømmerne er erfarne na-

turhistorikere, som i årevis har indsamlet viden om forekomsten af truede ar-

ter inden for bestemte artsgrupper, og eksperterne har også bidraget til vur-

deringerne af arters truethed i Den danske Rødliste (Moeslund m.fl. 2019). De

rødlistede arter er i denne rapport opdelt i hovedartsgrupper, som eksempel-

vis planter (karplanter og mosser) eller hvirveldyr (fugle, pattedyr, fisk, pad-

der og krybdyr). En del arter på habitat- og fuglebeskyttelsesdirektivets bi-

lagslister (bilagsarter) figurerer også i Den danske Rødliste, og samme art kan

derfor være repræsenteret i to artsindikatorer for det samme økosystem. Da

metoderne til opgørelsen af udviklingen ikke er ens, kan der for enkelte arter

være forskel på vurderingerne af den aktuelle trend. Det gælder eksempelvis

strandtudse, der vurderes i tilbagegang i rødlisten, men i fremgang i den at-

lantiske og stabil i den kontinentale biogeografiske region i følge Artikel 17

vurderingen (Fredshavn m.fl. 2019a). I disse tilfælde beholdes begge vurde-

ringer, som indgår i det samlede billede.

Der findes også væsentlige data fra de naturhistoriske foreningers databaser,

atlasundersøgelser og frivillige overvågning, særligt Dansk Ornitologisk For-

enings (DOF) fugletællinger. Disse data indgår i vurderingerne af udviklings-

tendenserne for bilagsarter, ynglefugle og rødlistede arter. Forskningsprojek-

ter om arter eller naturtyper har også i flere tilfælde kunnet belyse udviklin-

gen eller årsagerne til udviklingen, ligesom de har dannet baggrund for ek-

spertvurderinger.

Vi har tilstræbt, at såvel de databaserede vurderinger som ekspertvurderingerne

afspejler tendensen som de er i dag. Ændringer i artsgrupper og levesteder kan

dog sjældent evalueres meningsfuldt fra år til år. Dels har vi ikke altid helt op-

daterede informationer, og dels kan man ofte først skelne år til år svingninger

fra trends over længere tidsrum. I praksis har vi derfor evalueret udviklingen

over et forholdsvis kort tidsvindue på op til 10 år siden forrige status for biodi-

versiteten (Ejrnæs m.fl. 2011), dog om nødvendigt op til 20 år. For de database-

rede evalueringer bliver det angivet, hvilken periode der indgår i vurderingen.

2.6

Vidensniveauer og sikkerhed

Som i al anden videnskab er sikkerheden i evalueringen væsentlig for ud-

sagnskraften. I denne rapport skelner vi mellem vurderinger baseret på data

og vurderinger baseret på eksperters skøn. Når der er tale om databaseret

vurdering, skelner vi mellem direkte målinger og indirekte brug af indikato-

rer – fx kan udviklingen i arealet af tør hede være afspejlet af udviklingen i

dækningen af indikatorarten hedelyng på overvågningsstationerne, selvom

der strengt taget godt kan findes tørre heder uden hedelyng. Her er altså tale

om en indirekte indikator.

I de databaserede vurderinger kan man i nogle tilfælde afgøre, om udviklingen

er statistisk signifikant. Når det gælder eksperters skøn, er der altid tale om en

subjektiv vurdering. Denne vurdering kan også være, at udviklingen er ukendt,

hvis der ikke er noget belæg for at vurdere den som stabil, i fremgang eller i

tilbagegang. Endelig kan der være tilfælde, hvor der hverken findes tilgænge-

lige data eller troværdige ekspertvurderinger, og i disse tilfælde må vi også kon-

statere, at udviklingen er ukendt.

2.7

Bevaringskriterier

Målet om at standse tilbagegangen i biodiversiteten har indbygget et para-

doks: Hvis man har udryddet alle de sårbare og truede arter og levesteder,

har man samtidig opfyldt målet, da tabet af biodiversitet jo dermed er stand-

set. Selvom dette er en hypotetisk situation, er det relevant, fordi der er mange

artsgrupper i Danmark, hvor de mest følsomme arter allerede er forsvundet

fra landet for mange år siden. Violsmælder og eghjort er biller, der lever i

døde træer og er beskyttet af EU’s habitatdirektiv. Begge arter har været regi-

streret som forsvundne i Den danske Rødliste, og dermed er det lettere at op-

fylde 2010-målet og habitatdirektivets krav. Man kan endda skabe fremgang

ved at genindføre arterne, som tilfældet er med eghjorten, som i dag er flyttet

fra RE (regionalt uddød) til NA (vurdering ikke mulig) på rødlisten. Men hvis

formålet med direktivet og biodiversitetsmålet skal respekteres, er det ikke

hensigtsmæssigt, at naturligt hjemmehørende forsvundne arter ikke tæller

negativt. Rødlisten tager højde for dette problem ved at føre de forsvundne

arter til protokols og ved at inddrage tilbageværende populationsstørrelser i

truethedsvurderingen. Genindførte arter (såsom eghjorten) tæller først som

hjemmehørende, når der er stor sikkerhed for at den faktisk igen lever og re-

producerer sig i Danmark.

Samme problemstilling gælder dog også levestedsindikatorerne. Eksempelvis

er mængden af dødt ved i skovene nu så lav, at det næsten kun kan gå fremad

i de kommende år. Men fremgang alene er ikke nok, det er også nødvendigt

for biodiversiteten på længere sigt, at der er et minimumsniveau af dødt ved.

For at håndtere dette problem har vi besluttet som fast præmis, at målet om

at standse tabet af biodiversitet først er nået, når tilstand og mængde af et

levested vurderes at være tilstrækkelig for den langsigtede overlevelse af øko-

systemets truede arter (bevaringskriterier i rapportens tabeller), og at til-

stand/mængde af levested er stabil eller i fremgang. Denne tankegang svarer

til habitatdirektivets begreb om gunstig bevaringsstatus, som både kræver en

tilstand, som er stabil eller i forbedring, og som samtidig er tilstrækkelig god

til, at naturtypen kan understøtte de arter, som er knyttet til den på lang sigt.

I artikel 17 vurderingerne af habitatnaturtyperne er bevaringsstatus gunstig,

når mere end 90 % af arealet er i ”good condition” (EU-kommissionen 2017).

Vi har valgt det samme niveau for indikatorerne i denne rapport, således at

mere end 90 % af økosystemets samlede areal skal bestå bevaringskriterierne,

for at indikatoren kan vurderes stabil eller i fremgang. Det skal siges at der

ikke findes bevaringskriterier, og ikke har været muligt at opstille sådanne

kriterier, for alle de biodiversitetselementer, som indgår i vurderingen.

2.8

Sammenfatning af evalueringerne

Som beskrevet i indledningen er udgangspunktet for evalueringen af 2020-

målet, at dette er opfyldt, når der ikke længere er tilbagegang i væsentlige

biodiversitetselementer. Udgangspunktet for vurderingen af udviklingen af

biodiversiteten i de ni økosystemer er derfor, at hvis blot ét biodiversitetsele-

ment er i fortsat tilbagegang som følge af menneskeskabte påvirkninger, så er

2020-målet principielt ikke nået.

Der er stadig lang vej til at vende tilbagegangen til fremgang for Danmarks

biodiversitet, og det er derfor væsentligt, at indikatorerne i denne rapport

ikke blot viser, om tilbagegangen er ophørt, men også dokumenterer, hvor

langt vi er fra at nå målet, og om vi har det nødvendige vidensgrundlag til at

lave en databaseret evaluering. Vi vil bruge det store antal vurderede indika-

torer til at give en mere nuanceret beskrivelse og sammenfatning, der viser,

hvor det går fremad, og hvor der stadig kan ses en tilbagegang i biodiversite-

ten, og redegøre for vidensgrundlaget for at kunne vurdere udviklingen i bio-

diversiteten. Endelig vil vi perspektivere den dokumenterede udvikling i for-

hold til de indsatser, der er iværksat eller planlagt for at standse tabet af bio-

diversitet i Danmark.

Konik-ponyer græsser under egetræer i Bjergskov ved Åbenrå. Foto Hanne Christensen

Skov

Rasmus Ejrnæs

Ekstern faglig kommentering: Jacob Heilmann-Clausen, Center for Makroøkologi,

Evolution og Klima (CMEC), Københavns Universitet

Skovens økosystem omfatter områder domineret af vedplanter, således også

våde krat med pil og birk og tørre krat af stikkende buske. Med til skovene

regner vi også mindre lysninger i skoven, som bliver holdt åbne ved fx græs-

ning, høst og brand, eller som ligger omkring skovmoser og skovsøer. Træ-

grupper og solitære træer i parker, alléer eller græsland og hede medregnes

under andre økosystemer.

3.1

Hvor findes skov?

Skov forekommer i alle danske landskaber undtagen strande og strandenge

langs kysterne, og skov ville være det dominerende økosystem uden tilbage-

vendende fysiske forstyrrelser af vegetationen. I dag dækker skovene mellem

14 og 15 % af landarealet. Løvskov og nåleskov (inkl. juletræer) dækker hver

ca. 43 % af skovarealet, blandskove 10 %, og resten af arealet er ubevokset

eller fungerer som hjælpearealer (Nord-Larsen m.fl. 2020). Kun 10-15% af det

danske skovareal vurderes at opfylde kriterierne for naturlige skove beskyttet

af habitatdirektivet (Nygaard m.fl. 2020). I denne rapport fokuserer vi især på

tilstanden af skov af hjemmehørende træarter. Plantagerne af indførte arter

bidrager ikke væsentligt til biodiversiteten på en lidt større skala, selvom de

vil bidrage til biodiversiteten lokalt. Det meste løvskov i Danmark består af

hjemmehørende arter, mens det kun er skovfyr og ene blandt nåletræerne,

som med sikkerhed er hjemmehørende. Vi medtager dog i denne rapport

ahorn og rødgran som biodiversitets-relevante træer, fordi begge arters na-

turlige europæiske udbredelse tangerer Danmark.

Langt de fleste nuværende danske skove har været drevet som skovbrug gen-

nem lang tid. Det betyder, at træerne ofte er plantet, og at opvækst af uøn-

skede arter er ryddet bort. Derfor fremtræder skovene ofte som en mosaik af

skarpt afgrænsede bevoksninger med en enkelt dominerende træart – bøge-

skov, egeskov, askeskov, rødgran-skov osv. Desuden er træerne vokset op i

et meget skygget miljø for at fremme rette og knastfri stammer (Heilmann-

Clausen m.fl. 2020).

Skovene forekommer ved de fleste grader af fugtighed, næringsstoffer og sur-

hedsgrad. I de mere naturlige skove varierer sammensætningen af skoven

med de økologiske vilkår. Langs søer og vandløb kan der udvikles smalle

skovbælter (galleriskove) og sumpskove af rødel, ask, dun-birk, stilk-eg og

arter af pil. På tørre skrænter eller klitter kan der udvikles kratskov af eg med

indslag af skovfyr, bævre-asp, tjørn, skovæble, almindelig røn, hassel, ene,

slåen, havtorn og gyvel. På mere kalkrig jord kommer ask og elm tilsammen

med en underskov af tjørn, skovæble, hassel, benved, kvalkved, rød kornel

og vrietorn. I områder med fremvældende grundvand vokser ask og rød-el. I

frodige østdanske løvskove dominerer bøg, men der indgår også avnbøg,

skov-elm, småbladet lind, navr, spidsløn, ahorn og sjældne arter som storbla-

det lind, skærm-elm og småbladet elm. På sur og sandet bund er almindelig

gedeblad ofte den dominerende lian, mens denne rolle overtages af vedbend

på kalkrige jordtyper.

3.2

Naturen i skov

Skoven er det økosystem, som indeholder flest arter og også flest af de arter,

der er opført som truede på Den danske Rødliste (Moeslund m.fl. 2019). Som

i de fleste andre økosystemer er først de hvirvelløse dyr og dernæst svampene

de mest artsrige grupper og også de grupper, hvor man finder flest truede

arter. Men skoven er også vigtigt levested for mosser, laver, højere planter,

fugle og pattedyr.

Skovøkosystemet kan godt eksistere, uden at der regelmæssigt sker forstyr-

relser. Faktisk kan forstyrrelser som storme, oversvømmelser, brande og hård

græsning føre til, at træerne vælter, går ud eller ikke forynger sig. Alligevel er

forstyrrelserne vigtige processer, som medvirker til at opretholde skovenes

biodiversitet (Petersen m.fl. 2016). Når træer svækkes eller går ud, efterlades

dødt ved, som udnyttes af en lang række arter, hvis levevis er knyttet til ned-

brydningen af det døde ved. Det gælder især svampe og biller, men også de

hvirvelløse dyr, som lever af svampenes frugtlegemer, og de fugle, som lever

af insekterne (Bruun m.fl. 2009). Endelig er hulrum og sårskader på træerne

vigtige leve- og opholdssteder for både hvirvelløse dyr, skovmår, flagermus

og fugle, der bygger deres rede i hule træer. Forstyrrelsernes skaber lys i den

ellers tætte, skyggede skov. Lys og varme er kritiske for de mange varmekræ-

vende insekter, som i Danmark forekommer på nordgrænsen af deres euro-

pæiske udbredelse. Lys er også vigtigt for laver og mosser, som lever på træ-

ernes stammer, og for karplanter, der er knyttet til overgangen mellem skyg-

get skov og lysåben eng, mose, hede eller overdrev. De blomsterrige lysninger

har afgørende betydning for mange af de skovlevende insekter. Mange arter

af mosser og laver lever på træernes stammer og grene, og de trives optimalt

ved en kombination af lys og konstant høj luftfugtighed, som man kan finde

inde i skove med naturlige forstyrrelser og hydrologi. Disse såkaldte epifytter

trives hverken i store skovrydninger, som skaber udtørring, eller i tætte

mørke plantager, som er optimeret til skovbrugets produktion af rette stam-

mer til tømmer.

Udviklingen af jordbunden i skovene er meget kompleks. Den afhænger både

af jordens sammensætning, det lokale klima, jordfugtigheden og af de domine-

rende plantearter. Hvis der er dårlige vilkår for jordbundsdyr og bakterier, dan-

nes der typisk såkaldt morbund. I morbunden ophobes delvist omsat organisk

materiale, som især nedbrydes af svampe frem for bakterier. Er der derimod

gode vilkår for jordbundsdyrene, dannes muldbund med god omsætning af

næringsstoffer og opblanding af jorden. Træerne påvirker jordbundsdannelsen

gennem egenskaberne af deres visne løv, deres optag af næringsstoffer fra jor-

den og deres symbiose med svampe, såkaldt mykorrhiza. Jorden kan være na-

turligt rig på kalk og ler, som effektivt modvirker forsuring og fremmer dan-

nelse af muldbund. Eller jorden kan være naturlig kalkfattig og sandet og der-

med i højere grad udsat for udvaskning, forsuring og dannelse af morbund. Høj

solindstråling modvirker forsuring, mens stærk udtørring i forblæste skovkan-

ter modvirker dyrenes og bakteriernes nedbrydning af løv, så der dannes mor-

bund. Et varmt, fugtigt miljø, hvor der vokser buske og træer med løv, der let

kan nedbrydes, fremmer derimod dannelsen af muldjord med en effektiv om-

sætning og genbrug af næringsstoffer mellem jord og træer. Særlige blandinger

af muld og mineraljord findes på skrænter, hvor erosionen med mellemrum

fører til en opblanding af jorden (Heilmann-Clausen m.fl. 2019).

Veterantræ i kystskov ved Vos-

næs Pynt. Foto Rasmus Ejrnæs.

Det kan tage hundredvis af år at danne nogle af de specielle jordbundstyper,

som findes i skovene, og det kan tage ligeså lang tid, før de højt specialiserede

samfund af jordbundsdyr, svampe og bakterier finder frem til det nye leve-

sted. Vores viden om processerne og diversiteten i jorden er endnu meget

ufuldstændig, og dette gælder desværre også vores forståelse af, hvordan ud-

nyttelsen af skovene i det moderne skovbrug påvirker processerne i jordbun-

den. Nogle af de indgreb, som man må formode spiller en rolle, er: Fjernelse

af dødt træ, dræning, plantning af nåletræer, borthugning af uønskede buske

og træer, harvning af jordbunden, hugst og udelukkelse af store planteædere

(Møller m.fl. 2018). Eutrofiering af skovene er en særskilt trussel – især mod

de mest næringsfattige, sandede skovtyper. Direkte gødskning er en trussel,

men også den omfattende kvælstofdeposition fra luften, som især kan være

høj i skove, som har høj ruhed sammenlignet med lysåbne naturtyper.

3.3

I et internationalt perspektiv

På større geografisk skala er de danske skove ikke enestående. Kun nogle få

procent af skovarealet er i dag urørt skov (Petersen m.fl. 2017), selvom der er

mere urørt skov på vej med planlagte udlæg fra de to seneste regeringer på hhv

13.300 ha og 75.000 ha. Næsten alle danske skove er meget påvirkede af skov-

brugets afvanding, plantning, fældning, udrensning af uønskede vedplanter og

udelukkelse af store planteædere (Møller m.fl. 2018). Hvis man skal pege på et

internationalt bevaringsværdigt element af biodiversitet i danske skove, kunne

det være de danske kystskove, hvor erosion, trykvand og det milde kystklima

bidrager til at skabe meget specielle vækstbetingelser. Specielle danske kyst-

nære løvskove finder man eksempelvis i Østjylland på Trelde Næs ved Frede-

ricia, Vosnæs, Elbæk, Vejle Fjord og ved Møns Klint. Det er derfor vurderingen,

at arealet med tempereret løvskov på erosionsprægede og/eller vældprægede

kystskrænter er væsentligt i et internationalt perspektiv.

Selvom danske skove generelt ikke er enestående i internationalt perspektiv,

findes der 10 danske skovtyper, som er beskyttet af EU’s habitatdirektiv, fordi

de vurderes at være truede i vores del af Europa generelt. Der er også en

række arter, som er beskyttet af habitatdirektivet, og som har skovene som

vigtigt levested. Det gælder hasselmus, skovmår, mange arter af flagermus,

billerne eghjort, eremit, violsmælder (†), sommerfuglene hero-randøje (†) og

mnemosyne (†), planterne fruesko og arter af ulvefod, mosserne grøn

buxbaumia, hvidmos og rogers furehætte (†). Arter med † regnes for at være

forsvundet fra Danmark. Arterne er typisk enten knyttet til gamle hule træer

og dødt ved eller til lysninger i skovene og skove med lys nok til udvikling af

en artsrig underskov af lave buske og urter. På fuglebeskyttelsesdirektivet fin-

der man arter som sort stork (†), hvinand (som yngler i hule træer), mosehorn-

ugle, sortspætte, hvepsevåge, rød glente, havørn og kongeørn.

3.4

Status og historisk udvikling

Bevaringsstatus for de 10 danske skovtyper, som er omfattet af hHabitatdi-

rektivet, er vurderet som stærkt ugunstig (Fredshavn m.fl. 2019a). Den ugun-

stige bevaringsstatus skyldes især, at mængden af gamle træer og dødt ved er

langt under det naturlige niveau og også under det niveau, som vurderes at

være nødvendigt for at kunne opretholde naturtypens tilknyttede arter (Ny-

gaard m.fl. 2020).

De danske skove skiftede afgørende karakter med indførelsen af fredsskovs-

forordningen i 1805. Ordet fredsskov leder i dag tankerne hen på naturfred-

ning, men formålet var at sikre en langsigtet og stabil produktion af gavntræ.

Forordningen satte et skarpt skel mellem skove og åbent land (skovgærdet)

og medvirkede til, at produktionen af tømmer blev fremtidssikret ved at af-

skaffe bøndernes udnyttelse af skovene til græsning og indsamling af brænde.

På den anden side medførte forordningen, at megen skov gik tabt, fordi den

ikke fik status som skov, især de brede overgange mellem lysåben natur og

skov. Det skete både i forbindelse med fordelingen af de daværende skove til

private ejere og ved fredsskovenes afgrænsning og senere som følge af den

effektive skovdrift i skovene (Fritzbøger 1994). Som følge af det forstlige fokus

i de følgende århundreder kom skovenes biodiversitet til at lide under afvan-

ding, borthugning af de insektbestøvede buske i underskoven, tilplantningen

af tørre bakker og våde lysninger, ophørt græsning i skovene og hugst af træer

i en alder af blot 80-100 år, altså i træernes ungdom (Wesenberg-Lund 1939).

Fredsskovsforordningen har dog også medvirket til at sikre mange værdi-

fulde løvskove mod konvertering til agerjord i perioder med høj indtjening i

landbruget. Konsekvenserne af fredsskovsforordningen er et godt eksempel

på forskellen mellem et nyttigt økosystem og et mangfoldigt økosystem.

Skovarealet og produktionen af gavntræ er steget dramatisk i Danmark, men

samtidig er biodiversiteten gået tilbage. I dag er der kun få rigtigt store, gamle

træer i danske skove, endnu færre syge og svækkede træer, og selvom mæng-

den af dødt ved er stigende, ligger gennemsnittet på blot 6 m3 per ha (Nord-

Larsen m.fl. 2018) mod et naturligt niveau, der er 15-20 gange højere. Dertil

kommer, at det døde ved i danske skove, som overvejende består af liggende

dødt ved typisk er relativt frisk træ i tidlige nedbrydningsstadier. Det meste

af det døde ved fjernes i dag, i stedet for at indgå i skovens naturlige nedbryd-

ningsprocesser. Ved bruges først og fremmest som tømmer, men også som

brændsel, hvor der er stigende efterspørgsel på især flis. Skovenes intensive

dræning er veldokumenteret og eksemplificeret ved detaljerede undersøgel-

ser i nordsjællandske skove, hvor ca. 83 % af de naturlige vådområder blev

drænet og tilplantet med skov gennem det 19. og 20. århundrede (Rune 1997).

Selvom der er stigende fokus på biodiversiteten i skovene, viser overvågnin-

gen af de internationalt beskyttede habitatskoves naturtilstand ikke tegn på

en forbedring for biodiversiteten (Nygaard m.fl. 2019b).

3.5

Trusler mod biodiversiteten i skov

Den største trussel mod skovenes biodiversitet er tab af levesteder på grund

af især afvanding, tilplantning, hugst og opdyrkning. Den fortsatte hugst af

gamle løvtræsbevoksninger truer de arter, som er knyttet til gamle og døde

træer. En stor del af de eksisterende træer i danske løvskove er hugstmodne.

Fælder man de store træer, kan det have store konsekvenser for biodiversite-

ten, fordi det kan gå ud over de sidste bestande af de mest truede arter knyttet

til store træer, særligt træer med levesteder i form af hulheder, sårskader,

svampeangreb og lignende. Ofte vil de individer, som lever på det gamle træs

bark eller i det hule træs indre, ikke have mulighed for at sprede sig til egnede

værtstræer i den omkringliggende skov, enten fordi de er spredningsbegræn-

sede, eller fordi der ikke findes egnede træer. Hugsten kan derfor let betyde

lokal uddøen af sårbare arter, og så er det en ringe hjælp for biodiversiteten,

at der plantes ny løvskov på det samme sted. Det er på den måde lettere at

forny løvskoven end at forbedre biodiversiteten. Ud over de få procent af

skovarealet, som er udpeget til urørt skov, foreligger endnu ingen forplig-

tende beskyttelse eller plan for bevarelsen af levesteder for sårbare arter i sko-

vene, som kan sikre, at skovdriften ikke fører til et stadigt tab af biodiversitet.

Fokus i skovenes naturbeskyttelse har været på at undgå konvertering til an-

dre formål ved krav om genplantning efter hugst. Dette fokus sikrer imidler-

tid kun skovbruget – ikke de truede arter knyttet til gamle træer, dødt ved og

blomsterrige skovlysninger. I 2011 skrev Ejrnæs m.fl. (2011) om risikoen for,

at en stigende efterspørgsel på CO

-neutral biomasse vil medføre stigende

træpriser og dermed give en øget hugst af gamle træer, og i dag er dette blevet

til virkelighed: Stor efterspørgsel på flis og træpiller til energisektoren i Dan-

mark har medført et øget pres på skovene – især på de dele af skovene, som

det tidligere ikke kunne betale sig at afdrive: Skovbryn, selvgroet kratskov,

småskove mv.

Naturnær bøgeskovsdrift ved

Kalø Hestehave skaber et ensfor-

migt skovbillede uden variation.

Foto Rasmus Ejrnæs

Selvom skovene typisk har været friholdt for gødningsstoffer, er nedfaldet af

luftbåret kvælstof i skovene generelt højere end i de lysåbne naturtyper som

følge af skovenes større ruhed og overflade (Ellermann m.fl. 2021). Nedfaldet

til fx skov i Midtjylland er på ca. 25 kg N/ha, mens nedfaldet til græsarealer

ligger på ca. 14 kg N/ha, hvilket svarer til gennemsnittet for regionen (Eller-

mann m.fl. 2010). Selvom der er sket et fald i kvælstofnedfaldet, som i dag

ligger på ca. 40 % af niveauet i 1989 (Ellermann m.fl. 2021), overstiger det sta-

dig den naturlige baggrundstilførsel, hvilket kan være en trussel mod planter,

laver og svampe (Læssøe m.fl. 2010, Søchting 2010, Andrew m.fl. 2018). Sko-

venes biodiversitet trues også af konverteringen af bevoksninger og lysninger

til fodermarker for hjortevildtet, da arealerne gødskes og tilsås med kultur-

planter. Hensigten er at lokke hjortevildtet væk fra markerne og ind i skoven,

men det kan true planter og dyr knyttet til naturlige skovlysninger og øde-

lægge fremtidige muligheder for skovenes biodiversitet (Ejrnæs 2009b).

Skovbryn ved Vosnæs, som er

ryddet til flisning. Foto Rasmus

Ejrnæs.

Genplantning af skov foregår med høj stammetæthed, hvilket truer de mange

planter og dyr, som er knyttet til skovlysninger og lyse skove. Derudover

planter man kun et lille udsnit af de hjemmehørende vedplanter, og ofte plan-

ter man eksoter eller fremmede provenienser, hvilket begrænser både artsdi-

versitet og genetisk diversitet af de hjemmehørende træer og buske. Mange

hjemmehørende arter har en rig tilknyttet insektfauna, og når man fravælger

arter som bævreasp, seljepil, almindelig røn, hvidtjørn, skovabild og birk og

tilmed renser bevoksninger for uønskede buske og lianer, så ender man med

en skov uden mange levesteder. I en del skove sættes de naturlige processer,

som kunne være med til at skabe variation og mangfoldighed i skovene, ud

af kraft for at fremelske bevoksninger, der er optimale til skovbrug. Ud over

afvanding og plantning generelt gælder dette også tiltag som læplantning

mod stormfald, brandforebyggelse og hegning mod vilde dyrs græsning.

Mange nåletræsplantager drives

som jagtterræner, her med foder-

plads og gulerodsbunke. Foto

Rasmus Ejrnæs.

3.6

Arterne

Som repræsentant for arterne i skoven har vi valgt truede arter i skovene samt

indikatorarter. Blandt indikatorarter har vi valgt at se på de såkaldte skovindi-

katorarter, 30 udvalgte poresvampe samt epifytiske mosser og laver fra den na-

tionale overvågning af 10 skovnaturtyper (Nygaard m.fl. netpublikation). Des-

uden ser vi på udviklingen i insektbestøvede vedplanter samt for 34 bilagsarter

knyttet til skov, begge indikatorer fra NOVANA. Endelig vurderer vi udviklin-

gen ved at se på bestandsstørrelser for 79 arter af ynglefugle knyttet til skov.

For de rødlistede arter har vi set på udviklingen for karplanter, mosser, svampe,

hvirveldyrbiller og andre hvirvelløse dyr (se Bilag B for fuld artsliste). Det er

vurderingen, at dette udvalg af arter gør det muligt at komme meget grundigt

rundt om den artsdiversitet, som er knyttet til skovene som økosystem.

Blandt de rødlistede arter repræsenterer svampene især jordbundens diversi-

tet og fødekæder, men også forekomsten af gamle træer og dødt ved. Eksem-

pler herpå er mykorrhizadannende svampe, der lever under gamle løvtræer

såsom stor ridderhat (Tricholoma

acerbum,

kritisk truet),

nedbrydersvampe på

frodig muldjord i varme krat såsom gullig parasolhat (Cystolepiota

icterina,

truet)

og epifytiske laver, som kræver gamle træer, ren luft, lys og høj luftfug-

tighed – fx almindelig lungelav (Lobaria

pulmonaria,

truet).

Planterne repræ-

senterer de organismer i skovene, som er afhængige af lys, kontinuitet i leve-

vilkårene og eventuelt konstant høj luftfugtighed, som fx krat-vikke (sårbar)

og skinnende dronningemos (Hookeria

lucens,

sårbar

). Hvirveldyrene er ty-

pisk mere pladskrævende, og en del af de rødlistede arter trives kun i gam-

melskov med naturlig hydrologi, varieret vegetationsstruktur, gamle træer og

dødt ved. Gruppen tæller arter som hvinand (sårbar), glatsnog (utilstrække-

lige data),

løvfrø (næsten

truet),

hasselmus (moderat

truet)

og vildsvin (kritisk

truet).

Mens de fleste arter er truet af mangel på levesteder, er vildsvinet truet,

fordi det bliver skudt bort som skadevoldende vildt. Mange biller er stærkt

specialiserede til bestemt substrater i deres levevalg, såsom hvidtjørnsblad-

bille (Orsodacne

cerasi,

sårbar)

og sort pragttorbist (Gnorimus

variabilis,

akut

truet).

De øvrige invertebrater er som mange af billerne kræsne og varmekræv

ende og tæller arter som sortplettet bredpande (Carterocephalus

silvicola,

kritisk

truet)

og stor pukkelhjulspinder (Araneus

angulatus,

sårbar).

Udviklingen af vedboende skovindikatorarter og insektbestøvede vedplanter

er overvejende stabil, men i begge tilfælde er niveauet meget lavt og under

kriteriet for en gunstig bevaringsstatus for en stor del af arealet med habitat-

skov (Tabel 3.1). Udviklingen for habitatarter og ynglefugle i skov viser, at

der er flest arter med stabil udvikling og omtrent lige mange arter med frem-

gang og tilbagegang. Det oversætter vi til, at det er ukendt, om tabet af biodi-

versitet er standset eller ej.

Kantet kohvede (Melampyrum

cri-

statum)

er en af de mange

sjældne planter, som trives i

skovlysninger. Foto Rasmus Ejr-

næs.

Når det kommer til rødlistearterne, er det overordnede billede fortsat tilbage-

gang for skovenes truede arter. Selvom der er mange arter med ukendte

trends, særligt blandt svampe og hvirvelløse dyr, er der langt flere arter i til-

bagegang end i fremgang. Dette billede stemmer godt med den nedslående

langsigtede tilbagegang for dyr og planter knyttet til skovlysninger og lyse

skove samt alle organismer knyttet til gamle træer, veterantræer med skader

og hulheder og dødt ved.

Tabel 3.1.

Artsindikatorer for skov og krat. For hver indikator er vist opgørelsesmetoden og vidensgrundlaget (”Dd”: direkte

opgørelse på data; ”Di”: indirekte opgørelse på data; ”E”: ekspertvurdering). Udviklingstendenserne er vist ved antallet af arter

eller naturtyper, der i den undersøgte periode er i en positiv udvikling (”Frem”), stabil eller fluktuerende (”Stabil”), i en negativ

udvikling (”Tilbage”) eller ”Ukendt”, fordi udviklingen ikke er relevant at undersøge eller er ukendt eller usikker pga. mangel-

fulde data. I kolonnen ”konklusion” er vurderet, om indikatoren overvejende er i tilbagegang (”T”), stabil (”S”), fremgang (”F”,)

eller om det er ukendt, om tilbagegangen er bremset (”U”) (metoden er beskrevet i afsnit 2.4). Bemærk at habitatarter, der fin-

des i begge biogeografiske regioner, tæller med to gange (se Fredshavn m.fl. 2019a og Bilag D), samt at næsten alle habitat-

arter og ynglefugle også findes på rødlisten (se Moeslund m.fl. 2019 og Bilag B). For enkelte arter kan der være modsatrettede

tendenser, alt efter om data stammer fra Artikel 17 afrapporteringen eller fra rødlisten, da vurderingerne tager udgangspunkt i

forskellige tidsperioder og kriterier. I kolonnen ”Bevaringskriterier” er angivet, hvor langt indikatoren (uden hensyn til den aktu-

elle udviklingstendens) er fra en gunstig tilstand, hvor 100 % viser, at alle undersøgte arealer med skov og krat vurderes at

være egnede levesteder i fht. den konkrete artsindikator og ”U”, at kriterierne er ukendte. Mindst 90 % af økosystemets sam-

lede areal skal bestå bevaringskriterierne, for at indikatoren vurderes stabil eller i fremgang (se også afsnit 2.7). Sidste kolonne

sammenfatter, om tilbagegangen er bremset for den enkelte indikator, hvor rød signatur angiver, at målsætningen ikke er op-

fyldt, grøn signatur, at målsætningen er opfyldt, og grå signatur, at målopfyldelsen er ukendt eller usikker. *Herunder tre arter

med fluktuerende bestande, #Den maksimale andel af arealet med habitatnatur, der er i ”good condition” for de pågældende

indikatorer for de enkelte naturtyper, som rapporteret til EU i henhold til habitatdirektivets Artikel 17 i 2019 (se også Nygaard

m.fl. 2020). For yderligere detaljer om analysemetoder og resultater af de databaserede analyser henvises til Bilag A. For en

detaljeret gennemgang af de vurderede arter henvises til Bilag B-D.

Udviklingstendenser

Vi-

den

Tilbage

Ukendt

Stabil

Frem

Konklusion

Opfyldelse

Bevaringskri-

Arter

Vedboende skovindikatorarter

Antal skovindikatorarter (2007-2016) Dd

29%

Insektbestøvede vedplanter

Antal insektbestøvede vedplanter

(2007-2016)

67% #

Ynglefugle

Bestandsstørrelser for 79 ynglefug-

learter (2007-2018).

32*

Habitatarter

Bestandsstørrelser i 54 vurderinger

(34 bilagsarter) (2007-2018).

Planter (karplanter, mosser)

Svampe (laver, svampe)

Hvirveldyr (fugle, krybdyr, pad-

der, pattedyr)

Biller (bladbiller, løbebiller, snu-

debiller, torbister, træbukke)

Invertebrater (bier, dagsommer-

fugle, edderkopper, græshop-

per, natsommerfugle, svirrefluer)

Truede og næsten truede arter på

Den danske Rødliste 2019.

509

106

Målsætning

Indikator

Metode

terier

Vedsvirrefluen

Temnostoma me-

ridionale

(truet). Foto Karsten

Thomsen.

3.7

Levestederne

Blandt levestederne har vi valgt at se på arealet af habitatnaturtyper samt en

række levesteder knyttet til skovens træer: Store træer, træer med hulheder

og råd og dødt ved. En stor del af skovens arter er knyttet til gamle træer,

veterantræer og døde træer, og dette gælder især mange af de truede arter –

derfor er disse intikatorer vigtige.

Mange arter er også knyttet til næringsfattige skove og skove, som ikke er

forsuret, og vi har derfor set på udviklingen i kvælstofdepositionen og den

målte surhedsgrad. Der er også mange arter knyttet til skove med højt lysind-

fald og eventuelt skovlysninger, men denne levestedstype er dækket under

processerne, hvor vi både ser på udviklingen i Ellenbergs lystal og i græs-

ningsprocessen i skovene.

Endelig har vi kigget på udviklingen i invasive arter i skovene, som kan tage

plads op for hjmmehørende arter og de levesteder, som er knyttet til disse.

Udviklingen for indikatorer knyttet til træer er tilbagegang eller utilstrække-

ligt til at kunne understøtte de tilknyttede arter. Udviklingen i næringsfattig

jordbund, pH og invasive arter er stabil eller i fremgang.

3.8

Processerne

Blandt skovens vigtige økologiske processer har vi valgt at fokusere på nøg-

learter og naturlig hydrologi, og da der ikke foregår en overvågning af nogle

af delene, har vi valgt en række indirekte indikatorer for græsning af store

planteædere og ekspertvurderet andelen af skovene uden afvanding. Desu-

den har vi foreslået indikatorer for brand som naturlig proces i skovene.

Tabel 3.2.

Levesteds- og procesindikatorer for skov og krat. For hver indikator er vist opgørelsesmetoden og vidensgrundlaget

(”Dd”: direkte opgørelse på data; ”Di”: indirekte opgørelse på data; ”E”: ekspertvurdering). Udviklingstendenserne er vist som

antallet af naturtyper eller arealandelen af de vurderede naturtyper, der i den undersøgte periode er i en positiv udvikling

(”Frem”), stabil eller fluktuerende (”Stabil”), i en negativ udvikling (”Tilbage”) eller ”Ukendt”, fordi udviklingen ikke er relevant at

undersøge eller er ukendt eller usikker pga. mangelfulde data. I kolonnen ”konklusion” er vurderet, om indikatoren overvejende

er i tilbagegang (”T”), stabil (”S”), fremgang (”F”), eller om det er ukendt, om tilbagegangen er bremset (”U”) (metoden er beskre-

vet i afsnit 2.4). I kolonnen ”Bevaringskriterier” er angivet, hvor langt indikatoren (uden hensyn til den aktuelle udviklingsten-

dens) er fra en gunstig tilstand, hvor 100% viser, at alle arealer med skov og krat har en gunstig tilstand i fht. den konkrete leve-

steds- eller procesindikator, ”U”, at kriterierne er ukendte, og ”<<” at datagrundlaget er mangelfuldt, men arealandelen i en gun-

stig tilstand vurderes at være alt for lav. Mindst 90% af økosystemets samlede areal skal bestå bevaringskriterierne, for at indi-

katoren vurderes stabil eller i fremgang (se også afsnit 2.7). Sidste kolonne sammenfatter, om tilbagegangen er bremset for den

enkelte indikator, hvor rød signatur angiver, at målsætningen ikke er opfyldt, grøn signatur, at målsætningen er opfyldt, og grå

signatur, at målopfyldelsen er ukendt eller usikker. #Den maksimale andel af arealet med habitatnatur, der er i ”good condition”

for de enkelte naturtyper, som rapporteret til EU i henhold til habitatdirektivets Artikel 17 i 2019 (se også Nygaard m.fl. 2020).

For yderligere detaljer om analysemetoder og resultater af de databaserede analyser henvises til Bilag A.

Udviklingstendenser

Konklusion

Tilbage

Ukendt

Opfyldelse

Bevaringskri-

Målsætning

Stabil

Levesteder

Habitatnaturareal

Arealet med de 12 habitatnatur-

typer (22 vurderinger) (2007-

2018)

Store træer

Hulheder og råd

Dødt ved i habitatskovene

Dødt ved i alle skovene

Næringsfattig jordbund

Invasive arter

Naturlig surhedsgrad

Antal store træer (2007-2016)

Antal levende træer med hulhe-

der og rådne partier (2007-2016)

Mængden af dødt ved i habitat-

skovene (2007-2016)

Mængden af dødt ved i alle dan- Dd

ske skove (2005-2018)

N-deposition til habitatskovom-

råder

Antal eller udbredelse af inva-

sive plantearter (2004-2016).

pH-målinger i habitatskovene

(2004-2016)

Processer

Naturlige forstyrrelser (græsning mv) Dækning af høje vedplanter

(2007-2016).

Naturlige forstyrrelser (græsning mv) Ellenbergs lysindikator (2007-

2016).

Naturlige forstyrrelser (græsning mv) Kronedækningen (2007-2016)

Naturlig græsning

Naturlig hydrologi

Naturlig branddynamik

Arealet med naturlig tæthed af

store planteædere

Arealet med skov uden afvan-

ding

Arealet påvirket af skovbrande

uden brandslukning

87%

99%

18%

35%

44%

terier

Frem

Indikator

Metode

Viden

For processerne er krattyperne under tilgroning med høje træer, og skovene

bliver, fra et i forvejen mørkt udgangspunkt, stadigt mørkere. Dette er tegn

på manglende forstyrrelser i skovene og systematisk forstligt drift med det

formål at fremdrive gavntræ i skygge. Udviklingen i arealet med naturlige

tætheder af planteædere, naturlig hydrologi og naturlig branddynamik vur-

deres at være ukendt, men niveauet vurderes at være langt under et eventuelt

bevaringskriterium defineret af hensynet til biodiversiteten. Når udviklingen

i arealet med naturlige tætheder er ukendt på trods af stigende bestande af

krondyr og dådyr, skyldes det, at disse bestande stadigvæk er meget langt

under landskabernes naturlige bærekapacitet. Dyrene søger føde i hele land-

skabet, særligt på afgrøder og fodermarker, og tætheden af dyr på landskabs-

niveau er under 10 kg/ha alle steder i Danmark (Ejrnæs et al. 2021).

Gammel naturlig egeblandskov

ved Skindbjerglund i Himmerland

med store mængder dødt ved.

Foto Lars Skipper.

3.9

Samlet vurdering

Målet om at stoppe tabet af biodiversitet i de danske skove er ikke opnået

endnu. En fortsat negativ udvikling ses først og fremmest for artsgrupperne,

mens tilbagegangen af levesteder i højere grad er standset eller ukendt, mens

udviklingen for processer generelt er ukendt. Væsentlige undtagelser er

mængden af dødt ved, som endnu er i tilbagegang i habitatskovene, men dog

har udvist en gradvis fremgang i skovene som helhed. Flere af de evaluerede

levesteder og processer i skovene har ligesom dødt ved haft en voldsom hi-

storisk tilbagegang og er i dag sjældne. Stabilitet eller fremgang for enkelte

indikatorer er derfor inden for rækkevidde, men for nogle levesteder er der

brug for stor fremgang, før man kan tale om en gunstig bevaringsstatus.

Selvom visse levesteder er i fremgang, kan arterne stadigvæk være i tilbage-

gang, hvis der har været stor historisk tilbagegang af levestederne, idet man

så betaler af på en gæld for fortidens ødelæggelser af levesteder (Tilman m.fl.

1994). For mange arter er der stor forsinkelse, fra deres levesteder forsvinder

til de finder en ny ligevægt med mængden af tilbageværende levested. Når

arealet med levestedet falder, stiger risikoen for, at arter uddør fra området,

og når afstanden mellem levestederne stiger, falder chancen for, at arter kom-

mer tilbage igen efter at være forsvundet. Forsinkelsen i arternes reaktion på

ødelæggelsen af levesteder kan let være årtier og ofte endda århundreder. De

mest sårbare arter af svampe, biller og laver kræver fx store sammenhæn-

gende arealer med urørt skov, hvis man vil sikre deres overlevelse på lang

sigt (Ranius & Fahrig 2006, Bruun m.fl. 2009, Flensted m.fl. 2016). Dagsom-

merfugle knyttet til skovlysninger kræver et forbundet netværk af naturlige

lysninger i skovene, hvis de skal kunne klare sig gennem ugunstige perioder

med dårligt vejr eller mange naturlige fjender. Det er heller ikke ligegyldigt,

hvor den positive udvikling i levestederne finder sted. Det redder fx ikke ere-

mitten på Sjælland og Lolland-Falster at udlægge urørt skov i statsskovene

omkring Silkeborg eller i Thy. Den overvejende negative udvikling for de tru-

ede arter understreger på den måde, at et stigende skovareal ikke kan erstatte

en målrettet og ambitiøs indsats for levestederne for truede arter i skovene.

Virup skov med gamle træer og

dødt ved i bækken. Foto Rasmus

Ejrnæs.

De afgørende trusler mod skovenes biodiversitet er afvanding, hugst og man-

gel på store planteædere. Resultatet er mørke skove præget af unge træer i

vækst og uden blomsterrige skovlysninger, veterantræer og dødt ved (Freds-

havn et al. 2019). Kun få procent af det danske skovareal er i dag udlagt som

urørt skov, og kun få procent af det danske skovareal har fået genoprettet en

naturlig tæthed af store planteædere. Endnu sjældnere er urørt skov og natur-

lig græsning til stede på samme sted, hvilket betyder at de gamle skove med

ophørt skovdrift ofte bliver mørke, til ugunst for mange af de truede arter (fx

insekter, karplanter og epifytiske laver og mosser), som er afhængig af varme

skovlysninger og et moderat til højt lysindfald i skoven.

Rødben (næsten

truet)

finder en stor del af føden på vadefladerne. Foto: Kevin Clausen.

Kyst

Bettina Nygaard, Kevin Clausen, Ane Kirstine Brunbjerg og Jesper Erenskjold Mo-

eslund

Ekstern faglig kommentering: Hans Henrik Bruun, Biologisk Institut, Københavns

Universitet

Kysten som økosystem omfatter kontaktzonen mellem havet og landet, der

ligger langs den mere end 7.000 km lange kystlinje i Danmark. Kysten er et

dynamisk økosystem, hvor naturlige forstyrrelser som tidvis oversvømmelse,

erosion, svingende saltpåvirkning og sandflugt er med til at skabe et landskab

i evig forandring. De kystnære habitater omfatter også overgangszonerne,

hvor der sker en opblanding

af ferskvand og saltvand. Det gælder både flod-

mundinger, bunden af fjorde og vadeflader, hvor

bunden blotlægges ved

ebbe, og

laguner og brakvandssøer, der er helt eller delvist adskilt fra havet.

Kysten omfatter også

naturlige, lysåbne terrestriske naturtyper

langs de be-

skyttede og eksponerede kyster så langt ind i landet, som

habitaterne påvirkes

af bølgerne, saltet, næringsstofferne og vinden. Langs de eksponerede kyster

formes landskabet med stor kraft af energien fra vind og vand, hvorved der

dannes sand- og stenstrande, tangvolde, kystklitter og -klinter. Langs de be-

skyttede kyster i fjorde og i de indre danske farvande er vind- og bølgeener-

gien reduceret på grund af en lavere vanddybde og beliggenheden i læ, og

her dannes strandenge, vadegræssamfund, strandsumpe og strandoverdrev.

Kystnære havområder uden nævneværdig påvirkning af ferskvand, og hvor

bunden ikke er tidvist blotlagt, hører til havøkosystemet. Kystklitternes sta-

bile plantesamfund i form af grå/grøn klit, klithede, havtornklit og grårisklit,

der kun i mindre grad er påvirket af havet og vindens kraft, er i denne rapport

medtaget i kapitlet om græsland og hede. Det samme gælder strandoverdrev,

der ikke er påvirket af saltvand ved havets bølgepåvirkning. Plantager samt

enebærklitter og skovklitter indgår i kapitlet om krat og skov, mens klitlav-

ninger på fugtig eller våd bund behandles under eng og mose. Kystzonens

marker, græsmarker, brakmarker, vejkanter og diger hører til agerlandet.

4.1

Hvor findes kysten?

Kystøkosystemet afgrænses udadtil af det åbne hav og ind mod land af de

stabile klitter, det dyrkede land med marker og plantager samt havneanlæg

og bebyggelser. Visse steder, især mod sydøst, hvor landet er sunket siden

istiden, er kystzonen ganske smal, bestående af en strimmel strand og en stejl

kystskrænt. Andre steder, og særligt mod nordvest, hvor landet har hævet

sig, kan kystzonen være mange kilometer bred med udstrakte strandenge el-

ler dynamiske klitter. Selvom en stor del af kystlandskabet er påvirket af men-

nesker, betegnes kysterne alligevel som det mest uberørte og dynamiske na-

tur, der findes i Danmark. Det skyldes først og fremmest, at kystzonen er langt

mindre påvirket af landbrug, skovbrug og beboelse, men også at en stor del

af naturen på trods af en omfattende kystsikring her er udsat for havets og

vindens naturlige dynamik: Saltpåvirkning, erosion, sandaflejring, vandmæt-

ning og oversvømmelser. Det er især vadehavet og kystklitterne langs den

jyske vestkyst, der er eksponeret for vejr og vind, men også de store klinter

som eksempelvis Møns Klint og Bulbjerg. Selvom vind- og bølgeenergien er

reduceret langs de beskyttede kyster, kan den udvise en betydelig dynamik.

Oversvømmelser i vinterhalvåret forekommer hyppigt, da strandenge og

strandsumpe ofte ligger ganske få cm over normal vandstand og dermed er

eksponeret for de vandstandssvingninger, der forekommer om efteråret i de

indre danske farvande. Tilsvarende kan havets aflejringer over forholdsvis

korte tidsrum forandre kysten ved dannelse af revler, som vokser op til nye

øer eller landtanger, hvorved der afsnøres laguner og strandsøer.

4.2

Naturen langs kysten

Kystøkosystemets arter er tilpasset den unikke dynamik, som de naturlige

processer skaber. På sandede strande, forklit og hvid klit bevirker erosion,

sandflugt og aflejring, at der kontinuerligt opstår nye levesteder for en lang

række arter, der kræver lys og varme på blottede sandflader, eller som er pi-

onerarter i en succession. Det gælder bl.a. artsgrupper som løbebiller, laver

og karplanter, der lever på blottet sand, i klitter, på klinter og på erosions-

skrænter. Sand-rottehale (næsten

truet)

vokser på sandet bund på strande og

i klitter, enkelte arter af bægerlaver som lav bægerlav (Cladonia

humilis,

livs-

kraftig)

formår at etablere sig i det løse sand. Det næringsfattige sand er også

levested for en række sjældne bugsvampe, eksempelvis stilkbovister som fu-

ret stilkbovist (Tulostoma

melanocyclum,

kritisk truet)

og gråhvid stilkbovist

(Tulostoma

kotlabae,

kritisk truet).

En række arter af eksempelvis edderkopper,

snudebiller og natsommerfugle er også tilknyttet dette levested. Det gælder

eksempelvis markbynke-ugle (Conisania leineri,

sårbar),

der lever på mark-

bynke på flader af løst sand, og jagtedderkoppen klitgraveedderkop (Arctosa

perita,

livskraftig), der overvintrer og skjuler sig i dybe huller i det løse sand.

Nogle fuglearter som stor præstekrave (sårbar) og dværgterne (sårbar) yngler

på sandede strande, mens andre som markpiber (kritisk truet) og digesvale

(næsten truet) er tilknyttet hhv. klitter og klinter, som er vigtige fødesøgnings-

og/eller ynglehabitater.

På stenede kyster er stenene ofte bevokset med muslinger, rurer, tang og an-

dre makroalger, der kan overleve perioder med lav vandstand. På stenede og

grusede strande og på flerårige strandvolde kan floraen være ganske artsrig

med arter som strand-mandstro og strand-limurt (næsten truet), ligesom en

række stenboende laver som

Micarea erratica

(truet) og edderkoppen

Calositti-

cus zimmermanni

(sårbar) findes her. Fuglearter som skærpiber (truet) og sten-

vender (kritisk truet) optræder også i dette habitat.

Kystklitterne danner overgang mel-

lem hav og land og er et landskab i

evig forandring. Foto: Peter Wind,

AU.

Oversvømmelser kan skabe den samme type af dynamik som vindens ero-

sion, og er med til at skabe den variation i saltholdighed og fugtighed, som

kystzonens naturtyper og organismer er afhængig af. Det gælder især de be-

skyttede kysters strandenge, hvor variationen skaber levesteder for arter med

forskellige tolerancer for salt og fugtighed. Dette er til gavn for mange arter

af vadefugle, padder, løbebiller og planter, som trives i eller omkring kystens

vådområder. Rødben (næsten

truet),

strandtudse (truet) og tidevandsglanslø-

ber (næsten truet) er eksempler på arter, der optræder på steder, der jævnligt

overskylles af havvand. I strandengens mest salte lavninger med kvellervade

og saltpander vokser salttolerante planter som kveller, strandgåsefod, strand-

annelgræs, strandasters og kødet hindeknæ, og man træffer løbebiller som

marskglansløber (Bembidion

iricolor,

næsten truet)

og stor tunnelløber

(Dyschirius

chalceus,

sårbar).

Både de udsatte og de beskyttede kyster indeholder endvidere småøer, holme

og sandbanker, der på grund af processer som sandflugt og oversvømmelser

kun huser en meget sparsom vegetation. Disse områder er vigtige yngle- og

rastepladser for fugle som bl.a. klyde (sårbar) og havterne (sårbar), samt hvi-

leplads for spættet sæl (livskraftig) og gråsæl (sårbar).

På især den beskyttede kyst findes strandenge og strandoverdrev, hvor den

udpræget lave vegetation til dels skyldes græsning. Som ved resten af kystens

økosystem er det en forudsætning, at der er tilbagevendende forstyrrelser, og

netop græsning er her den proces, der holder vegetationen lavtvoksende og

åben med planter som tætblomstret og lav hindebæger, spidshale, soløje-

alant, smalbladet hareøre, drue-gåsefod og tangurt fra strandeng og vade-

flade, og arter som læge-stokrose, strand-loppeurt og vild selleri fra strand-

rørsump. Græsningen hindrer tilgroning med høje og tætte bevoksninger af

tagrør og strand-kogleaks. Selvom hovedparten af strandengenes arter er af-

hængige af græsningens forstyrrelser, er en række arter som rørdrum (sårbar),

plettet rørvagtel (truet), stråmand (Bagous

elegans,

truet) samt kogleaks-dams-

virreflue (Lejops vittata, sårbar) og kridtugle (Photedes

morrisii,

næsten truet)

knyttet til kystens rørsumpe.

Hvor tidevandspåvirkningen er størst, findes et helt særligt økosystem af va-

deflader, mudder- og sandflader der blotlægges ved ebbe. Tidevandets bevæ-

gelse fører mængder af næringsstoffer ind over fladerne, hvilket på det lave

vand giver ophav til store forekomster af blågrønalger og kiselalger. Disse

danner fødegrundlag for en rig bundfauna af hvirvelløse dyr som orme, mus-

linger, snegle og krebsdyr, der igen udgør fødegrundlag for især fødesøgende

fugle, der kan optræde i store mængder. Strandskade, klyde (sårbar), rødben

(næsten truet), almindelig ryle (truet) og storspove (sårbar) er alle eksempler

på fugle, som finder en stor del af deres føde på vadefladerne. Større sam-

menhængende vadeflader forekommer primært i Vadehavet, men findes også

i mindre omfang i de indre danske farvande.

4.3

I et internationalt perspektiv

Det danske kystlandskab er med sin samlede længde og diversitet enestående

i europæisk sammenhæng, og set på en større geografisk skala har vi derfor et

ansvar for at beskytte og bevare vores kystnaturtyper og den flora og fauna, der

er tilknyttet økosystemet. Kystens naturtyper er truede i det meste af Europa,

og derfor er der flere typer, som er omfattet af Habitatdirektivets Bilag I. I Dan-

mark gælder det flodmunding, vadeflade, lagune, strandvold med enårige

planter, strandvold med flerårige planter, kystklint/klippe, enårig strandengs-

vegetation, vadegræssamfund, strandeng, forklit og hvid klit. De marine natur-

typer, der udgør overgangszonen mellem land og hav, udgør godt 2 % af det

samlede areal i EU’s marine atlantiske og marine baltiske biogeografiske regio-

ner. Arealet af kystens terrestriske habitatnaturtyper i Danmark udgør sam-

menlagt knap en sjettedel af det samlede areal i EU's atlantiske og kontinentale

regioner, mens de danske strandenge udgør hele 27% (EIONET 2019). En række

internationalt beskyttede arter har kystens naturtyper som vigtigt levested. Det

gælder gråsæl, spættet sæl, odder og klokkefrø på habitatdirektivets Bilag II,

strandtudse, grønbroget tudse, spidssnudet frø og markfirben på Bilag IV. Til-

svarende er stor kobbersneppe (sårbar), edderfugl (næsten truet), splitterne og

engryle (truet) eksempler på de 47 arter af ynglende kystfugle i Danmark, der

er listet på fuglebeskyttelsesdirektivets Bilag I. Internationalt beskyttede arter

og naturtyper fremgår af denne rapports Bilag D og E.

4.4

Status og historisk udvikling

Arealet af strande, klinter, klitter og strandenge har været i stærk tilbagegang

gennem de seneste 200 år. I de første 150 år skete tilbagegangen hovedsageligt

som følge af opdyrkning og afvanding samt tilplantning med nåleskov for at

bremse sandflugten i klitområderne. De seneste 50 år har stigningen i landbru-

gets anvendelse af gødning og foderstoffer medført, at strandengene enten er

blevet omlagt og gødsket, eller græsningen er ophørt, fordi den ikke længere var

lønsom med tilgroning til følge. Tilbagegangen er vanskelig at sætte tal på, fordi

der ikke findes nogen pålidelig arealstatistik tilbage i tiden, men et konservativt

skøn vil være en halvering af strandengsarealet siden 1946 og en reduktion af

arealet med kystklitter på 85 % siden 1920 (Levin & Normander 2008).

Strandeng med naturlig hydrologi

med udbredte forekomster af loer

og saltpander.

Foto: Henriette

Bjerregaard, MST.

Kystzonens marine naturtyper i form af flodmundinger, vadeflader og lagu-

ner skønnes at dække et areal på godt 5.600 kvadratkilometer (Fredshavn m.fl.

2019a). Ud fra en national opskalering af den detaljerede feltkortlægning af

habitatdirektivets terrestriske naturtyper inden for habitatområderne blev det

i 2019 estimeret, at kystzonens naturtyper med de beskyttede kysters strand-

volde, klinter og strandenge og de mest eksponerede dele af kystklitterne (for-

klit og hvid klit) sammenlagt dækker godt 460 kvadratkilometer, svarende til

ca. 1,1 % af Danmarks landareal (novana.au.dk), og strandengstyperne dæk-

ker alene 410 kvadratkilometer. Til sammenligning peger den vejledende § 3-

registrering på, at de beskyttede strandenge udgør 467 kvadratkilometer, sva-

rende til 1,1 % af landarealet (Miljøstyrelsen 2020). Forskellen på de to opgø-

relser kan begrundes med forskelle i metoderne til kortlægning og forskelle i

definitionerne på den beskyttede natur i habitatdirektivet og naturbeskyttel-

sesloven.

Bevaringsstatus efter habitatdirektivets bestemmelser blev i 2019 vurderet

stærkt ugunstig for de tre marine naturtyper i begge biogeografiske regioner

(Fredshavn m.fl. 2019a). Selvom kystzonen rummer den mest upåvirkede na-

tur på landjorden, er bevaringsstatus vurderet ugunstig for alle naturtyper

undtagen vadegræssamfund i begge regioner og forklit i atlantisk region.

4.5

Trusler mod biodiversiteten langs kysterne

De største trusler mod biodiversiteten i kystens økosystem er kystsikring, ophørt

græsning, afvanding, næringsstofforurening, rekreative forstyrrelser, havni-

veaustigninger som følge af klimaændringer samt spredning af invasive arter.

Hård kystbeskyttelse ved Fjand. Be-

tonanlægget bryder bølgernes

energi og begrænser de frie dynami-

ske processer med erosion og omlej-

ring af sandet i de yderste klitræk-

ker. Foto: Ane Kirstine Brunbjerg, AU

Kystlinjen er fra naturens hånd dynamisk og ligger derfor ikke fast. Netop

denne proces med nedbrydning og opbygning af nyt land bidrager til at skabe

unikke levesteder for dyr og planter. Kystsikring i form af høfder, skrånings-

beskyttelse, bølgebrydere og sandfodring forhindrer eller begrænser erosion

og materialetransport langs de eksponerede kyster, ligesom diger forhindrer

naturlige oversvømmelser. Tab og fragmentering af levesteder er en proces,

der har foregået i flere hundrede år, og som betyder, at arterne til stadighed

har fået mindre plads. En vigtig grund til, at arealet af de oprindelige natur-

typer er formindsket, er indsatsen for at dæmpe sandflugten i klitterne, ek-

sempelvis ved tilplantning med marehalm og hjælme, der binder sandet, og

nåletræer, der skaber læ, hvilket har ført til levestedstab for kystzonens klitle-

vende og varmekrævende arter.

Når de vedvarende naturlige forstyrrelser i form af græsning, oversvømmel-

ser, erosion og sandaflejring ophører eller begrænses, sker en langsom tilgro-

ning. Først bliver græs- og urtevegetationen højere og tættere, og med tiden

indvandrer vedplanter. De mest våde og salte dele af strandengene gror ikke

til i træer og buske, da de hjemmehørende vedplanter ikke er salttolerante, og

her fastholdes strandrørsumpen som det endelige successionsstadie.

På de

øvre dele af strande og klinter, der kun undtagelsesvis nås af havet, på ugræs-

sede strandoverdrev og i de hvide klitter, hvor sandet ikke omlejres af vinden,

bliver

græs- og urtevegetationen

højere og tættere med opvækst af vedplanter

såsom rynket rose, glat hunderose, slåen, selje-røn, hvidtjørn, havtorn og buk-

ketorn,

og levestederne for de lys- og varmekrævende arter forsvinder. Ophør

af græsning er særligt en trussel på strandenge, især på små arealer kan det

ikke betale sig at udsætte dyr, og derved forsvinder mange levesteder med

lav vegetation. På de store arealer er der ofte reduceret græsning pga. for få

dyr, og dette medfører et tab af variation og levesteder. Selvom områder med

strandrørsump også kan indeholde sjældne arter, betyder græsningens ophør,

at en række levesteder for varme- og lyskrævende dyr og planter forsvinder.

Naturpleje, der gennemføres med henblik på at holde vegetationen lavtvok-

sende og åben, kan også udgøre en trussel og føre til tab af levesteder. Intensiv

sommergræsning eller maskinel høslæt fjerner blomsterne fra arealerne og re-

ducerer dermed både nektar og pollenkilderne. Høslæt fjerner på en gang

både fødekilder for herbivore insekter (fx bladbiller) og forårsager en direkte

dødelighed af individer, der lever på eller i det høstede materiale (Humbert

m.fl. 2010), ligesom tunge maskiner udjævner den vigtige strukturelle varia-

tion i form af tuer og knolde.

Græsningsophør medfører, at en

række levesteder for varme- og

lyskrævende dyr og planter for-

svinder. Strandenge ved Sivet.

Foto: Miljøstyrelsen Storstrøm.

Afvanding i form af grøfter og dræn sker primært på strandengene og har til

formål at sænke vandstanden på tilstødende marker eller sikre en mere inten-

siv udnyttelse af strandengen til intensiv græsning og høslæt. Dræningen mu-

liggør en forlængelse af græsningsperioden og eventuel omlægning til kultur-

græsser eller udbringning af gødning. Dræning ilter jorden og fremmer her-

ved omsætningen af organisk stof og frigørelsen af næringsstoffer. Dette på-

virker sammensætningen af karplanter mod de mere kvælstof- og tørkeel-

skende arter. Samtidig sker der en negativ påvirkning af bl.a. de invertebrater,

padder og fugle, der lever på våde og fugtige strandenge med naturlig hydro-

logi og tilhørende loer og saltpander.

Kystøkosystemets habitater udsættes via havvandet for en konstant tilførsel af

næringsstoffer. I de yderste klitrækker sker det ved en konstant transport af

frisk havsand og på strande og strandenge ved aflejring af tang ved højvande,

der efterfølgende nedbrydes og optages af planterne. Selvom kystens naturty-

per anses for at være relativt næringsrige fra naturens hånd, er tilførsel af yder-

ligere næringsstoffer en af de væsentligste trusler mod kystøkosystemets næ-

ringsfølsomme levesteder såsom lichenrige grå klitter og klitheder samt de øvre

dele af strandoverdrevet. Næringsstofforureningen forekommer enten fra di-

rekte tilførsel ved gødskning på især strandenge og –overdrev, eller indirekte

via tilførsel af drænvand fra omkringliggende landbrug eller afsætning fra luf-

ten (atmosfærisk deposition). Meget ofte ligger der en dyrket mark lige oven

for kysternes klinter og strandoverdrev, og her ses, hvordan næringsstoffer,

som er spredt fra dyrkningen eller udvasket til skrænten, fører til en kraftig

vækst og tab af biodiversitet langs skrænternes kanter og slugter (Ejrnæs m.fl.

2009). Direkte gødskning af strandenge og -overdrev bruges typisk til af

fremme foderværdien for de græssende husdyr, men eutrofiering kan også ske

som følge af udvaskning fra landbrugsområder. Dette favoriserer næringsel-

skende kulturgræsser på bekostning af nøjsomhedsplanter, der klarer sig bedre

på den mere næringsfattige jord. Ved ophørt græsning opstår hurtigt strand-

rørsumpe ved høje næringsstofniveauer. Derved mister varmekrævende hvir-

velløse dyr, og dyr specialiseret på særlige værtsplanter, deres levesteder. Høj

og tæt plantevækst er desuden ofte negativ for ynglefugle, da disse oftest kræ-

ver lavt græs i forårsperioden. Selvom direkte gødskning ikke længere er tilladt

på strandenge, betyder den historiske gødskning, at mange lokaliteter i dag er

helt eller delvist ødelagt, fordi næringsstofferne stadigvæk findes i jorden.

Forstyrrelser fra rekreative aktiviteter kan udgøre en væsentlig trussel, især

mod fugle og sæler. Lystfiskeri, havkajaksejlads og kite-surfing er intensiveret

i de seneste 20 år (Laursen m.fl. 2017, Kaae m.fl. 2018), og især den øgede sejlads

kan forstyrre ellers uforstyrrede øer og holme i de perioder, hvor fugle og sæler

yngler og raster, og derfor er ekstra følsomme for færdsel (Holm & Laursen

2009). Forstyrrelse af andefugle, der i sensommeren opsøger kystområder for at

fælde deres svingfjer, og derfor i en periode ikke kan flyve, kan ligeledes være

et problem (Clausen m.fl. 2020). Langs eksponerede, sandede kyster er proble-

merne nok især relateret til badegæster, hundeluftere og vandrere, der uforva-

rende forstyrrer sjældne ynglefugle som dværgterne, hvidbrystet præstekrave

og sandterne (Nyegaard m.fl. 2014). Prædation fra eksempelvis ræve, mink og

store måger kan være en væsentlig trussel for især truede ynglefugle langs ky-

sterne, så længe der er mangel på gode yngleområder. Forstyrrelser fra menne-

sker på rugende og ungeførende fugle kan resultere i øget prædation på æg og

unger, ligesom løse hunde kan udgøre et særligt problem.

Ændringer i havniveau er i et økologisk tidsperspektiv en naturlig proces, og

de dynamiske kyster er på den lange bane i evig forandring. Den fortsatte til-

stedeværelse af kysthabitaterne er dog stærkt afhængig af en uhindret transport

af materiale på tværs af skellet mellem hav og land, og i dag er langt de fleste

kyststrækninger beskyttet af diger eller anden form for kystsikring. Denne be-

skyttelse forhindrer den naturlige integration af hav og land og begrænser der-

ved de naturlige fysiske processer, som betinger habitaternes fortsatte tilstede-

værelse i det lange løb. Set i dette lys er de klimaforandringsrelaterede stignin-

ger i havniveau en alvorlig trussel, da kombinationen af stigende vandstand og

kystsikring kan føre til ”coastal squeeze” med store negative følger for kystens

biodiversitet (Moeslund m.fl. 2011, Clausen & Clausen 2014).

Endelig er invasive arter en trussel mod de hjemmehørende arter i dele af

kystlandskabet. I Danmark har man siden 1800-tallet plantet indførte arter

som rynket rose, klitfyr og bjergfyr, blandt andet som læ- og prydplanter i

sommerhusområder. Specielt rynket rose er et problem, fordi den er meget

hårdfør og breder sig kraftigt ved frøspredning og rodudløbere. I fraværet af

naturlig dynamik og græsning udkonkurrerer den vores hjemmehørende

plantearter og de dyr, der lever på dem. Ligeledes sker der et tab af kystens

natur, når kystnære områder bliver udlagt til bebyggelse.

De jordboende laver i klitterne er

meget følsomme over for konkur-

rence fra karplanter og kræver

derfor meget næringsfattige leve-

steder, samt at jordbunden for-

styrres med mellemrum. Foto:

Henriette Bjerregaard, MST.

4.6

Arterne

For alle grupper af rødlistede arter knyttet til kystøkosystemet (323 arter) har

hovedparten af de arter, hvor udviklingen er kendt, enten stabile bestande (97

arter af eksempelvis snudebiller og natsommerfugle) eller bestande i tilbage-

gang (93 arter af karplanter, fugle, bier, natsommerfugle, løbebiller og laver)

(Tabel 4.1). Kun et fåtal af arterne, fortrinsvis fugle og bier, vurderes i frem-

gang (20 arter). Især for laverne, edderkopperne og svirrefluerne er udviklin-

gen vurderet ukendt for en stor andel af de rødlistede arter knyttet til økosy-

stemet, og samlet er bestandsudviklingen ukendt for knap en tredjedel af de

vurderede arter (113 arter). En række marine artsgrupper er endnu ikke rød-

listevurderet i Danmark. Det gælder eksempelvis alger, krebsdyr, muslinger

og snegle, der blandt andet er knyttet til kontaktzonen mellem hav og land.

Hvis man ser på indikatorarter for god natur blandt karplanterne, er der til-

bagegang for de mest følsomme arter på strandengene, mens udviklingen er

ukendt for de resterende terrestriske habitattyper.

Tabel 4.1.

Artsindikatorer for kyst. For hver indikator er vist opgørelsesmetoden og vidensgrundlaget (”Dd”: direkte opgørelse

på data; ”Di”: indirekte opgørelse på data; ”E”: ekspertvurdering). Udviklingstendenserne er vist ved antallet af arter eller natur-

typer, der i den undersøgte periode er i en positiv udvikling (”Frem”), stabil eller fluktuerende (”Stabil”), i en negativ udvikling

(”Tilbage”) eller ”Ukendt”, fordi udviklingen ikke er relevant at undersøge eller er ukendt eller usikker pga. mangelfulde data. I

kolonnen ”konklusion” er vurderet, om indikatoren overvejende er i tilbagegang (”T”), stabil (”S”), fremgang (”F”), eller om det er

ukendt, om tilbagegangen er bremset (”U”) (metoden er beskrevet i afsnit 2.4). Bemærk at habitatarter, der findes i begge bio-

geografiske regioner, tæller med to gange (se Fredshavn m.fl. 2019a og Bilag D), samt at næsten alle habitatarter og ynglefugle

også findes på rødlisten (se Moeslund m.fl. 2019 og Bilag B). For enkelte arter kan der være modsatrettede tendenser, alt efter

om data stammer fra Artikel 17 afrapporteringen eller fra rødlisten, da vurderingerne tager udgangspunkt i forskellige tidsperio-

der og kriterier. I kolonnen ”Bevaringskriterier” er angivet, hvor langt indikatoren (uden hensyn til den aktuelle udviklingsten-

dens) er fra en gunstig tilstand, hvor 100% viser, at alle undersøgte arealer med kyst vurderes at være egnede levesteder i fht.

den konkrete artsindikator, og ”U,” at kriterierne er ukendte. Mindst 90% af økosystemets samlede areal skal bestå bevaringskri-

terierne for at indikatoren vurderes stabil eller i fremgang (se også afsnit 2.7). Sidste kolonne sammenfatter, om tilbagegangen

er bremset for den enkelte indikator, hvor rød signatur angiver, at målsætningen ikke er opfyldt, grøn signatur, at målsætningen

er opfyldt, og grå signatur, at målopfyldelsen er ukendt eller usikker. *Herunder fire arter med fluktuerende bestande. For yderli-

gere detaljer om analysemetoder og resultater af de databaserede analyser henvises til Bilag A. For en detaljeret gennemgang

af de vurderede arter henvises til Bilag B-D.

Udviklingstendenser

Opfyldelse

Bevaringskri-

Arter

Følsomme plantearter

Antal plantearter med en artsscore

på mindst 4 (2004-2015).

Meget følsomme plantearter

Antal plantearter med en artsscore

på mindst 6 (2004-2015).

Habitatarter

Bestandsstørrelser i 10 vurderin-

ger (6 bilagsarter) (2007-2018).

Ynglefugle

Bestandsstørrelser for 47 yngle-

fuglearter (2007-2018).

Planter (karplanter, mosser)

Svampe (laver, svampe)

Hvirveldyr (fugle, krybdyr, padder,

pattedyr)

Biller (bladbiller, løbebiller, snude-

biller, torbister)

Øvrige leddyr (bier, edderkopper,

græshopper, natsommerfugle, svir-

refluer)

Truede og næsten truede arter på

Den danske Rødliste 2019.

21*

Målsætning

Konklusion

Indikator

Metode

Viden

Tilbage

Ukendt

Stabil

terier

Frem

Bestandsstørrelserne for habitatdirektivarter knyttet til kystzonen er vurderet

i tilbagegang for to arter (fire vurderinger), mens fem arter vurderes i frem-

gang (7 vurderinger), to arter har stabile bestande, og en enkelt har ukendt

udvikling. Blandt arter i fremgang er spættet sæl og gråsæl, der kræver ufor-

styrrede holme og sandbanker som hvile- og ynglepladser, hvorfor de er gode

indikatorer for graden af menneskelig aktivitet i disse habitater. Fremgangen

kan tilskrives jagtfredning, oprettelse af sælreservater og oprettelse af habi-

tatområder (Tougaard 2007a, Tougaard 2007b).

Blandt de ynglefugle, som har kystens økosystem som et væsentligt levested,

har 16 arter oplevet en tilbagegang i bestanden, 10 arter en fremgang, og 21

arter har stabile eller fluktuerende bestande. Fremgang findes bl.a. hos rov-

fuglene havørn (næsten truet) og vandrefalk (sårbar), som derved bidrager til

den generelle trend for denne gruppe. For flere af arterne i fremgang gælder

det dog, at den positive udvikling relaterer sig til habitater uden for kystzo-

nen. Biæder (sårbar) er således begyndt at yngle i enkelte grusgrave i indlan-

det, mens den stabile trend hos gul vipstjert sandsynligvis opretholdes af, at

arten i nogle områder har tilpasset sig agerjord (særligt korn- og rapsmarker)

som ynglehabitat. Fremgangen hos grågås og bramgås kan hovedsagligt til-

skrives ændringer i landbrugspraksis og ændret bestandsdynamik på flyway-

niveau. Hovedparten af de egentlige kystfugle, som er knyttet til strande, klit-

ter eller strandenge, er i tilbagegang eller stabile. Hvidbrystet præstekrave,

engryle og strandskade er eksempler på arter i tilbagegang, mens stor kobber-

sneppe, rødben og fjordterne er eksempler på arter, hvor udviklingen vurde-

res stabil. Kystfuglene har typisk relativt strenge krav til deres levested, og de

er derved indikatorer for naturlig hydrologi, et rigt dyreliv, græsning og ufor-

styrrethed, der alle er vigtige for opretholdelse af biodiversiteten i kystens

økosystem. Set i et længere perspektiv har de fleste af arterne, som yngler på

ekstensivt udnyttede strandenge, haft en kraftig tilbagegang, og der er nu kun

relativt få par tilbage på enkelte større lokaliteter som Tipperne og Vejlerne.

Brushane (truet) og stor kobbersneppe (sårbar) er eksempler herpå.

4.7

Levestederne

For levestederne er der fundet en lille fremgang i arealet af strandeng ud fra

Naturstyrelsens landsdækkende opdatering af den vejledende § 3-registre-

ring (Nygaard m.fl. 2016) (Tabel 4.2). Fremgangen, som er beregnet til 0,3 % i

perioden 1995-2012, hænger sammen med, at der er etableret flere nye strand-

enge, end der er gået tabt til opdyrkning og omlægning (Nygaard m.fl. 2016).

Det er tvivlsomt, om denne fremgang stadigvæk holder i lyset af stigende

vandstand, og strandengsarealet forventes at falde i fremtiden (Moeslund

m.fl. 2011). Der mangler data for udviklingen af arealet langs de eksponerede

kyster. For de 11 habitatnaturtyper foretaget 22 vurderinger (da de forekom-

mer i to biogeografiske regioner) og arealet er i fremgang for to vurderinger,

stabilt for otte og usikker for 12. Indikatoren for invasive arter peger på, at

strandengenes vegetation ikke har øget dækning af invasive plantearter, mens

der mangler data for en evaluering af udviklingen for de øvrige 10 naturtyper.

Flere arter er vidt udbredte og nogle endda under spredning i kystzonen, og

de kan potentielt fortrænge de hjemmehørende arter. Indikatoren for næ-

ringsstoftilgængelighed peger på, at strandengenes vegetation ikke er under

forandring mod mere kvælstofelskende plantearter. Der mangler viden om

udviklingen af mikrohabitater i form af loer, saltpander, tuer og knolde.

Tabel 4.2.

Levesteds- og procesindikatorer for kyst. For hver indikator er vist opgørelsesmetoden og vidensgrundlaget (”Dd”:

direkte opgørelse på data; ”Di”: indirekte opgørelse på data; ”E”: ekspertvurdering). Udviklingstendenserne er vist som antallet

af naturtyper eller arealandelen af de vurderede naturtyper, der i den undersøgte periode er i en positiv udvikling (”Frem”), stabil

eller fluktuerende (”Stabil”), i en negativ udvikling (”Tilbage”) eller ”Ukendt”, fordi udviklingen ikke er relevant at undersøge eller

er ukendt eller usikker pga. mangelfulde data. I kolonnen ”konklusion” er vurderet, om indikatoren overvejende er i tilbagegang

(”T”), stabil (”S”), fremgang (”F”), eller om det er ukendt, om tilbagegangen er bremset (”U”) (metoden er beskrevet i afsnit 2.4). I

kolonnen ”Bevaringskriterier” er angivet, hvor langt indikatoren (uden hensyn til den aktuelle udviklingstendens) er fra en gunstig

tilstand, hvor 100% viser, at alle kystarealer har en gunstig tilstand i fht. den konkrete levesteds- eller procesindikator, ”U”, at

kriterierne er ukendte, og ”<<”, at datagrundlaget er mangelfuldt, men arealandelen i en gunstig tilstand vurderes at være alt for

lav. Mindst 90% af økosystemets samlede areal skal bestå bevaringskriterierne, for at indikatoren vurderes stabil eller i frem-

gang (se også afsnit 2.7). Sidste kolonne sammenfatter, om tilbagegangen er bremset for den enkelte indikator, hvor rød signa-

tur angiver, at målsætningen ikke er opfyldt, grøn signatur, at målsætningen er opfyldt, og grå signatur, at målopfyldelsen er

ukendt eller usikker. #Den maksimale andel af arealet med habitatnatur, der er i ”good condition” for de enkelte naturtyper, som

rapporteret til EU i henhold til habitatdirektivets Artikel 17 i 2019 (se også Nygaard m.fl. 2020). For yderligere detaljer om analy-

semetoder og resultater af de databaserede analyser henvises til Bilag A.

Udviklingstendenser

Opfyldelse

Bevaringskri-

Levesteder

Strandengsareal

Arealet med § 3-beskyttet strandeng

(1995-2012).

Strand- og klitareal

Arealet med strande og eksponerede

kystklitter med mere eller mindre

åbent plantedække.

Habitatnaturareal

Arealet med de 11 habitatnaturtyper

(22 vurderinger) (2007-2018).

Invasive arter

Andel af 5 m cirkler med en eller flere

invasive arter (2004-2015).

Lav næringstilgængelighed

Gennemsnitlig Ellenbergtal for kvæl-

stof (2004-2015).

Mikrohabitater

Arealet med loer, saltpander, tuer og

knolde

Processer

Naturlige forstyrrelser (græs-

ning mv)

Naturlige forstyrrelser (græs-

ning mv)

Naturlige forstyrrelser (tramp,

erosion mv)

Dækningen af bar jord i prøvefelter fra

NOVANAs naturtypeovervågning

(2004-2015).

Naturlig græsning, strandeng

Plejegræs-støtte til fast lavt græs-

ningstryk. Det er ikke muligt at vur-

dere udviklingen.

Naturlig hydrologi

Det er ikke muligt at vurdere udviklin-

gen.

Kystdynamik

Det er ikke muligt at vurdere udviklin-

gen.

1-10%

Dækning af høje vedplanter (2004-

2015).

Vegetationens højde (2004-2015).

100%

Dd 0,3 %

Målsætning

Konklusion

Indikator

Metode

Viden

Tilbage

Ukendt

Stabil

terier

Frem

For de rødlistede løbebiller gæl-

der, at de især repræsenterer dyr,

som er afhængige af enten me-

get varme levesteder med blottet

jord eller sand eller saltpåvirkede

og fugtige levesteder uden for tæt

vegetation. Disse levesteder ram-

mes hårdt ved afvanding, og når

græsning og andre forstyrrelser

ophører. Desuden er artsgruppen

sårbar over for den fragmente-

ring, som har fundet sted. Såle-

des findes strandpupperøver (Ca-

losoma auropunctatum,

kritisk

truet)

i dag kun ved Råbjerg

Kirke, selvom arten tidligere har

været udbredt og visse steder

endog hyppig (Jørum 2019).

Foto: gbohne, Wikimedia Com-

mons.

4.8

Processerne

Danske små-skala studier har vist, at både plante- og insekt-diversiteten kan

fremmes af at indføre mere dynamik i klitsystemerne, og især hvis det karak-

teristiske mosaiklandskab med mange forskellige typer forstyrrelser og habi-

tater inden for et lille areal genoprettes (Brunbjerg m.fl. 2015). Udviklingen i

kystdynamikken er ukendt, om end der er kystsikring langs det meste af den

danske kystlinje, hvilket modvirker de dynamiske processer, som er nødven-

dige for langsigtet opretholdelse af klitter og strandenge (Kystdirektoratet

2020). På strandengene er dækningen af vedplanter, vegetationens højde og

dækningen af bar jord stabile. Mens tilgroningsgraden med vedplanter er til-

strækkelig lav, vurderes dækningen af bar jord at være utilstrækkelig, mens

det er ukendt, om vegetationshøjden ligger inden for det gunstige interval for

naturtypen. Der mangler data til at dokumentere udviklingen af vegetations-

strukturen for de øvrige terrestriske naturtyper.

Græsning har enorm betydning for vedligeholdelse af levesteder for lys- og

varmekrævende arter, for skabelse af variation, for kolonisering af plantearter

og for gødningskrævende arter. Knap halvdelen af strandengene er forvaltet

med støtte fra Landdistriktsmidlerne, og kun en lille del har fast lavt græs-

ningstryk, der minder om et naturligt græsningsregime. Vi antager derfor, at

en stor andel af arealet med strandeng i dag er under tilgroning, fordi der kun

er græsning fra vilde dyr, som findes i unaturligt lave tætheder. Desuden må

vi antage, at hovedparten af det areal, som er under græsningspleje, udsættes

for overgræsning eller maskinel pleje for at sikre, at det fremstår ensartet og

tæt afgræsset 1. september. Vi vurderer, at både tilgroning og hård græsning

eller maskinklipning om sommeren er skadeligt for biodiversiteten.

Mange arter og naturtyper er afhængige af den naturligt høje, og ofte efter

årstiden svingende vandstand. Oversvømmelser skaber dynamik og forbed-

rer levevilkårene for de arter, der er tilpasset det fugtige og saltpåvirkede

miljø. Udviklingen i den hydrologiske tilstand langs de beskyttede kyster er

ukendt.

4.9

Samlet vurdering

Målet om at stoppe tabet af biodiversitet langs de danske kyster er ikke opnået

endnu. Således vurderes biodiversiteten i kystøkosystemet at være i tilbage-

gang, om end den udprægede mangel på viden begrænser vores mulighed

for at vurdere, hvor langt vi er fra at opfylde målet om at standse tabet af

biodiversitet. Arealet af de kystnære havområder vurderes at være stabil,

mens det er usikkert, om arealet af strande, strandenge, klinter og de yderste

kystklitter er i tilbagegang pga. havstigninger og kystsikrende foranstaltnin-

ger. Udviklingen i tilstanden er overvejende ukendt pga. mangelfuld dataind-

samling for de marine naturtyper og endnu ufuldstændige tidsserier for ho-

vedparten af de terrestriske. Baseret på målingerne i overvågningsprogram-

met og forskningsresultater kan tilbagegangen for biodiversiteten på strand-

engene kobles til fravær af naturlige forstyrrelser (naturlig græsning og over-

svømmelser), afvanding og næringsbelastning samt intensiv pleje med ma-

skinel høslæt eller intensiv sommergræsning. Fravær af naturlige forstyrrelser

vil også fremme nogle af de mest problematiske invasive arter såsom rynket

rose, især på strandvolde og de mere stabile dele af kystklitterne. Der er tilba-

gegang for en række grupper af rødlistede arter og indikatorarter, og særligt

for invertebrater, planter, padder og strandengsfugle, der er stærkt speciali-

serede til kystøkosystemets levesteder. Til gengæld er der fremgang for arter

med mere generelle levestedskrav, hvilket eksempelvis gælder rovfugle, gæs

og sæler. Kystdynamik, oversvømmelser og græsning er vigtige processer i

kystøkosystemet, men der mangler viden om, hvor stort et areal, der er under

indflydelse af disse processer, og om udviklingen i dette areal.

Moshumle bestøver klokkelyng. Foto: Rasmus Ejrnæs.

Græsland og hede

Rasmus Ejrnæs & Rikke Reisner Hansen

Ekstern faglig kommentering: Hans Henrik Bruun, Biologisk Institut, Københavns

Universitet.

Græsland (overdrev) og hede omfatter de naturlige, lysåbne økosystemer, som

udvikles på relativt næringsfattig og tør bund. Strande, strandenge og hvide

klitter er medtaget i kapitlet om kyst og enebærkrat og -klitter i kapitlet om krat

og skov, mens vegetation på mere fugtig eller våd bund behandles under eng

og mose. For hederne gør vi dog en undtagelse ved at medregne de våde ind-

lands- og klitheder til dette kapitel. Dels forekommer disse våde dværgbusk-

samfund med klokkelyng, pors og mosebølle ofte i mosaik med de tørre heder,

og dels beskyttes og overvåges de våde og tørre klitheder som én habitatnatur-

type. Til dette kapitel regnes også græsland og hede i byerne, i agerlandet og

langs kysterne i form af strandoverdrev, grønklitter eller klitheder, med mindre

der enten er tale om ganske små arealer, eller at forekomsterne er knyttet til

funktionerne i disse økosystemer, som det for eksempel er tilfældet med vej-

kanter, diger, parker eller midlertidigt braklagte produktionsarealer.

5.1

Hvor findes græsland og hede?

Græsland og hede finder vi i Danmark på steder, hvor naturen er lysåben som

følge af tilbagevendende forstyrrelser, og hvor økosystemerne ikke er væsentligt

påvirket af gødskning og/eller opdyrkning. Græsland findes både på sur og ba-

sisk jordbund (pH 4-8). Græsland er ofte artsrigt og domineres typisk af flerårige

græsser og bredbladede urter som almindelig hvene, almindelig røllike, håret

høgeurt, liden klokke, lancet-vejbred, almindelig knopurt, hunde-viol, vår-star

og knold-ranunkel. På tørre skridende skrænter kan der optræde mange enårige

plantearter, og i surt græsland kan der også vokse spredte dværgbuske som he-

delyng, blåbær, visse og tyttebær (Nygaard m.fl. 2019). Græsland og hede kan

optræde i mosaik med vedplanter i form af mindre krat-øer eller enkeltstående

træer og buske. Hede findes på stærkt udvasket og sur jordbund (pH 3-5) og

domineres typisk af dværgbuske som hedelyng, melbærris, blåbær, tyttebær,

revling, gråris og klokkelyng samt en række af surbundstålende græsser, halv-

græsser og bredbladede urter. En meget karakteristisk struktur for indlandshe-

derne er dannelsen af et al-lag. Det opstår når sur væske fører metalioner med

ned og optræder som et meget kompakt ca. 5 cm. tykt lag.

Hede og græsland er naturligt forekommende økosystemer i Danmark, men

før kulturlandskabets indførelse med agerbruget må man forestille sig økosy-

stemet i mosaik med skov og krat fremmet af forstyrrelser som stormfald,

græsning, kysterosion, sandflugt og store og små naturbrande. Græsland fin-

des i Danmark som dominerende på tørre morænejorder mod nord og øst,

medens hede er den dominerende type på grovsandet jord og dermed over-

vejende vest for israndslinien. Det er dog ikke kornstørrelsen, der bestemmer,

om det tipper mod græsland eller hede – eksempelvis kan man i Tornby Klit

finde et helt klitlandskab uden dværgbuske, simpelthen fordi sandet er så

kalkrigt. Ved middel-høj pH bliver det til græsland i stedet for hede. Tilsva-

rende kan lyngplanter fint vokse på kalkfattige lerjorder. Men grovsandede

jorder udvaskes og forsures typisk hurtigere end morænejorde med lerin-

dhold. Hede og græsland er trængt tilbage af landbrug og plantagedrift til

steder, som det ikke har været lønsomt at opdyrke, eller som er blevet beskyt-

tet i tide mod tilplantning og bebyggelse. Græsland har været lønsomt at op-

dyrke og er derfor trængt tilbage til et meget lille areal på stejle skrænter i

ådale og kuperede istidslandskaber eller hævet havbund langs kysterne i den

del af Danmark, hvor landet har hævet sig siden istiden.

Blotlagte kampesten i græssede

landskaber er levesteder for tru-

ede arter af laver. Foto: Rasmus

Ejrnæs.

Opgivne marker kan udvikle sig til græsland, men vanskeligt til hede, hvis

jorden ikke er for næringsrig, hvis der genindføres forstyrrelser, og hvis der

er nærliggende naturområder, hvorfra planter, dyr og svampe kan kolonisere

de opgivne marker (Ejrnæs m.fl. 2008; Nygaard m.fl. 2018). Ofte er jorden for

næringsrig, og der mangler frøkilder i jorden og det omgivende landskab. I

så fald kan man vælge at reducere næringstilgængeligheden ved afrømning

af muldjorden, reolpløjning eller mange års udpining ved høst af biomasse.

Desuden kan man udså frø eller transplantere hø eller jord for at fremme suc-

cessionen i jordbunden og undgå, at kulturlandskabets almindelige arter skal

komme til at dominere (Ejrnæs m.fl. 2006, Wubs m.fl. 2016). For både heder

og græsland gælder, at jordbundsmodningen i form af blandt andet lagdan-

nelse, udvaskning og opbygning af kulstof tager lang tid, hvilket betyder, at

nogle livsbetingelser er vanskelige at genskabe, når først de er tabt. Bedst po-

tentiale for en hurtig udvikling af græsland og/eller hede finder man hhv. på

brakmarker og/eller ryddede plantager på grovsandet jord, som udvaskes

hurtigt og er vækstbegrænset af sommertørke.

5.2

Naturen i græsland og hede

Opretholdelse af hede og græsland forudsætter tilbagevendende forstyrrelser,

da de ellers vil gro til, først med store græsser og urter og tykke førnelag, siden

med buske og træer (Barsotti 2019). Herved forringes levestederne for de fleste

artsgrupper (Brunbjerg m.fl. 2015). Hederne adskiller sig fra græsland ved, at

den langsommelige omsætning fører til dannelsen af et morlag, der ligesom de

øvrige lagdannelser spiller en vigtig rolle i opretholdelse af heden som levested

(Sauer m.fl. 2007). Morlaget er blandt andet medvirkende til at beskytte frøpul-

jen mod brand og reducere spiring af træer. Morlaget har yderligere den egen-

skab, at det holder på vandet som en svamp og er levested for en del af hedens

leddyrsfauna (myrer, rovbiller, mider, springhaler, m.m.). Forstyrrelser som

myretuer, naturbrande, vindbrud og græssende dyr kan skabe variation i he-

dens lag af råhumus og mor og øge diversiteten i økosystemet. Under naturlige

forhold er græsning den hyppigste og mest udbredte naturlige forstyrrelse,

men forstyrrelser såsom kysterosion, sandflugt, stormfald og brand har også

betydning for at frigøre ny plads – ikke mindst hvor der er vokset træer frem. I

kulturlandskabet er naturlige forstyrrelser erstattet med naturpleje i form af fx

græsning med husdyr, tørveskrælning, afbrænding og høslæt. Ekstensiv græs-

ning fremmer udviklingen af spredte krat-øer af tornede buske som slåen, tjørn,

ene og roser, som giver særlige forhold for insekter og svampe. Og der er flere

hundrede arter af svampe og insekter knyttet til dyrenes gødning i form af fx

kokasser og hestepærer. Græsning fremmer også udviklingen af bredkronede,

solitære træer, som på trods af deres svækkelser kan blive meget gamle, og de

kan i flere hundrede år være enestående levesteder for epifytiske laver og mos-

ser, vedboende svampe og varmekrævende insektarter knyttet til dødt ved.

Kystdynamik med erosion, sandflugt og landhævning spiller en vigtig rolle for

at levere blottet mineraljord til ny succession mod stabile økosystemer med

græsland, grå klit, grøn klit og klithede. Brand spiller også en rolle, især for

hede, hvor mange af de typiske plantearter har længelevende frøbank og spirer

villigt efter brand. Brand vil også medføre tab af næringsstoffer ved afgasning

eller udvaskning fra den grovsandede jord efter tørvelaget er brændt væk. Fri-

givelsen af næringsstoffer efter naturbrande medfører ofte tidlige successions-

stadier med dominans af urter, som er attraktiv føde for græssende dyr. På he-

den er denne fase dog kortvarig, hvorefter dværgbuske og græsser bliver do-

minerende, indtil vedplanterne eventuelt indfinder sig igen. Mangel på forstyr-

relser vil ligesom ensformig maskinpleje eller overgræsning kunne medføre tab

af biodiversitet (Brunbjerg m.fl. 2014; Hansen m.fl. 2020; Vryens 2018).

Hede og græsland er vigtige levesteder for lys- og varmekrævende arter og er

næst efter skovene det økosystem, som huser flest truede arter. Hede og græs-

land er særlig vigtigt for karplanter, mosser, laver, fugle, krybdyr, myrer, dag-

sommerfugle, bladbiller, snudebiller, edderkopper, torbister, løbebiller, svir-

refluer, cikader, tæger, vilde bier, vokshatte, køllesvampe og rødblade (Moes-

lund m.fl. 2019). Afgørende for flertallet af disse artsgrupper er, at leveste-

derne er næringsfattige, varme, lysåbne og indeholder en varieret vegetation,

som fremmes af et forstyrrelsesregime, som medvirker til at skabe topografisk

og strukturel variation.

5.3

I et internationalt perspektiv

På en større geografisk skala er danske forekomster af hede og græsland ikke

enestående, hverken i udstrækning eller artsrigdom (Ejrnæs & Bruun 2000).

Klitternes græsland og særligt klithederne udgør dog med deres omtrent 40.000

ha (Nygaard m.fl. 2019), særligt langs den jyske vestkyst, 82% af det samlede

areal med naturtypen i de biogeografiske regioner i EU, som Danmark er en del

af. Andre naturtyper med store andele i Danmark er indlandsklit med revling

(80%), grå/grøn klit (12%) og artsrigt surt græsland (12%). En del arter har des-

uden deres nordligste og vestligste europæiske forekomster i Danmark (Ejrnæs

m.fl. 2007), og i det lys er de danske forekomster af økosystemet væsentlige for

at sikre udbredelsen af disse. Hede og græsland er truede naturtyper i det meste

af Europa, og derfor er der flere typer, som er omfattet af habitatdirektivets Bi-

lag I. I Danmark gælder det artsrigt surt overdrev, kalkoverdrev, tørt kalks-

andsoverdrev, tør hede, våd hede, klithede, grå/grøn klit, havtornklit, gråris-

klit samt tre typer af tørre indlandsklitter og to typer af indlandsklipper. Græs-

land og hede er vigtige levesteder for en række arter, bl.a. hedepletvinge,

fruesko og enkelt månerude på habitatdirektivets Bilag II, mark-firben, birke-

mus og sortplettet blåfugl på Bilag IV, samt markpiber, hedelærke, hvepsevåge,

rødrygget tornskade, urfugl og høgesanger på fuglebeskyttelsesdirektivets Bi-

lag I (de to sidstnævnte er uddøde fra Danmark). Internationalt beskyttede arter

og naturtyper fremgår af Bilag D og E.

5.4

Status og historisk udvikling

Arealet af hede og græsland har været i stærk tilbagegang gennem de seneste

200 år. Tilbagegangen er vanskelig at sætte tal på, fordi der ikke findes nogen

pålidelig arealstatistik (Levin & Normander 2008), men et konservativt skøn vil

være en tilbagegang på mindst 90 %. I de første 150 år skete tilbagegangen ho-

vedsageligt som følge af opdyrkning og tilplantning med nåleskov (Ejrnæs m.fl.

2007). De seneste 50 år har stigningen i landbrugets anvendelse af gødning og

foderstoffer medført, at græsland og heder enten er blevet omlagt og gødsket,

eller for græsland at græsningen er ophørt med tilgroning til følge (Ejrnæs m.fl.

2007). Samtidig har intensiveringen af landbrugsdriften på de dyrkede marker

medført, at opgivne marker ikke længere udvikler sig spontant til hede og græs-

land, når landbrugsdriften opgives (Ejrnæs m.fl. 2003, Ejrnæs m.fl. 2008). Brak-

marker er i dag så næringsrige, at de ofte udvikler sig til højstaudesamfund do-

mineret af nogle få konkurrencestærke planter. Dertil kommer, at arter fra græs-

land og hede, som tidligere voksede i hegn, skel, diger, gravhøje og vejkanter,

hvorfra de kunne sprede sig ind på braklagte marker, i dag er næsten forsvun-

det fra agerlandet (Ejrnæs m.fl. 2007, Finderup Nielsen m.fl. 2019). Endvidere

har de overlevende rester af de historiske heder og græslandsarealer været ud-

sat for forsuring og eutrofiering som følge af atmosfærisk deposition af kvæl-

stof- og svovlforbindelser (Damgaard m.fl. 2011, Bak 2014).

Kystlandskab ved Lushage med

tørre skrænter under tilgroning

med slåen. Foto: Rasmus Ejr-

næs.

Den vejledende registrering af de § 3-beskyttede heder og overdrev peger på, at

naturtyperne sammenlagt udgør 1.220 kvadratkilometer, svarende til 2,8 % af

landarealet (Miljøstyrelsen 2020). Ud fra en national opskalering af den detalje-

rede feltkortlægning af habitatdirektivets naturtyper inden for habitatområ-

derne blev det i 2019 estimeret, at de lysåbne stabile kystklitter, tørre heder, våde

heder, indlandsklitter, indlandsklipper og græsland er udbredt i hele Danmark

og i dag dækker et areal på knap 980 kvadratkilometer, svarende til ca. 2,3 % af

Danmarks landareal (Nygaard m.fl. 2019). Forskellen på de to opgørelser kan

begrundes med forskelle i metoderne til kortlægning og forskelle i definitio-

nerne på den beskyttede natur i habitatdirektivet og Naturbeskyttelsesloven.

Bevaringsstatus efter habitatdirektivets bestemmelser blev i 2019 vurderet

stærkt ugunstig for 11 habitattyper og moderat ugunstig for fem habitattyper

i en eller begge biogeografiske regioner (Fredshavn m.fl. 2019a). Indlandsklip-

perne vurderedes gunstige, omend det er ukendt, om de strukturer og funk-

tioner, der skal opretholde naturtyperne, er tilstede i tilstrækkeligt omfang.

5.5

Trusler mod biodiversiteten i græsland og hede

De største trusler mod biodiversiteten i græsland og hede er næringsforure-

ning, ophørt græsning og mangel på naturlig kystdynamik, bekæmpelse af na-

turlige processer, såsom naturbrande, samt homogeniserende pleje. Dernæst

kommer arealtab ved opdyrkning og urbanisering. Endelig er der en fremtidig

trussel fra klimaændringerne. Tilsammen medfører forringelser og ødelæg-

gelse af levesteder, at fragmenteringen øges. Det truer arter med komplekse in-

teraktioner, særligt hvis de også er sjældne. Eksempelvis lever de fleste blåfugle

i økosystemet i komplekse interaktioner med både planter og myrer, som også

påvirkes negativt af intensiv pleje – både myreparasitter som sortplettet blåfugl

(kritisk

truet)

og ensianblåfugl (sårbar) eller myretilknyttede arter som foran-

derlig blåfugl (livskraftig) og argusblåfugl (næsten

truet).

Fragmenteringen

rammer især kortlivede arter med store bestandssvingninger og beskeden

spredningsevne – eksempelvis sommerfugle, padder og krybdyr, men også

kortlivede planter med kortlivede frø, fx arter af ensian eller kohvede.

Ugræsset kystlandskab ved Gla-

tved med tilgroning og ophobning

af førne. Foto: Rasmus Ejrnæs.

Næringsforurening stammer dels fra direkte gødskning, ofte i forbindelse med

opdyrkning, eller fra indirekte kilder som drænvand eller atmosfærisk deposi-

tion efter fordampning eller udvaskning fra marker, staldanlæg og forbrænding

af fossile brændstoffer. Selvom truslen fra direkte gødskning af græsland og

heder er stærkt formindsket, fordi lovgivningen yder beskyttelse, betyder den

historiske gødskning, at mange lokaliteter i dag er helt eller delvist ødelagt,

fordi næringsstofferne stadigvæk findes i jorden. Tidligere tiders brug af fosfor-

holdig gødning på græsland og heder øger også risikoen for, at kvælstofdepo-

sition fra atmosfæren giver øget plantevækst og tab af arter pga. konkurrence.

Atmosfærisk deposition af kvælstof er i dag modelleret til gennemsnitligt 13

kg/ha (Ellermann m.fl. 2019), størst i det sydlige Jylland (op til 20 kg/ha), hvor

nedbørsmængden og husdyrproduktionen er høj, og mindst i Nordsjælland og

på øer uden landbrug (ned til 5 kg/ha). Depositionen stiger med vegetationens

ruhed, og derfor kan tilgroning med buske øge depositionen til græsland og

hede. Endvidere kan værdierne være højere lokalt ved nærhed til store husdyr-

brug. Kvælstofdepositionen er faldet jævnt med 35 % fra 1990 til 2017 (Eller-

mann m.fl. 2019), men er dog stadigvæk høj sammenlignet med den naturlige

baggrundsdeposition. Internationale studier tyder på, at kvælstofdepositionen

truer mangfoldigheden i surt græsland (Stevens m.fl. 2011) og har været med-

virkende til, at dækningen af dværgbuske er aftaget på tørre heder, hvor bølget

bunke og blåtop i stedet har taget over (Bobbink m.fl. 2010; Nygaard m.fl. 2019).

Desuden findes flertallet af de bedste tilbageværende levesteder for græslan-

dets planter og dyr på stejle skrænter ved kysterne og i ådalene. Meget ofte lig-

ger der en dyrket mark lige oven for skrænten, og næringsstoffer, som er spredt

fra dyrkningen eller udvasket til skrænten, fører til en kraftig vækst og tab af

biodiversitet i skrænternes slugter, og hvor naturområdet grænser op til den

dyrkede mark (Ejrnæs m.fl. 2009).

Tilgroning af kystklitter ved Øster-

ild med invasive nåletræer. Foto:

Rasmus Ejrnæs.

Når tilbagevendende forstyrrelser ophører, sker der en langsom tilgroning,

som afhænger af produktiviteten i systemet. Eksempelvis forsinkes tilgroning

af ekstrem tørke eller i kraft af dværgbuskenes dominans af jordens nærings-

stofpulje og hedejordens høje C/N forhold (omkring 30 på tørre indlandshe-

der). Først bliver urter og dværgbuske højere og tættere, og med tiden ind-

vandrer vedplanter, som udskygger de lys- og varmekrævende arter. Ved til-

groning kan græsland og hede vokse ud af beskyttelsen, dog først når den

oprindelige lysåbne vegetation ikke længere kan erkendes tydeligt.

Selvom opdyrkning ikke er tilladt på arealer, som er beskyttet efter §3 i Na-

turbeskyttelsesloven, finder der alligevel overtrædelser sted, som fører til tab

af areal af græsland og hede. Desuden medfører urbanisering også arealtab;

det gælder især sommerhusbyggeri i kystzonen. Arealtabet skønnes at være

særligt alvorligt for lokalplanlagte arealer fra før 1992 og områder, som falder

under lovens størrelseskrav på 2.500 m

Tabel 5.1.

Artsindikatorer for græsland og hede. For hver indikator er vist opgørelsesmetoden og vidensgrundlaget (”Dd”: di-

rekte opgørelse på data; ”Di”: indirekte opgørelse på data; ”E”: ekspertvurdering). Udviklingstendenserne er vist ved antallet af

arter eller naturtyper, der i den undersøgte periode er i en positiv udvikling (”Frem”), stabil eller fluktuerende (”Stabil”), i en nega-

tiv udvikling (”Tilbage”) eller ”Ukendt”, fordi udviklingen ikke er relevant at undersøge eller er ukendt eller usikker pga. mangel-

fulde data. I kolonnen ”konklusion” er vurderet, om indikatoren overvejende er i tilbagegang (”T”), stabil (”S”), fremgang (”F”),

eller om det er ukendt, om tilbagegangen er bremset (”U”) (metoden er beskrevet i afsnit 2.4). Bemærk at habitatarter, der fin-

des i begge biogeografiske regioner, tæller med to gange (se Fredshavn m.fl. 2019a og Bilag D), samt at næsten alle habitatar-

ter og ynglefugle også findes på rødlisten (se Moeslund m.fl. 2019 og Bilag B). For enkelte arter kan der være modsatrettede

tendenser, alt efter om data stammer fra Artikel 17 afrapporteringen eller fra rødlisten, da vurderingerne tager udgangspunkt i

forskellige tidsperioder og kriterier. I kolonnen ”Bevaringskriterier” er angivet, hvor langt indikatoren (uden hensyn til den aktu-

elle udviklingstendens) er fra en gunstig tilstand, hvor 100% viser, at alle undersøgte arealer med græsland og hede vurderes at

være egnede levesteder i fht. den konkrete artsindikator, og ”U”, at kriterierne er ukendte. Mindst 90% af økosystemets samlede

areal skal bestå bevaringskriterierne, for at indikatoren vurderes stabil eller i fremgang (se også afsnit 2.7). Sidste kolonne sam-

menfatter, om tilbagegangen er bremset for den enkelte indikator, hvor rød signatur angiver, at målsætningen ikke er opfyldt,

grøn signatur, at målsætningen er opfyldt og grå signatur, at målopfyldelsen er ukendt eller usikker. *Herunder to arter med fluk-

tuerende bestande. For yderligere detaljer om analysemetoder og resultater af de databaserede analyser henvises til Bilag A.

For en detaljeret gennemgang af de vurderede arter henvises til Bilag B-D.

Udviklingstendenser

Opfyldelse

Bevaringskri-

Arter

Følsomme plantearter

Antal plantearter med en artsscore

på mindst 4 (2004-2015).

Meget følsomme plantearter

Antal plantearter med en artsscore

på mindst 6 (2004-2015).

Dværgbuske

Den procentvise dækning af

dværgbuske (2007-2015).

Laver

Den procentvise dækning af laver

(2007-2015).

Ynglefugle

Bestandsstørrelser for 31 yngle-

fuglearter

Habitatarter

Bestandsstørrelser i 34 vurderin-

ger (21 bilagsarter) (2007-2018).

Planter (karplanter, mosser)

Svampe (laver, svampe)

Hvirveldyr (fugle, krybdyr, padder,

pattedyr)

Biller (bladbiller, løbebiller, snude-

biller, torbister)

Øvrige leddyr (bier, dagsommer-

fugle, edderkopper, græshopper,

natsommerfugle, svirrefluer)

Truede og næsten truede arter på

Den danske Rødliste 2019.

207

14*

Målsætning

Konklusion

Indikator

Metode

Viden

Tilbage

Ukendt

Stabil

terier

Frem

5.6

Arterne

For alle grupper af rødlistede arter for græsland og hede er de fleste arter med

kendt udvikling gået tilbage (289 arter), mens en mindre andel er stabile (149

arter), og kun et fåtal vurderes i fremgang (40 arter). Især for svampene, som

primært forekommer på græsland, er udviklingen vurderet ukendt for de fle-

ste rødlistede arter (209 arter). Hvis man ser på indikatorarter for god natur

blandt planterne, er der tilbagegang for de mest følsomme arter i to habitat-

typer og stabil udvikling i fem habitattyper. Der er tilbagegang i dækningen

af dværgbuske for tre ud af fire habitattyper og dækningen af laver for alle de

habitattyper, hvor dækningen er analyseret. 19 habitatdirektivarter vurderes

i tilbagegang, 10 i fremgang og 5 i ukendt udvikling. Bestandsstørrelser for

ynglefuglene viser tilbagegang for 11 arter, stabil udvikling for 14 arter og

fremgang for 3 arter.

Stor bladskærerbi bestøver stor

knopurt. Foto: Rasmus Ejrnæs.

5.7

Levestederne

For levestederne er der fundet en tilbagegang i arealet af hede og overdrev ud

fra Naturstyrelsens landsdækkende opdatering af den vejledende § 3-regi-

strering (Nygaard m.fl. 2016). Tilbagegangen, som er beregnet til 0,7 % for

hederne og 0,9 % for overdrevene i perioden 1995-2012, skyldes primært op-

dyrkning, omlægning, bebyggelse og tilgroning (Nygaard m.fl. 2016). Den sy-

stematiske luftfotokortlægning og feltbesigtigelse i opdateringsprojektet har

ført til en markant forøgelse af det registrerede beskyttede areal (2,4 % for

hederne og 9,3 % for overdrevene), men ændringerne skyldes primært regi-

streringer af oversete naturarealer og diverse tekniske tilpasninger og kan

ikke ses som et udtryk for en reel udvikling i det beskyttede naturareal. For

de 13 habitatnaturtyper er arealet vurderet at være stabilt for otte (16 vurde-

ringer), ukendt for en og i tilbagegang for fire naturtyper (syv vurderinger).

Indikatorerne for invasive arter og næringstilgængelighed peger på, at øko-

systemet overvejende er under stadig forringelse i form af eutrofiering og øget

dækning af invasive plantearter. Udviklingen i surhedsgrad er vanskeligere

at tolke, med stabil pH for klitter og heder, en øgning i pH på de sure græs-

landstyper og et fald i pH på de kalkrigeste græslandstyper, og pH overve-

jende inden for det gunstige interval i bevaringskriterierne.

5.8

Processerne

For processerne er der fortsat tilgroning indikeret ved øget dækning af ved-

planter for fire habitatnaturtyper, stabil dækning for tre og manglende data

for seks typer. Vegetationens højde og dækningen af bar jord er overvejende

stabil eller ukendt, dog er dækningen af bar jord under bevaringskriteriet for

habitatnaturtypen kalksandsoverdrev. Det er ukendt, hvordan brand og kyst-

dynamik udvikler sig, om end der er kystsikring langs det meste af den dan-

ske kystlinje, hvilket modvirker de dynamiske processer, som er nødvendige

for langsigtet opretholdelse af klitheder og grå-grønne klitter (Kystdirektora-

tet 2020). Det er kun en lille del af det samlede areal med hede og græsland,

som er græsset af husdyr i dag, og ud af det areal, som plejes med landbrugs-

støtte, har kun en lille del fast lavt græsningstryk. Det betyder, at vi må an-

tage, at hovedparten af arealet med græsland og hede i dag er under tilgro-

ning, fordi der kun er græsning fra vilde dyr, som findes i unaturligt lave tæt-

heder. Desuden må vi antage, at hovedparten af det areal, som er under græs-

ningspleje, udsættes for overgræsning eller maskinel pleje for at sikre, at det

fremstår ensartet og tæt afgræsset 1. september. Vi vurderer, at både tilgro-

ning og hård græsning eller maskinklipning om sommeren er skadelig for

biodiversiteten.

Ekstremt artsrigt kalkgræsland

med håret viol og bakke-soløje

ved Ejby Ådal. Foto: Rasmus Ejr-

næs.

Tabel 5.2.

Levesteds- og procesindikatorer for græsland og hede. For hver indikator er vist opgørelsesmetoden og videns-

grundlaget (”Dd”: direkte opgørelse på data; ”Di”: indirekte opgørelse på data; ”E”: ekspertvurdering). Udviklingstendenserne er

vist som antallet af naturtyper eller arealandelen af de vurderede naturtyper, der i den undersøgte periode er i en positiv udvik-

ling (”Frem”), stabil eller fluktuerende (”Stabil”), i en negativ udvikling (”Tilbage”) eller ”Ukendt”, fordi udviklingen ikke er relevant

at undersøge eller er ukendt eller usikker pga. mangelfulde data. I kolonnen ”konklusion” er vurderet, om indikatoren overve-

jende er i tilbagegang (”T”), stabil (”S”), fremgang (”F”), eller om det er ukendt, om tilbagegangen er bremset (”U”) (metoden er

beskrevet i afsnit 2.4). I kolonnen ”Bevaringskriterier” er angivet, hvor langt indikatoren (uden hensyn til den aktuelle udviklings-

tendens) er fra en gunstig tilstand, hvor 100% viser, at alle arealer med græsland og hede har en gunstig tilstand i fht. den kon-

krete levesteds- eller procesindikator,”U”, at kriterierne er ukendte, og ”<<” at datagrundlaget er mangelfuldt, men arealandelen i

en gunstig tilstand vurderes at være alt for lav. Mindst 90% af økosystemets samlede areal skal bestå bevaringskriterierne, for

at indikatoren vurderes stabil eller i fremgang (se også afsnit 2.7). Sidste kolonne sammenfatter, om tilbagegangen er bremset

for den enkelte indikator, hvor rød signatur angiver, at målsætningen ikke er opfyldt, grøn signatur, at målsætningen er opfyldt,

og grå signatur, at målopfyldelsen er ukendt eller usikker. #Den maksimale andel af arealet med habitatnatur, der er i ”good

condition” for de enkelte naturtyper, som rapporteret til EU i henhold til habitatdirektivets Artikel 17 i 2019 (se også Nygaard m.fl.

2020). For yderligere detaljer om analysemetoder og resultater af de databaserede analyser henvises til Bilag A.

Udviklingstendenser

Opfyldelse

Bevaringskri-

Levesteder

Græslandsareal

Hedeareal

Habitatnaturareal

Arealet med § 3-beskyttet overdrev (1995-2012). Dd

Arealet med § 3-beskyttet hede (1995-2012).

-0,9 %

-0,7 %

Arealet med de 13 habitatnaturtyper (24 vurderin- Di

ger) (2007-2018).

Invasive arter

Andel af 5 m cirkler med en eller flere invasive ar- Dd

ter (2004-2015).

89%#

Lav næringstilgænge- Gennemsnitlig Ellenbergtal for kvælstof (2004-

lighed

Lav næringstilgænge-

lighed

Naturlig surhedsgrad

Processer

Naturlige forstyrrelser Dækning af høje vedplanter (2004-2015).

Naturlige forstyrrelser Vegetationens højde (2004-2015).

Kvælstofindhold i løv (2004-2015).

Jordbunds-pH (2004-2015).

2015).

87%#

88%#

90%#

94%#

38%

#(kun

6120)

Naturlige forstyrrelser Dækningen af bar jord i prøvefelter fra NOVANAs Di

naturtypeovervågning (2004-2015).

Naturlig græsning

Græsland

Naturlig græsning

Hede

Brand

Kystdynamik

Plejegræs-støtte til fast lavt græsningstryk. Det er Di

ikke mulig at vurdere udviklingen.

Plejegræs-støtte til fast lavt græsningstryk. Det er Di

ikke mulig at vurdere udviklingen.

Det er ikke mulig at vurdere udviklingen.

2-8%

3-14%

Målsætning

Konklusion

Indikator

Metode

Viden

Tilbage

Ukendt

Stabil

terier

Frem

5.9

Samlet vurdering

Målet om at stoppe tabet af biodiversitet i de danske græsland og heder er

ikke opnået endnu. Både areal og tilstand af hede og græsland er overvejende

i tilbagegang. Denne udvikling afspejles i tilbagegang for de rødlistede arter

og indikatorarter, som er typiske for græsland og hede. Baseret på målingerne

i overvågningsprogrammet og forskningsresultater kan tilbagegangen for

biodiversiteten kobles til en generel tilgroning og næringsbelastning. Forsk-

ningsresultater viser endvidere, at forkert og for intensiv og ensartet pleje re-

ducerer artsrigdommen i økosystemerne. Eutrofiering fra atmosfærisk depo-

sition og randpåvirkninger fra landbruget fører sammen med ophør af for-

styrrelser til en generel tilgroning og tab af levesteder for græslandssvampe,

nøjsomme urter, laver og dværgbuske og også for planternes tilknyttede in-

sektfauna og for varmeelskende arter af generalist-prædatorer. Den generelle

tilgroning vil også fremme nogle af de mest problematiske invasive arter så-

som rynket rose, glansbladet hæg og bjergfyr. Ved længere tids ophør af for-

styrrelser vil græsland og hede gro til i egentlig skov, og karakteristiske lys-

og varmekrævende arter vil blive skygget bort.

Lønborg Hede med ekstensiv

græsning af heste i den våde

hede. Foto: Rasmus Ejrnæs.

Foto: Christian Kjær.

Mose og eng

Camilla Fløjgaard, Jacob Sterup og Bettina Nygaard

Ekstern faglig kommentering: Hans Henrik Bruun, Biologisk Institut, Københavns

Universitet.

Moser og enge omfatter i denne rapport lysåbne naturtyper, som udvikles på

fugtig eller våd bund påvirket af ferskvand. Det gælder hedemoser, rør-

sumpe, kalkrige enge, kulturenge, skovenge, sure enge, urtebræmmer, fattige

tørvelavninger, fattigkær, højmoser, overgangskær, rigkær og kildevæld.

Økosystemet omfatter habitatnaturtyperne indlandssalteng, klitlavning, tid-

vis våd eng, urtebræmme, højmose, nedbrudt højmose, hængesæk, tørvelav-

ning, avneknippemose, kildevæld og rigkær. Strandrørsump og strandeng

regnes med til kystøkosystemet, våd hede til græsland og heder, kildebække

til vandløb, mens skovbevoksede moser medregnes til skovøkosystemet. For-

skellige typer af moser og enge forekommer også i byerne, i agerlandet og

langs kysterne, søerne og vandløbene, men regnes i denne rapport kun med

til disse, hvis der er tale om ganske små arealer, eller forekomsterne er knyttet

til funktionerne i disse økosystemer. Som det for eksempel er tilfældet med

rørsumpe omkring små vandhuller eller gadekær, udstrømning af ferskvand

i strandenge, våde lavninger og grøfter i agerlandet eller branddamme, gade-

kær og drænvandsbassiner i byer.

6.1

Hvor findes mose og eng?

Moser og enge findes overalt i Danmark – i ådale, langs søbredder og vand-

løb, i lavninger og langs kysterne på arealer med høj vandstand som følge af

opstigende grundvand, udsivende vand fra vandløb, afstrømmende vand fra

højere liggende arealer og/eller tilbageholdt nedbør som i højmoserne. Na-

turtypernes forekomst afhænger endvidere af, at naturen er lysåben, hvilket

oftest forudsætter tilbagevendende forstyrrelser i form af oversvømmelse,

erosion, opstigende grundvand samt fjernelse af biomasse ved græsning, hø-

slæt eller brand (Middleton m.fl. 2006). Moser forekommer på våde arealer og

omfatter højmoser, der udelukkende mættes med vand fra nedbøren, og øv-

rige moser, der modtager vand fra både nedbør og grundvand. Ved lavere

fugtighed eller kun tidvis vandmætning, således at der er fast bund i sommer-

månederne, opstår ferske enge, der alt efter graden af kulturpåvirkning kan

inddeles i kultur- og naturenge. Naturengen kan være let drænet, men er i

øvrigt uden anden landbrugspåvirkning end græsning eller høslæt, mens kul-

turengen er tydeligt påvirket af omlægning, dræning og gødskning.

Vegetationen i enge og moser har en stor variation i artssammensætningen

afhængig af jordens pH, næringsstoftilgængelighed, fugtighed og succession-

strin. Visse undertyper, såsom tidvis våd eng og rigkær, kan være artsrige

med mange arter af planter og mosser, mens andre typer, såsom fattigkær,

hængesæk og højmose, kan være naturligt artsfattige, præget af nogle få kon-

stante plantearter og tørvemosser (Nygaard m.fl. 2019). Der kan indgå træer

og buske i vegetationen i form af åbne krat eller enkeltstående træer, mens

større sammenhængende bevoksninger med træer, i form af pilekrat, birke-

moser eller sumpskove, regnes med til skovøkosystemet.

6.2

Naturen i mose og eng

I moser og enge er det først og fremmest vandets kemiske sammensætning,

vandstand og vandstandssvingninger, som bestemmer, hvilke dyr og planter

der trives. Hvor det kalkholdige grundvand vælder frem, udvikles der rigkær

og kalkrige kildevæld, som kan være meget artsrige, og som er vigtige leve-

steder for sjældne mosser og karplanter, fx mange orkidéer. Vandets indhold

af kalk og jern binder fosfor, så det bliver utilgængeligt for planterne, og

grundvandet er fra naturens hånd fattigt på kvælstof. Plantevæksten er derfor

meget beskeden, og det er en forudsætning for de mange lave og nøjsomme

planter og mosser, der ikke kan klare sig i konkurrencen med høje planter.

Endnu mere næringsfattige forhold finder vi i de sure moser, som dannes,

hvor næringsfattigt regnvand samles. Her er vandet surt og fattigt på mine-

raler og vegetationen præget af nøjsomme tørvemosser, dværgbuske som tra-

nebær, hedelyng, mosebølle og klokkelyng og små urter som soldug, næbfrø

og kæruld. Vækstmiljøet er så åbent, at der er plads til rensdyrlaver på de

knapt så våde tuer. I de sure moser og enge hæmmes omsætningen af de ilt-

fattige forhold og den lave pH, og der foregår derfor en langsom opbygning

af et tørvelag bestående af uomsatte planterester.

Moser og enge forudsætter ofte tilbagevendende forstyrrelser, da de ellers vil

gro til med buske og træer. Græsning er den vigtigste naturlige proces, som

holder træerne væk, men høj vandstand, oversvømmelser og fremvældende

grundvand hjælper også til. Visse kalkrige kær og højmoser er dog antageligt

så våde eller har så stor vandgennemstrømning, at de alene af den grund er

træfrie. Endelig betyder den langsomme vækst ved næringsfattige forhold, at

buske og træer er længe om at etablere sig. Dræning og næringsforurening

medvirker til en hurtigere tilgroning med træer og buske.

Moser og enge er vigtige naturtyper for lyskrævende arter og til dels også

arter med specielle temperaturkrav, og de er særligt vigtige for hvirvelløse

dyr, karplanter og mosser. Blandt de hvirvelløse dyr finder vi mange dagsom-

merfugle, natsommerfugle, svirrefluer, bladbiller, snudebiller, løbebiller, ed-

derkopper, snegle og tæger, men også bier, vandkalve, græshopper, guld-

smede og torbister (Larsen m.fl. 2007, Moeslund m.fl. 2019). Mange dyr er af-

hængige af bestemte værtsplanter, hvilket gør dem særligt sårbare over for

ændringer i plantedækkets artssammensætning. Moseperlemorsommerfugl

(sårbar) lever for eksempel i soleksponerede højmoser og tørvemoser, hvor

larven kun æder af de små tranebærplanter. Andre dyr er generalister og kan

leve af forskellige fødeemner, men er alligevel afhængige af det særlige fug-

tige miljø i moser og enge i et eller flere af deres livsstadier. Mange insekter,

hvis larvestadier udvikles i søer og vandløb, er som voksne knyttet til leveste-

der i moser og enge. Det samme gør sig gældende for frøer og tudser, der

yngler i vandhuller, og typisk bruger moser og enge til at æde, raste eller

sprede sig.

Glinsende kærmos (Tomentyp-

num nitens,

livskraftig)

ved Bruså

Mølle, Aalborg Kommune. Glin-

sende kærmos er karakteristisk

for rigkær og kan findes i hele

landet, men er ikke almindelig

med kun 65 kendte forekomster

på landsplan. Foto: Dagmar Kap-

pel Andersen.

Det er helt afgørende for mosernes og engenes dyr og planter, at naturtyperne

fremstår mere eller mindre vandmættede og lysåbne. Ved udtørring, gødsk-

ning eller ophørt græsning fortættes vegetationen, således at temperatur og

lysmætning ved jordoverfladen aftager. Herved forringes levestederne for

mange artsgrupper. Planterne kan lettere overleve hård græsning eller omfat-

tende høslæt i sommerhalvåret end insekterne. Helårsgræsning eller eksten-

siv sommergræsning tillader, at planterne vokser op og blomstrer til gavn for

særligt de planteædende og blomstersøgende insekter, og ved helårsgræsning

bliver urtevegetationen ædt op og træerne bidt ned i vintermånederne. Græs-

ning er en naturlig proces, og mange arter er stærkt knyttet til den variation,

som skabes af de græssende dyr, og til dyrenes gødning. Spredt opvækst og

krat af især pil og birk er vigtige levesteder for mange arter af hvirvelløse dyr.

Maskinel høslæt og brakpudsning ødelægger tuestrukturer, som bidrager

med variation i mikroklima for dyr og planter og gør vegetationen ensartet.

Engblomme (næsten

truet)

findes

på kalkrige og relativt tørre enge,

som historisk har stået først for at

blive opdyrket og omlagt. I nyere

tid er den gået meget tilbage pga.

afvanding, ophør af græsning og

resulterende tilgroning. Også her

i Kastbjerg Ådal kæmper eng-

blommerne mod tilgroning og op-

hobning af førne (vissent plante-

materiale). Foto: Camilla Fløj-

gaard.

6.3

I et internationalt perspektiv

På en større geografisk skala er danske forekomster af moser og enge ikke

enestående, hverken i udstrækning eller artsrigdom. Undtaget er højmoserne,

som fx Tofte Mose i Lille Vildmose, der er Vesteuropas største aktive højmose.

Moser og enge er truede naturtyper i det meste af Europa, og derfor er der

flere typer, som er omfattet af habitatdirektivets Bilag I. I Danmark gælder det

tidvis våd eng, aktiv og nedbrudt højmose, hængesæk, tørvelavning, avne-

knippemose, kildevæld og rigkær. Arealet af habitatnaturtyperne i Danmark

udgør typisk under 2,5 % af det samlede areal i EU's atlantiske og kontinentale

biogeografiske regioner, dog udgør de danske klitlavninger knap halvdelen

af EU-arealet med typen (Nygaard m.fl. 2019).

En række internationalt beskyttede arter har moser og enge som vigtigt leve-

sted i hele eller dele af deres livscyklus. Det gælder eksempelvis hedeplet-

vinge, stor kærguldsmed, blank seglmos, mygblomst, gul stenbræk og tre ar-

ter af vindelsnegle på habitatdirektivets Bilag II, en række flagermusarter, bir-

kemus, odder, stor vandsalamander, løgfrø, løvfrø, spidssnudet frø, springfrø

og grøn mosaikguldsmed på Bilag IV samt rørhøg, blå kærhøg, engsnarre,

plettet rørvagtel, hvid stork, trane, tinksmed og hjejle på fuglebeskyttelsesdi-

rektivets Bilag I.

6.4

Status og historisk udvikling

Arealet af mose og eng har været i stærk tilbagegang gennem de seneste 200

år. Tilbagegangen er vanskelig at sætte tal på, fordi vores arealstatistik er

upræcis (Levin & Normander 2008), men et konservativt skøn vil være en til-

bagegang på mindst 80 % (Rune 1997). I de første 150 år skete tilbagegangen

hovedsageligt som følge af afvanding og opdyrkning (Larsen m.fl. 2007). Si-

den 1980’erne har det primært drejet sig om vedligeholdelse af allerede dræ-

nede arealer (Olesen 2009). De seneste 50 år har stigningen i landbrugets an-

vendelse af gødnings- og foderstoffer medført, at moser og enge enten er ble-

vet drænet, omlagt og gødsket, eller at græsningen er ophørt, fordi den ikke

længere var lønsom (Larsen m.fl. 2007).

Moser og enge er beskyttede af naturbeskyttelseslovens § 3, og den vejledende

registrering peger på, at naturtyperne sammenlagt udgør 2.116 kvadratkilo-

meter, svarende til knap 5 % af landarealet (Miljøstyrelsen 2020). Ud fra en

national opskalering af den detaljerede feltkortlægning af Habitatdirektivets

naturtyper inden for habitatområderne blev det i 2019 estimeret, at indlands-

saltenge, klitlavninger, tidvis våde enge, urtebræmmer samt kalkrige og sure

moser er udbredt i hele Danmark og i dag dækker et areal på knap 500 kva-

dratkilometer, svarende til ca. 1,2 % af Danmarks landareal (novana.au.dk).

Forskellen på de to opgørelser skyldes først og fremmest, at Naturbeskyttel-

sesloven beskytter store arealer med kulturenge, som ikke kvalificerer til be-

skyttelse af habitatdirektivet, samt at skovbevoksede moser regnes med i Na-

turbeskyttelsesloven, men tæller som skove efter habitatdirektivet. En sam-

menholdelse af de mosearealer, der har udviklet sig til en § 3-beskyttet til-

stand, og de arealer, der er gået tabt, har vist et nettotab på 0,2 % af moseare-

alet i perioden 1995-2014. I samme periode viser engene en tilbagegang på 2,9

%. For begge gælder, at tilbagegangen især skyldes opdyrkning og omlæg-

ning, og i mindre grad tilplantning, infrastrukturer, haver/parker og tørlæg-

ning (Nygaard m.fl. 2016).

Med undtagelse af hængesæk i atlantisk region og aktiv højmose i kontinental

region (hvor Tofte Mose udgør hovedparten af arealet), som begge har mode-

rat ugunstig bevaringsstatus, er status vurderet stærkt ugunstig for alle mo-

setyperne og tidvis våd eng i begge biogeografiske regioner. Overvågnings-

data viser endvidere tegn på en forværring af tilstanden i hængesæk, kilde-

væld og rigkær, mens tilstanden er stabil i tidvis våd eng, aktiv højmose, tør-

velavning og avneknippemose (Fredshavn m.fl. 2019a). Udviklingen for ned-

brudt højmose vurderes ukendt pga. ufuldstændige tidsserier.

Siden slutningen af 1980’erne har hundredvis af vådområdeprojekter i Dan-

mark ført til udvikling af nye ferske enge og moser på tidligere dyrkede are-

aler. For hovedparten af det nye vådområdeareal har det primære formål væ-

ret at nedbringe næringsbelastningen af grundvand, kystvande, søer og vand-

løb, mens genopretning af enge og moser har været sekundær. Det har typisk

resulteret i relativt næringsrige enge og moser, som fungerer dårligt som le-

vested for sjældne og truede arter. Ydermere har tilsåning med græs som af-

slutning på genoprettede engarealer været almindelig praksis, hvilket er øde-

læggende for, at en naturlig sammensætning af plantearter kan indfinde sig

på arealerne (Nygaard m.fl. 2018).

Kvælstof-vådområdeprojekt fra

1998 ved Halkær Å i Nordjylland,

hvor grundvandspåvirkning og

græsning på trods af oversky-

dende nitrat fra dyrkede marker

har bidraget til genopretning af

lysåben og næringsfattig våd na-

tur for karakteristiske arter, som

fx maj-gøgeurt, trævlekrone og

kær-trehage. Foto: Dagmar Kap-

pel Andersen.

6.5

Trusler mod biodiversiteten i mose og eng

De største trusler mod biodiversiteten i mose og eng er afvanding, nærings-

forurening og tilgroning som følge af græsningsophør.

Vandindvinding til drikkevand og markvanding samt afvanding i form af

dræn og grøfter sænker vandstanden og reducerer grundvandstrykket, hvil-

ket fører til en forøget tilgængelighed af næringsstoffer og en accelereret til-

groning med vedplanter. Det skønnes, at den lokale afvanding af grundvan-

det i grøfter og dræn har større betydning end indvindingen af grundvand

for forringelse af tilstanden lokalt i eksisterende moser og enge (Nilsson m.fl.

2019), men historisk set har vandindvinding medvirket til at tørlægge moser

og enge, hvilket stadig er tydeligt i de store byers opland. Afvandingen og

vedligeholdelsen af denne pågår primært af hensyn til naboarealer med land-

brugsdrift eller plantagedrift, men ofte også for at sikre ekstensiv landbrugs-

drift på selve naturarealerne. Således bruges afgræsning og maskinel pleje

som argumenter for at vedligeholde afvandingen af moser og enge, hvilket er

uheldigt, da naturlig hydrologi er den vigtigste forudsætning for en god na-

turtilstand (Andersen m.fl. 2015).

Hedepletvinge (Euphydryas

auri-

nia,

truet)

findes i moser, natur-

enge, overdrev og heder, hvor

værtsplanten djævelsbid vokser.

Arten har været i kraftig tilbage-

gang de sidste 100 år, men tabet

af levesteder er tilsyneladende

bremset de sidste 10-15 år. Det

er dog uvist, hvorvidt udviklingen

skyldes forbedringer i levesteder

eller øget eftersøgning og obser-

vationer af arten i de nordjyske

kommuner, hvor arten forekom-

mer i dag (Moeslund m.fl. 2019).

Foto: Hans Paarup Thomsen.

Næringsforureningen favoriserer kvælstofelskende arter (særligt græsser og

konkurrencestærke urter som lådden dueurt og stor nælde) og forringer kon-

kurrencevilkårene for både dværgbuske og lavtvoksende, nøjsomme urter,

halvgræsser og mosser. Internationale studier tyder på, at en øget tilgænge-

lighed af næringsstoffer øger plantevæksten og truer diversiteten af mosser

og karplanter i naturligt næringsfattige plantesamfund (Olde Venterink m.fl.

2003, Wassen m.fl. 2005, Bobbink m.fl. 2010). Næringsforureningen består en-

ten i direkte tilførsel ved gødskning eller indirekte tilførsel via overfladevand

og grundvand, oversvømmelser i ådale, jordfygning og erosion fra dyrkede

marker eller atmosfærisk deposition. Meget ofte ligger der dyrkede marker i

det umiddelbare opland, og udvaskningen fra disse marker vil typisk ende i

det drænvand og grundvand, som strømmer til de lavereliggende områder.

Den direkte gødskning har mest ramt engene, og selv på enge, hvor gødsk-

ningen er ophørt, betyder den historiske gødskning, at mange enge i dag er

helt eller delvist ødelagt som levested, fordi næringsstofferne stadigvæk fin-

des i jord og planter. Hertil kommer, at den historiske udbringning og den

stadige udvaskning af fosfor fra dyrkede marker til enge og moser øger risi-

koen for, at kvælstoftilførsel fra atmosfæren giver øget vækst og tab af arter.

Atmosfærisk nedfald af kvælstof udgør i gennemsnit 12,0 kg N/ha, og ned-

faldet er størst i det sydlige Jylland (13,7 kg N/ha) og mindst på Sjælland (10,1

kg N/ha). Nedfaldet kan variere meget lokalt og aftager med afstand til lokale

kilder, hvilket betyder, at der en randeffekt i større naturområder med lavere

nedfald i centrum af naturområdet (Ellermann m.fl. 2018). I moser og enge er

tørdepositionen af kvælstof mindre end i skove, hvor vegetationens ruhed er

stor (Hosker & Lindberg 1982). Nedfaldet vil dog stige ved tilgroning med

krat af buske og træer.

Ophørt græsning medfører skygning fra opvækst og dermed, at en række le-

vesteder for varme- og lyskrævende dyr og planter forsvinder. Alligevel kan

flere typer af naturpleje, der gennemføres med henblik på at holde vegetatio-

nen lavtvoksende og åben, udgøre en trussel og føre til tab af levesteder. In-

tensiv sommergræsning eller maskinel høslæt fjerner blomsterne fra arealerne

og reducerer dermed både nektar og pollenkilderne til insekterne. Høslæt fjer-

ner på en gang både fødekilder for planteædende insekter, som eksempelvis

bladbiller og sommerfuglelarver, og forårsager en direkte dødelighed af indi-

vider, der lever på eller i det høstede materiale (Humbert m.fl. 2010). Desuden

fører maskinel slåning til en udjævning af den strukturelle variation i form af

tuer og knolde og fjernelse af spredte buske, som også er med til at skabe va-

riation og levemuligheder.

Selvom opdyrkning ikke er tilladt på arealer med mose og eng, er det alligevel

årsag til yderligere arealtab i naturtyperne (Nygaard m.fl. 2016). Klimaæn-

dringerne i form af havvandsstigninger er en væsentlig fremtidig trussel mod

lavtliggende og kystnære moser og enge. En analyse af havvandsstigninger i

Limfjordsområdet viser, at 4 % af § 3-engene og 9 % af § 3-moserne i området

går tabt ved en stigning på 0,8 m, som ifølge nogle klimamodeller vil være

virkelighed i 2100 (Ebbensgaard 2019). Tilsammen medfører forringelser og

ødelæggelse af levesteder, at den eksisterende fragmentering øges yderligere,

hvilket truer sjældne arter, idet risikoen for lokal uddøen fra en lokalitet sti-

ger, og chancen for genindvandring falder. Fragmenteringen rammer især

kortlivede arter med store bestandssvingninger og lille spredningsevne – ek-

sempelvis sommerfugle, padder og krybdyr og kortlivede plantearter som

eng-troldurt og eng-ensian.

6.6

Arterne

Ser man på alle grupper af rødlistede arter for mose og eng, er de fleste arter

med kendt udvikling gået tilbage (162 arter), mens en mindre andel er stabile

(93 arter), og kun et fåtal vurderes i fremgang (10 arter). Især for invertebra-

terne (undtagen biller) og svampene er udviklingen vurderet ukendt for de

fleste rødlistede arter knyttet til økosystemet (100 arter) (Moeslund m.fl.

2019). Hvis man ser på indikatorarter for god naturtilstand blandt planterne,

er der et signifikant fald i antallet af følsomme arter i kildevæld og rigkær og

meget følsomme arter i aktiv højmose, mens der er stabil udvikling i de føl-

somme arter i de andre habitatnaturtyper. Der er tilbagegang i dækningen af

dværgbuske for tre ud af fire habitattyper, hvor dækningen er analyseret.

Dækningen af græsser er stabil i fem habitattyper, mens der er en signifikant

(og ugunstig) stigning i dækningen af græsser i klitlavning og tørvelavning

(7150) og et signifikant (og gunstigt) fald i aktiv højmose. Ud af 48 vurderinger

af 28 arter fra habitatdirektivets bilagslister vurderes 16 arter at have be-

stande, der er i fremgang, 3 stabile, 19 i tilbagegang og 10 ukendte (Fredshavn

m.fl. 2019a). Bestandsstørrelser for ynglefuglene viser tilbagegang for 22 arter,

stabil eller fluktuerende udvikling for 33 arter og fremgang for 6 arter, mens

7 er vurderet ukendt eller usikker (Fredshavn m.fl. 2019b).

Tabel 6.1.

Artsindikatorer for mose og eng. For hver indikator er vist opgørelsesmetoden og vidensgrundlaget (”Dd”: direkte

opgørelse på data; ”Di”: indirekte opgørelse på data; ”E”: ekspertvurdering). Udviklingstendenserne er vist ved antallet af arter

eller naturtyper, der i den undersøgte periode er i en positiv udvikling (”Frem”), stabil eller fluktuerende (”Stabil”), i en negativ

udvikling (”Tilbage”) eller ”Ukendt,” fordi udviklingen ikke er relevant at undersøge eller er ukendt eller usikker pga. mangelfulde

data. I kolonnen ”konklusion” er vurderet, om indikatoren overvejende er i tilbagegang (”T”), stabil (”S”), fremgang (”F”), eller om

det er ukendt, om tilbagegangen er bremset (”U”) (metoden er beskrevet i afsnit 2.4). Bemærk at habitatarter, der findes i begge

biogeografiske regioner, tæller med to gange (se Fredshavn m.fl. 2019a og Bilag D), samt at næsten alle habitatarter og yngle-

fugle også findes på rødlisten (se Moeslund m.fl. 2019 og Bilag B). For enkelte arter kan der være modsatrettede tendenser, alt

efter om data stammer fra Artikel 17 afrapporteringen eller fra rødlisten, da vurderingerne tager udgangspunkt i forskellige tids-

perioder og kriterier. I kolonnen ”Bevaringskriterier” er angivet, hvor langt indikatoren (uden hensyn til den aktuelle udviklings-

tendens) er fra en gunstig tilstand, hvor 100% viser, at alle undersøgte arealer med mose og eng vurderes at være egnede le-

vesteder i fht. den konkrete artsindikator, og ”U”, at kriterierne er ukendte. Mindst 90% af økosystemets samlede areal skal be-

stå bevaringskriterierne, for at indikatoren vurderes stabil eller i fremgang (se også afsnit 2.7). Sidste kolonne sammenfatter, om

tilbagegangen er bremset for den enkelte indikator, hvor rød signatur angiver, at målsætningen ikke er opfyldt, grøn signatur, at

målsætningen er opfyldt, og grå signatur, at målopfyldelsen er ukendt eller usikker. *Herunder seks arter med fluktuerende be-

stande, #Den maksimale andel af arealet med habitatnatur, der er i ”good condition” for den pågældende indikator for de en-

kelte naturtyper, som rapporteret til EU i henhold til habitatdirektivets Artikel 17 i 2019 (se også Nygaard m.fl. 2020). For indika-

toren ”græsser” er der kun beregnet bevaringskriterier for aktiv højmose, og målsætningen vurderes ukendt, da højmose kun

udgør en lille del af det samlede økosystemareal. For yderligere detaljer om analysemetoder og resultater af de databaserede

analyser henvises til Bilag A. For en detaljeret gennemgang af de vurderede arter henvises til Bilag B-D.

Udviklingstendenser

Konklusion

Indikator

Metode

Viden

Tilbage

Ukendt

Stabil

Frem

Opfyldelse

Bevaringskri-

Målsætning

Arter

Følsomme plantearter

Antal plantearter med en arts-

score på mindst 4 (2004-2015).

Meget følsomme plantearter

Antal plantearter med en arts-

score på mindst 6 (2004-2015).

Dværgbuske

Den procentvise dækning af

dværgbuske (2007-2015).

Græsser

Den procentvise dækning af

græsser (2007-2015).

Ynglefugle

Bestandsstørrelser for 68 yngle-

fuglearter (2007-2018).

Habitatarter

Bestandsstørrelser i 48 vurderin-

ger (28 bilagsarter) (2007-2018).

Planter (karplanter, mosser)

Svampe (laver, svampe)

Hvirveldyr (fugle, krybdyr, padder,

pattedyr)

Truede og næsten truede arter

33*

81% #

Biller (bladbiller, løbebiller, snudebil- på Den danske Rødliste 2019.

ler, vandkalve m.fl.)

Øvrige leddyr (bier, dagsommerfugle,

edderkopper, græshopper, guld-

smede, natsommerfugle, svirrefluer)

Akvatiske leddyr (vårfluer)

terier

6.7

Levestederne

For levestederne er der fundet en tilbagegang i arealet af eng og mose ud fra

Naturstyrelsens landsdækkende opdatering af den vejledende § 3-registre-

ring beregnet til 2,9 % for engene og 0,2 % for moserne i perioden 1995-2012

(Nygaard m.fl. 2016). Den systematiske luftfotokortlægning og feltbesigti-

gelse i opdateringsprojektet har ført til en markant forøgelse af det registre-

rede beskyttede areal (7,7 % for engene og 3,9 % for moserne), men ændrin-

gerne skyldes primært nyregistrering af oversete naturarealer og diverse tek-

niske tilpasninger og kan ikke ses som et udtryk for en reel udvikling i det

beskyttede naturareal (Nygaard m.fl. 2016). For de 11 habitatnaturtyper er

arealet vurderet at være stabilt for ni (16 vurderinger) og ukendt for to (fire

vurderinger). Udbredelsen af invasive plantearter er overvejende stabil, og på

stort set alle overvågningsstationer optager de invasive arter relativt lidt plads

fra de hjemmehørende arter (dvs. at bevaringskriterierne er opfyldt). Invasive

plantearter er dermed den eneste levestedsindikator, hvor målopfyldelsen er

vurderet positiv, dvs. hvor trenden er stabil eller i fremgang, og bevaringskri-

terierne er opfyldt. Det er uvist, i hvilket omfang dette kan tilskrives aktiv

bekæmpelse. Plantelisternes gennemsnitlige Ellenbergtal for næringstilgæn-

gelighed viser, at næringspåvirkningen er stabil, bortset fra klitlavning og rig-

kær, hvor artssammensætningen indikerer, at der er en stigende mængde næ-

ringsstoffer tilgængelig for planternes vækst. Kvælstofindholdet i løv er over-

vejende ukendt, men stigende i hængesæk, kildevæld og rigkær og stabil i

aktiv højmose. Jordbundens pH er definerende for plantesamfundene og kan

bruges til at påvise en forsuring. Udviklingen i pH er overvejende ukendt,

men stigende i hængesæk, hvilket indikerer en mindsket forsuring. Samlet set

peger indikatorerne på, at enge og moser er under stadig forringelse.

6.8

Processerne

Tilgroning af moser og enge er generelt stabil, indikeret ved en uændret dæk-

ning af vedplanter for seks habitatnaturtyper og uændret vegetationshøjde i

fire habitatnaturtyper. I rigkær er der dokumenteret en signifikant og ugun-

stig stigning i dækningen af høje vedplanter, mens der i aktiv højmose er do-

kumenteret et signifikant og gunstigt fald i dækningen af høje vedplanter

(Nygaard m.fl. 2019). Begge indikatorer er under bevaringskriteriet, hvilket

indikerer, at det nuværende forstyrrelsesregime, særligt i form af græsning,

er utilstrækkeligt til at opretholde de lysåbne levesteder på lang sigt. Dæknin-

gen af bar jord er overvejende ukendt eller i tilbagegang og peger dermed

også på mangel på naturlige forstyrrelser. Godt halvdelen af rigkærene og de

tidvis våde enge inden for habitatområderne og omkring en tredjedel af are-

alet uden for habitatområderne er græssede (Nygaard m.fl. 2019). Det er kun

en lille del af det samlede areal med mose og eng, som er græsset af husdyr i

dag, og ud af det areal, som plejes med landbrugsstøtte, har kun en lille del

fast lavt græsningstryk, der minder om et naturligt græsningsregime. Det be-

tyder, at vi må antage, at hovedparten af arealet med mose og eng i dag er

under tilgroning, fordi der kun er græsning fra vilde dyr, som findes i una-

turligt lave tætheder. Desuden må vi antage, at hovedparten af det areal, som

er under græsningspleje, udsættes for overgræsning eller maskinel pleje for

at sikre at det fremstår ensartet og tæt afgræsset 1. september. Vi vurderer, at

både tilgroning og hård græsning eller maskinklipning om sommeren er ska-

delig for biodiversiteten. Udviklingen i den hydrologiske tilstand i moser og

enge er ukendt, men udbredelsen af moser og enge med naturlig hydrologi

vurderes at være utilstrækkelig.

Tabel 6.2.

Levesteds- og procesindikatorer for mose og eng. For hver indikator er vist opgørelsesmetoden og vidensgrundlaget

(”Dd”: direkte opgørelse på data; ”Di”: indirekte opgørelse på data; ”E”: ekspertvurdering). Udviklingstendenserne er vist som

antallet af naturtyper eller arealandelen af de vurderede naturtyper, der i den undersøgte periode er i en positiv udvikling

(”Frem”), stabil eller fluktuerende (”Stabil”), i en negativ udvikling (”Tilbage”) eller ”Ukendt”, fordi udviklingen ikke er relevant at

undersøge eller er ukendt eller usikker pga. mangelfulde data. I kolonnen ”konklusion” er vurderet, om indikatoren overvejende

er i tilbagegang (”T”), stabil (”S”), fremgang (”F”), eller om det er ukendt, om tilbagegangen er bremset (”U”) (metoden er beskre-

vet i afsnit 2.4). I kolonnen ”Bevaringskriterier” er angivet, hvor langt indikatoren (uden hensyn til den aktuelle udviklingsten-

dens) er fra en gunstig tilstand, hvor 100% viser, at alle arealer med mose og eng har en gunstig tilstand i fht. den konkrete le-

vesteds- eller procesindikator,”U”, at kriterierne er ukendte, og ”<<” at datagrundlaget er mangelfuldt, men arealandelen i en

gunstig tilstand vurderes at være alt for lav. Mindst 90% af økosystemets samlede areal skal bestå bevaringskriterierne, for at

indikatoren vurderes stabil eller i fremgang (se også afsnit 2.7). Sidste kolonne sammenfatter, om tilbagegangen er bremset for

den enkelte indikator, hvor rød signatur angiver, at målsætningen ikke er opfyldt, grøn signatur, at målsætningen er opfyldt, og

grå signatur, at målopfyldelsen er ukendt eller usikker. *BevKrit kun beregnet for tørvelavning. #Den maksimale andel af arealet

med habitatnatur, der er i ”good condition” for de enkelte naturtyper, som rapporteret til EU i henhold til habitatdirektivets Artikel

17 i 2019 (se også Nygaard m.fl. 2020). For yderligere detaljer om analysemetoder og resultater af de databaserede analyser

henvises til Bilag A

Udviklingstendenser

Opfyldelse

Bevaringskri-

Levesteder

Moseareal

Arealet med § 3-beskyttet mose (1995-

2012).

Engareal

Arealet med § 3-beskyttet eng (1995-

2012).

Habitatnaturareal

Arealet med de 11 habitatnaturtyper (20

vurderinger) (2007-2018).

Invasive arter

Andel af 5 m cirkler med en eller flere in-

vasive arter (2004-2015).

Lav næringstilgængelighed

Gennemsnitlig Ellenbergtal for kvælstof

(2004-2015).

Lav næringstilgængelighed

Naturlig surhedsgrad

Processer

Naturlige forstyrrelser (græsning

mv)

Naturlige forstyrrelser (græsning

mv)

Naturlige forstyrrelser (tramp, ero-

sion mv)

Dækningen af bar jord i prøvefelter fra

NOVANAs naturtypeovervågning (2004-

2015).

Naturlig græsning

Eng

Naturlig græsning

Mose

Naturlig hydrologi

Plejegræs-støtte til fast lavt græsnings-

tryk. Det er ikke mulig at vurdere udvik-

lingen.

Plejegræs-støtte til fast lavt græsnings-

tryk. Det er ikke mulig at vurdere udvik-

lingen.

Det er ikke mulig at vurdere udviklingen.

1-4%

Dækning af høje vedplanter (2004-

2015).

Vegetationens højde (2004-2015).

78 %

88 %

Kvælstofindhold i løv (2004-2015).

Jordbunds-pH (2004-2015).

83 %

100%*

60 %

99 %

2,9 %

0,2 %

Målsætning

Konklusion

Indikator

Metode

Viden

Tilbage

Ukendt

Stabil

terier

Frem

6.9

Samlet vurdering

Målet om at stoppe tabet af biodiversitet i de danske moser og enge er ikke

opnået endnu. Således er både arealet og tilstanden af enge og moser overve-

jende i tilbagegang. Denne udvikling afspejles i tilbagegang for de rødlistede

arter og indikatorarter, som er typiske for enge og moser. Baseret på målin-

gerne i overvågningsprogrammet, historisk udvikling i moser og enge og

forskningsresultater kan tilbagegangen for biodiversiteten kobles til en fast-

holdelse af den dårlige tilstand, som er forårsaget af fortsat næringsbelast-

ning, afvanding, tilgroning og/eller forkert og for intensiv og ensartet pleje.

Den vedvarende dårlige tilstand fører til tab af levesteder for ynglefugle, in-

sekter og andre hvirvelløsedyr og nøjsomme planter og mosser. Ved længere

tids ophørt græsning vil enge og moser gro til i pilekrat, birkeskov eller elle-

sump på de grundvandspåvirkede arealer, og biodiversiteten knyttet til arts-

rige, næringsfattige, lysåbne moser og enge vil blive skygget bort.

Foto: Christian Kjær.

Sø

Liselotte S. Johansson, Peter Wiberg-Larsen og Martin Søndergaard

Ekstern faglig kommentering: Kaj Sand-Jensen, Biologisk Institut, Københavns Uni-

versitet.

Søer omfatter områder med stillestående vand eller områder, som kun meget

langsomt gennemstrømmes af vand. Disse områder kan enten være permanent

eller tidsvist vanddækkede og omfatter således alt fra små vandsamlinger og

vandhuller til vore største søer. Søerne kan være af forskellig oprindelse og type

i forhold til eksempelvis dybde, kalkholdighed, humusindhold og saltholdig-

hed. For de tidvist udtørrende vandsamlinger er der en glidende overgang til

naturtyper som mose og kær. For de hurtigt gennemstrømmede søer kan der

være tale om glidende overgang til vandløb, når disse stedvis bliver meget

brede og vandet mere eller mindre stillestående. For de saltvandspåvirkede

brakvandssøer kan der være glidende overgange til marine økosystemer.

7.1

Hvor findes søerne?

Søer af forskellige typer og størrelser findes over alt i Danmark. Det samlede

antal er usikkert, men i alt vurderes der at være omkring 175.000 søer eller

vandhuller større end 100 m

(Figur 7.1). Den nedre grænse ved de 100 m

mar-

kerer grænsen for, hvornår disse vandområder er omfattet af Naturbeskyttel-

seslovens bestemmelser. Dertil kommer formentlig ca. 50.000 tidvist vandfyldte

(temporære) vandhuller under denne størrelsesgrænse (Søndergaard m.fl.

2002). Størstedelen af de danske søer er små, kun omkring 4.500 er større end 1

hektar (10.000 m

), og kun 88 søer er større end 100 hektar. De mange småsøer

og vandhuller under 1 hektar ligger spredt ud over hele landet, men dog i større

antal i nogle områder som Nordsjælland og Fyn. De største søer (>100 hektar)

er koncentreret i Nord- og Midtsjælland samt i Midt- og Nordvestjylland.

De ﬂeste af nutidens større søer opstod, da isen trak sig tilbage for omkring

17.000 år siden og efterlod et kuperet morænelandskab med mange lavninger,

hvori søerne kunne dannes via nedbør, grundvand eller gennemstrømmende

overfladevand. Søerne var af meget forskellig størrelse, og mange mindre

søer og vandhuller er sidenhen forsvundet ved naturlig tilgroning.

Nye søer og vandhuller opstår imidlertid naturligt med tiden, fx i kraft af vand-

løbenes naturlige dynamik, hvor åslyngninger bliver afsnøret, eller hvor vind

ﬂytter sand på afblæsningsﬂader og blotlægger overfladenært grundvand.

Større søer kan opstå i forbindelse med landhævningen i de nordøstlige dele af

landet, hvor fjordarme bliver afskåret fra havet og omdannet til ferske søer. Et

eksempel er Arresø, som efter først at have været en dyb ferskvandssø efter is-

tiden, og sidenhen en brakvandsfjord, genopstod som Danmarks største fersk-

vandssø for 2.000-3.000 år siden (Klein 1989). Naturlige oversvømmelser i åda-

lene og store mængder nedbør vil til stadighed skabe et stort antal temporære

søer og vandhuller. En meget stor del af nutidens mange mindre søer og vand-

huller er dog kunstige, skabt via indvinding af mergel, ler, tørv, grus og sand,

eller som mølledamme ved opstemning af vandløb. Også enkelte større søer er

kunstige, eksempelvis den 540 hektar store Tange Sø i Midtjylland anlagt for

100 år siden ved opstemning af Gudenåen for at udnytte vandkraft. Kun om-

kring 1/3 af de danske småsøer og vandhuller skønnes at være dannet af na-

turlige processer (Søndergaard m.ﬂ. 2002). Mange af de større søer er i øvrigt

kulturpåvirkede via kunstigt ændret eller reguleret vandstand.

Figur 7.1.

Forekomsten af søer (herunder småsøer og vandhuller) af forskellig størrelse i Danmark. Data er fremkommet via

opgørelser fra GeoDanmark.dk og baserer sig på årlige overflyvninger i perioden marts-juni. Afgrænsningen af søer og deres

areal kan være påvirket af nedbørsforholdene omkring den periode, hvor flybillederne er taget, og derfor vil der være en betyde-

lig usikkerhed forbundet med registreringen, især for de mindre søer. Til manuel validering af flyfotos gennemgås hvert år én

region, dvs. i løbet af fem år er hele Danmark valideret. Der kan derfor være ændringer inden for de seneste fem år, som figu-

ren ikke tager højde for.

Alle søer har en række fælles træk, men ofte knytter der sig en speciel ﬂora og

fauna til de forskellige typer af søer (Mathiesen 1969). Dette gælder for vand-

planterne, hvis forekomst, pga. forskelle i tolerance over for surhedsgrad (pH)

og behov for bikarbonat som kulstofkilde, varierer med søernes kalkholdig-

hed (Iversen 1929, Vestergaard & Sand-Jensen 2000). Størsteparten af de dan-

ske søer er kalkrige, mens omkring 10 % er kalkfattige (Søndergaard m.ﬂ.

2003). I de kalk- og næringsstoffattige søer, som især ﬁndes på sandede jorder

i Midt- og Vestjylland, er grundskudsplanter som lobelie, strandbo og brasen-

føde karaktérarter. De ﬂeste danske søer er lavvandede; halvdelen af de dan-

ske søer større end 5 hektar har en middeldybde under 1,3 m og en maksi-

mumsdybde under 2,2 m (Søndergaard m.fl. 2018a). Kun et mindretal af de

danske søer er dybe nok til at udvikle en stabil temperaturlagdeling om som-

meren, hvor bundvandet er koldt, mens overfladevandet er varmt. Visse

plante- og dyrearter er tilpasset livet i de dybe søer med permanent koldt

bundvand og relativt lave iltkoncentrationer om sommeren. Men enkelte arter

kræver også iltrigt bundvand. Dybe søer ﬁndes i de ﬂeste egne af landet, hvor

Furesøen i Nordsjælland er den dybeste med en maksimumsdybde på 38 m.

I skov- og hedeområder ﬁndes ofte søer, som på grund af et højt indhold af

humusstoffer er brunvandede og ofte ret sure. Ligeledes er mange af de min-

dre søer generelt mere eller mindre brunvandede på grund af en relativt stor

kontakt til det omgivende land. Langs alle kystområder ﬁndes saltvandspå-

virkede søer (brakvandssøer), men søtypen er især hyppig langs Jyllands

vestkyst og den vestlige del af Limfjordsområdet. I brakvandssøerne vil der i

forskellig grad kunne trives organismer fra både det ferske og det marine

miljø (Jeppesen m.ﬂ. 2002).

7.2

Naturen i søer

I alt forekommer omkring 140 arter af egentlige vand- og sumpplanter (blom-

sterplanter eller karsporeplanter), ca. 30 naturligt forekommende ﬁskearter,

ca. 50 ynglende fuglearter, 14 paddearter samt enkelte pattedyr (vandspids-

mus, dam- og vandﬂagermus, mosegris, odder og bæver) i tilknytning til søer

og damme (se fx Sand-Jensen 2001). Hertil kommer ca. 1.300 arter af bundle-

vende hvirvelløse dyr som ferskvandsvampe, ﬁmreorme, børsteorme, igler,

bløddyr, krebsdyr, insekter, spindlere og mosdyr. Alene blandt insekterne er

op imod 1.000 arter knyttet til søer og vandhuller. De mest artsrige insekt-

grupper er guldsmede, tæger, vårﬂuer samt ikke mindst biller og tovinger

(myg og ﬂuer). Endelig ﬁndes der hundreder af arter af plante- og dyreplank-

ton, hvis forekomst og udbredelse i høj grad bestemmes af søernes kemi, tem-

peratur og biologiske forhold, herunder ikke mindst tilgængeligheden af næ-

ringsstoﬀer (se neden for). Samlet set er artsrigdommen væsentlig større i søer

og vandhuller end i vandløb.

Søers biodiversitet påvirkes af kontakten til andre vandområder. Således vil

isolerede søer beliggende langt væk fra andre vandområder generelt have en

mindre artsrigdom end søer, der har kontakt til andre vandområder. Dette er

fx påvist i forhold til antallet af plantearter i og ved småsøer (Møller & Rør-

dam 1985, Linton & Goulder 2003). Nogle padders sprednings- og overlevel-

sesmuligheder er ligeledes betinget af en relativ stor tæthed af vandhuller

(Marsh & Trenham 2001, Smith & Green 2005).

7.3

Påvirkninger af søers biodiversitet

Selvom søer er ret velafgrænsede økosystemer, der ligger som “øer” i land-

skabet, er deres natur og biodiversitet i høj grad afhængig og påvirket af det

omgivende opland. Er oplandet stort, er der typisk også en stor vandtilførsel

og udskiftning af søens vandmasse. Fra oplandet tilføres de vigtige nærings-

stoﬀer fosfor og kvælstof, som har stor betydning for søernes biologiske struk-

tur, funktion og artsrigdom. Påvirkes de naturlige processer i oplandet fx gen-

nem landbrugsdrift eller bysamfund, kan tilførslen af næringsstoﬀer øges i en

grad, så det får afgørende betydning for søens tilstand. Nogle søer har et me-

get lille opland og er typisk født af grundvand. Her er indﬂydelsen fra oplan-

det mindre, og det er blandt disse, vi ﬁnder søer med naturligt lavt indhold

af næringsstoﬀer og med klart vand.

Øget næringsstoﬁndhold fører til øget produktion af planktonalger og der-

med mere uklart vand, fulgt af en række ændringer i samspillet mellem de

forskellige planter og dyr. Mest markant er ændringen fra klarvandede og

næringsfattige søer, hvor produktionen af nyt organisk stof primært sker via

de egentlige vandplanter, som vokser på bunden, til uklare og næringsrige

søer, hvor produktionen især finder sted via de frie vandmassers planteplank-

ton. Det uklare vand fører bl.a. via bortskygning til færre undervandsplanter

samt et skift i artssammensætningen af disse, hvilket indvirker negativt på en

række smådyr og ﬁsk knyttet til vegetationen samt mængden af plante-

ædende fugle (fx Wiberg-Larsen m.ﬂ. 2009a). I de meget næringsrige og

uklare søer vil undervandsplanter være helt fraværende. Den øgede nærings-

stoftilførsel er gennem tiden ikke mindst gået ud over grundskudsplanterne

(bl.a. lobelie, strandbo, brasenføde og pilledrager), som er en særlig følsom

gruppe vandplanter knyttet til klarvandede, kalkfattige, men ikke sure søer

og vandhuller. Disse arters udbredelse er indskrænket markant inden for de

seneste 100 år (Sand-Jensen m.ﬂ. 2000, Andersen m.ﬂ. 2005). Højt næringsstof-

indhold fører i nogle søer til opblomstring af giftige blågrønalger om somme-

ren. Tilsvarende sker der ændringer og forskydninger i dominansen af en

række af de øvrige organismegrupper ved øget næringsstofindhold (Jeppesen

m.ﬂ. 2005), som generelt reducerer den samlede biodiversitet.

Vandblomst dannet af blågrønal-

ger i en næringsrig sø.

Den tiltagende næringsstofberigelse har uden tvivl ført til en tilbagegang for

flere arter af hvirvelløse smådyr (makroinvertebrater), ikke mindst arter, som

er knyttet til undervandsvegetation. I de mindre søer og vandhuller er grupper

som guldsmede, vandtæger og biller ret dominerende med et stort antal arter.

Fx udgør biller samlet omkring 25% af den samlede artsrigdom af større hvir-

velløse dyr. Flere arter har haft en markant tilbagegang. Ferejer, damrokker og

muslingeskalkrebs er nært knyttet til udtørrende vandhuller, ofte sådanne som

ligger lysåbent i ådale, hvor de er afhængige af det hydrologiske samspil med

vandløbene (Brtek & Thiery 1995), eller i udrænede lavninger i kuperede græs-

ningslandskaber. Selvom de kun omfatter få arter, repræsenterer de disse leve-

steders mest følsomme arter, og de har været i kraftig tilbagegang (Damgaard

& Olsen 1998).

De ﬂeste padder yngler i lysåbne småsøer og vandhuller med god vandkvali-

tet, tilstedeværelse af vandplanter og fravær af ﬁsk. En enkelt art, strandtud-

sen, foretrækker temporære vandhuller. Uden for ynglesæsonen opholder

padderne sig på land, hvor de kræver egnede skjul, tilstrækkeligt med føde

og overvintringspladser. Intensivt opdyrkede arealer omkring søerne er der-

for stærkt ugunstige som levesteder for padderne. På grund af en nedgang i

antallet af egnede levesteder har næsten samtlige 14 danske arter haft betyde-

lig tilbagegang gennem de seneste 100 år (Fog 2004).

Øget tilførsel af næringsstoﬀer fremmer også den naturlige tilgroningsproces,

hvor søerne gennem tiden bliver mere og mere lavvandede for til sidst at ud-

vikle sig til andre naturtyper som moser eller enge. Tilgroningen skyldes, at

der til stadighed tilføres både organisk og uorganisk materiale udefra via

vandløb og fx nedfald af døde blade, men ved højt næringsstofindhold især

indefra via søernes egen produktion af organisk stof, hvoraf en del vil bund-

fældes og aﬂejres på søbunden.

7.4

I et internationalt perspektiv

Der findes mange søer og vandhuller i Danmark, men på en større geografisk

skala er danske søer ikke enestående, hverken i udstrækning eller artsrigdom.

Således adskiller de danske søers plante- og dyreliv sig biodiversitetsmæssigt

ikke væsentligt fra det, som ﬁndes i dele af vores nabolande, ligesom de heller

ikke huser arter, som kun ﬁndes i Danmark. Mange af brakvandssøerne langs

vestkysten og de tilknyttede vådområder udgør dog internationalt vigtige

yngle- og fourageringsområder for trækfugle.

I forhold til EU’s naturtyper jf. habitatdirektivet er der defineret fem typer af

søer: 1)

Kalk- og næringsfattige søer og vandhuller

(3110), ofte blot benævnt lobe-

lisøer på grund af den karakteristiske grundskudsplante lobelie, der kan helt

kan dække de brednære områder, 2)

Ret næringsfattige søer og vandhuller med

små amfibiske planter ved bredden

(3130), 3)

Kalkrige søer og vandhuller med krans-

nålalger

(3140), 4)

Næringsrige søer og vandhuller med flydeplanter eller store vand-

aks

(3150), og 5)

Brunvandede søer og vandhuller

(3160).

Tæt bevoksning af blomstrende

lobelie langs bredden af en næ-

ringsfattig sø.

7.5

Status og historisk udvikling

Søer og vandhuller var, før opdyrkningen og intensiveringen af landbrugs-

driften rigtig tog fart, langt mere udbredte i Danmark (Hansen 2008). Under-

søgelser, som dokumenterer søernes antalsmæssige tilbagegang over en læn-

gere tidshorisont, er dog kun foretaget lokalt. Et eksempel er Skriver og Skri-

ver (1981), som gennemgik udviklingen af en række søer og vandhuller af

forskellig størrelse i Aarhus Kommune siden begyndelsen af 1900-tallet. De

registrerede et fald i antallet af både større og mindre søer, svarende til en

reduktion på 57-72 % frem til 1980. De temporære vandhuller, som har været

særligt udsatte for bortdræning og opfyldning i forbindelse med landbrugs-

drift, må formodes at have haft en tilsvarende eller større tilbagegang.

I de seneste årtier er udviklingen vendt, og et ukendt antal mindre småsøer

og vandhuller er blevet etableret. Også mange større søer er blevet etableret

eller genetableret (Sand-Jensen m.fl. 2017). Blandt nyere store søer er Filsø

(900 hektar) i Vestjylland, Bølling Sø (300 hektar) i Midtjylland, Årslev Engsø

og Egå Engsø (begge omkring 100 hektar) ved Aarhus og Vilsted Sø (450 hek-

tar) i Nordjylland. På Nordsjælland er der planer om at genoprette den mere

end 300 hektar store Søborg Sø. Mange nye søer er også opstået i forbindelse

med råstofgravning. Disse har typisk en størrelse på 1-10 hektar og har gene-

relt en god vandkvalitet, som muliggør en høj biodiversitet (Søndergaard

m.fl.2017a, b; Grøn 2019).

Tidligere område med råstofgrav-

ning ved Hedeland på Sjælland,

som har ført til dannelsen af en

ny sø.

7.6

Trusler mod biodiversiteten i søer

Den mest aktuelle trussel mod søernes biodiversitet og de bagvedliggende

processer har i de seneste mange årtier været og er stadig en overskydende

og unaturlig høj tilførsel af næringsstoﬀer (fosfor og kvælstof). Denne tilførsel

sker især fra landbrugsdrift, spredt bebyggelse og byer. Den forøgede næ-

ringsstoftilførsel medfører dominans af næringsstofkrævende arter og gene-

relt mindsket biodiversitet.

Næringsstofindholdet i de danske søer er i de seneste årtier generelt reduceret

- primært som følge af forbedret spildevandsrensning og mindsket nærings-

stoftilførsel (Sandby-Hansen & Søndergaard 2019, Johansson m.fl. 2019).

Dette har ført til forbedringer i deres tilstand og også forbedrede levevilkår

for en række organismer, eksempelvis undervandsplanterne (Johansson m.fl.

2019). På trods af den reducerede næringsstoftilførsel er de fleste danske søer

imidlertid stadigvæk meget næringsrige, og mere end hvad der er naturbe-

tinget, hvilket påvirker den biologiske mangfoldighed negativt. Dertil kom-

mer, at der kan være en række forsinkende mekanismer, som gør at søernes

tilstand ikke umiddelbart forbedres så meget som forventet efter reduceret

næringsstoftilførsel. Dette kan primært skyldes en fiskebestand domineret af

fredfisk, hvilket pga. øget prædationstryk på dyreplankton bevirker forøget

algemængde, en intern fosforfrigivelse fra en ophobet pulje på bunden af søen

eller reducerede vækst- og levemuligheder for undervandsplanter og andre

organismer, fordi der på grund af eutrofieringen er dannet et meget løst og

organisk rigt sediment.

En anden trussel er de forventede fremtidige klimaforandringer. Disse kan

være med til at skubbe udviklingen i den forkerte retning, fordi de forventes

at føre til mere næringsrige forhold, bl.a. fordi udvaskningen af nærings-

stoﬀer vil øges. Et ændret klima med højere temperaturer kan desuden for-

skyde artssammensætningen i søerne og eksempelvis føre til større dominans

af karpeﬁsk, fordi højere temperatur giver disse arter bedre yngle- og overle-

velsesmuligheder (Gutierrez m.fl. 2016). Det vil forringe levevilkårene for an-

dre arter.

Invasive arter registreres også i søerne, blandt andet i kraft af øget temperatur,

som øger deres udbredelsesgrænse i nordlig retning, evt. hjulpet på vej som

følge af spredning via mennesker. Nogle invasive arter kan have meget mar-

kante effekter på søernes tilstand. Et illustrativt eksempel er vandremuslin-

gens spredning i Gudenå-systemets søer de sidste ca. 15 år. En kraftig udvik-

ling har her ført til væsentligt forbedrede lysforhold i både søerne og i Gu-

denåen, hvilket blandt andet har medført en meget betydelig forøgelse i fore-

komsten af undervandsplanter. Dette er som udgangspunkt positivt. Det er

imidlertid ukendt, i hvilket omfang vandremuslingen også har påvirket den

naturlige bestand af bunddyr og andre arter negativt.

Menneskers aktiviteter kan også direkte påvirke tilstanden i søer. Udsætning

og opfodring af gråænder samt udsætning af ﬁsk og krebs har betydelig ne-

gativ eﬀekt i især mindre søer og vandhuller, bl.a. ved at øge næringsstofbe-

lastningen med de allerede beskrevne biologiske effekter. Udsætning af fisk

kan forringe eller endda udelukke forekomst af fx guldsmede, store vandbil-

ler, og ikke mindst padder. I nogle søer kan der også være tale om udsætning

af ikke hjemmehørende arter – fx signalkrebs, men omfanget af arterne og ef-

fekter på den hjemmehørende naturlige fauna og flora er dårligt kendt. Der

kan også være en påvirkning fra pesticider, som må formodes især at være

relevant i landbrugsnære vandhuller og søer. Især de anvendte insekticider

vides at have negativ effekt på krebsdyr og insekter i selv meget små koncen-

trationer, men graden af den faktiske påvirkning og effekt på biodiversiteten

er relativt dårligt undersøgt her i landet. Fjernelse, opfyldning og/eller bort-

dræning af søer er formentlig kun undtagelsesvist et problem i dag.

7.7

Arterne

Registreringen af arter som indikatorer for biodiversiteten i søer giver et noget

broget billede (Tabel 7.1). Det vurderes, med baggrund i overvågning jfr. EU’s

fuglebeskyttelsesdirektiv, at der blandt de 38 arter af ynglefugle med kendt

tilstand er fremgang for seks arter og tilbagegang for 15 arter, mens der blandt

arterne, som overvåges jfr. EU’s habitatdirektiv (habitatarterne), er en frem-

gang for 12 arter og en tilbagegang for 11 arter. Eksempler på habitatarter,

som vurderes at være i fremgang, er odder (i kontinental region), bæver og

nordflagermus (i atlantisk region), mens eksempler på tilbagegang er ilder og

spidssnudet frø (i atlantisk region). Blandt arterne fra Den danske Rødliste

2019 er der for hvirveldyrene vurderet en fremgang for 11 arter, mens 19 arter

er i tilbagegang, og 13 arter vurderes at være i stabil tilstand. Blandt planterne

fra rødlisten ser udviklingen generelt mere negativ ud, idet kun én art vurde-

res i fremgang, mens der vurderes at være en tilbagegang for 35 arter og otte

arter i stabil tilstand. For alle grupper af indikatorer er der en betydelig andel

med ukendt udviklingstendens.

På baggrund af rødlisten vurderes forekomsten af grundskudsplanter og

vandaksarter stadigvæk at være i tilbagegang. Eksempelvis synes strandbo

fortsat at være i tilbagegang, hvor den stort set er forsvundet fra det østlige

Danmark, men også at være under pres i mindre søer og vandhuller i Jylland.

Flere af de næringsstoffølsomme arter er nu så sjældne, at deres mulighed for

at spredes til nye lokaliteter i takt med, at disse bliver egnede levesteder, er

begrænset. Dette er illustreret tydeligt for Furesø, hvor antallet af under-

vandsplanter nok er steget efter forbedring af vandkvaliteten, men hvor nogle

af de oprindelige arter knyttet til næringsfattige forhold endnu er ikke vendt

tilbage (Sand-Jensen m.ﬂ. 2008). Blandt karplanter vurderes 35 ud af 48 rødli-

stede arter at være i tilbagegang. Blandt biller vurderes der at være tilbage-

gang for 9 ud af 24 rødlistede arter. Dette omfatter otte arter af gruppen

vand-

kalve, vandtrædere, vandgravere, hvirvlere og klobiller.

På baggrund af ekspert-

vurderinger af udviklingstendenser for rødlistede arter vurderes seks ud af

10 paddearter at være i tilbagegang. Dette omfatter blandt andet strandtudse,

latterfrø, spidssnudet frø og butsnudet frø, uden at årsagerne hertil dog er

afklarede. Kun én art, klokkefrø, vurderes at være i fremgang i rødlisten (dog

vurderet i fremgang i kontinental region i Fredshavn m.fl. 2019a), formentlig

som følge af nygravning og pleje af vandhuller (https://mst.dk/natur-

vand/natur/artsleksikon/padder/klokkefroe/). En række ynglefugle vurde-

res at være i tilbagegang, men der er dog også positive historier, blandt andet

havørn, hvis udbredelse er konstant øget siden dens genindvandring i

1990’erne (Havørn (https://novana.au.dk/fugle/fugle-2018-2019/yngle-

fugle/ynglefuglearter/havoern/)).

7.8

Levestederne

På trods af en tilbagegang historisk set er Danmark stadigvæk rig på søer og

vandhuller. Som omtalt i afsnit 7.5 er der de seneste årtier desuden blevet

etableret en række større og mindre søer, og eftersom flere er kommet til, end

der er gået tabt, er det samlede antal søer øget.

Det betyder generelt flere levesteder for planter og dyr, der er knyttet til søer.

Et eksempel blandt de større søer er den gendannede Filsø (dannet i 2012, 915

hektar), hvor der i løbet af kort tid har indfundet sig en meget artsrig vegeta-

tion, herunder også sjældent forekommende arter (Kragh m.fl. 2016).

Den vejledende registrering af de § 3-beskyttede arealer jf. Naturbeskyttelses-

loven peger i overensstemmelse hermed på, at det samlede søareal er øget

jævnt de senere år. Det samlede areal er således øget fra 56.740 hektar i 1996

til 70.780 hektar i dag (Miljøstyrelsen 2020). Dette svarer til en forøgelse på

25% i den vejledende § 3-registrering og betyder, at det samlede søareal i dag

udgør til 1,6 % af Danmarks samlede areal. Forøgelsen i de opgjorte søarealer

på baggrund af Naturbeskyttelsesloven skal dog tages med forbehold, idet

opgørelserne gennem tiderne ikke er helt sammenlignelige. Således har

blandt andet mange vandhuller fx været overset i tidligere opgørelser. I Ny-

gaard m.fl. (2016) blev det vurderet, at den reelle forøgelse i perioden 1995-

2014 for søer og vandhuller var 4,1%, mens forøgelsen jf. den vejledende regi-

strering i perioden 1996-2015 var på 22%.

Tabel 7.1.

Artsindikatorer for søer. For hver indikator er vist opgørelsesmetoden og vidensgrundlaget (”Dd”: direkte opgørelse

på data; ”Di”: indirekte opgørelse på data; ”E”: ekspertvurdering). Udviklingstendenserne er vist ved antallet af arter eller natur-

typer, der i den undersøgte periode er i en positiv udvikling (”Frem”), stabil eller fluktuerende (”Stabil”), i en negativ udvikling

(”Tilbage”) eller ”Ukendt,” fordi udviklingen ikke er relevant at undersøge eller er ukendt eller usikker pga. mangelfulde data. I

kolonnen ”konklusion” er det vurderet, om indikatoren overvejende er i tilbagegang (”T”), stabil (”S”), fremgang (”F”), eller om det

er ukendt om tilbagegangen er bremset (”U”) (metoden er beskrevet i afsnit 2.4). Bemærk, at habitatarter, der findes i begge

biogeografiske regioner, tæller med to gange (se Fredshavn m.fl. 2019a og Bilag D), samt at næsten alle habitatarter og yngle-

fugle også findes på rødlisten (se Moeslund m.fl. 2019 og Bilag B). For enkelte arter kan der være modsatrettede tendenser, alt

efter om data stammer fra Artikel 17 afrapporteringen eller fra rødlisten, da vurderingerne tager udgangspunkt i forskellige tids-

perioder og kriterier. I kolonnen ”Bevaringskriterier” er angivet, hvor langt indikatoren (uden hensyn til den aktuelle udviklings-

tendens) er fra en gunstig tilstand, hvor 100% viser, at alle undersøgte søer vurderes at være egnede levesteder i fht. den kon-

krete artsindikator, og ”U”, at kriterierne er ukendte. Mindst 90% af økosystemets samlede areal skal bestå bevaringskriterierne,

for at indikatoren vurderes stabil eller i fremgang. Sidste kolonne sammenfatter, om tilbagegangen er bremset for den enkelte

indikator, hvor rød signatur angiver, at målsætningen ikke er opfyldt, grøn signatur, at målsætningen er opfyldt, og grå signatur,

at målopfyldelsen er ukendt eller usikker. *Herunder tre arter med fluktuerende bestande. For yderligere detaljer om analyseme-

toder og resultater af de databaserede analyser henvises til Bilag A. For en detaljeret gennemgang af de vurderede arter henvi-

ses til Bilag B-D.

Udviklingstendenser

Opfyldelse

Bevaringskri-

Arter

Ynglefugle

Bestandsstørrelser for 38 yngle- Dd

fuglearter (2007-2018) jf. fugle-

beskyttelsesdirektivet

Habitatarter

Bestandsstørrelser i 48 vurderin- Dd

ger (31 bilagsarter) (2007-2018)

jf. habitatdirektivet

Planter (karplanter, mosser)

Svampe (svampe)

Hvirveldyr (fisk, fugle, krybdyr, pad-

der, pattedyr)

Biller (bladbiller, løbebiller, snude-

biller, vandkalve m.fl.)

Øvrige leddyr (guldsmede, svirre-

fluer)

Akvatiske leddyr (døgnfluer, gælle-

fødder, vandtæger, vårfluer, pung-

rejer og tanglopper)

Truede og næsten truede arter

på Den danske Rødliste 2019.

12*

Målsætning

Konklusion

Indikator

Metode

Viden

Tilbage

Ukendt

Stabil

terier

Frem

I forbindelse med habitatdirektivets Artikel 17-rapportering er de fem habi-

tatnaturtyper, som er knyttet til søer (se afsnit 7.4 og Bilag E), estimeret til

sammenlagt at dække et areal på godt 500 km

eller 50.000 ha (Fredshavn

m.fl., 2019a), svarende til ca. 71 % af det samlede søareal nævnt ovenfor. For-

skellen på de to opgørelser kan begrundes med forskelle i metoderne til kort-

lægning og forskelle i definitionerne på ”beskyttet natur” i henholdsvis Na-

turbeskyttelsesloven og habitatdirektivet.

I forhold til habitatdirektivets retningslinjer blev søernes bevaringsstatus i

den atlantiske region i 2019 vurderet moderat ugunstig for lobeliesø (3110) og

stærkt ugunstig for søbred med småurter (3130), kransnålalgesø (3140), næ-

ringsrig sø (3150) og brunvandet sø (3160). I den kontinentale region blev sta-

tus vurderet som moderat ugunstig for lobeliesø (3110), kransnålalgesø

(3140), næringsrig sø (3150) og brunvandet sø (3160) samt stærkt ugunstig for

søbred med småurter (3130) (Fredshavn m.fl. 2019a). De primære årsager til

den generelt ugunstige tilstand for habitatdirektivets sønaturtyper angives at

være eutrofiering og dræning. Trenden i arealet af de fem habitattyper blev

ved opgørelsen registreret som usikker, da sammenligningsgrundlaget til tid-

ligere Artikel 17 afrapporteringer var utilstrækkeligt. Trends for udviklingen

i levesteder for organismer i søer er summeret i Tabel 7.2.

Ud over arealet af levestederne, vurderes invasive arter også at kunne have

kvalitativ betydning for levestederne. For søerne er især vandremuslingen re-

levant. Det er observeret, at udbredelsen af dennes forekomst er tiltaget i en

del danske søer i løbet af de senere år. Indvandringen har generelt haft tyde-

lige effekter på klarheden i de søer, hvor den er observeret i stort antal. Der er

ikke foretaget nogen kvantitativ opgørelse af vandremuslingens udbredelse

og forekomst, og der er heller ikke foretaget systematiske undersøgelser af

effekterne af indvandringen.

Tabel 7.2.

Levesteds- og procesindikatorer for sø. For hver indikator er vist opgørelsesmetoden og vidensgrundlaget (”Dd”: di-

rekte opgørelse på data; ”Di”: indirekte opgørelse på data; ”E”: ekspertvurdering). Udviklingstendenserne er vist som antallet af

naturtyper eller arealandelen af de vurderede naturtyper, der i den undersøgte periode er i en positiv udvikling (”Frem”), stabil

eller fluktuerende (”Stabil”), i en negativ udvikling (”Tilbage”) eller ”Ukendt”, fordi udviklingen ikke er relevant at undersøge eller

er ukendt eller usikker pga. mangelfulde data. I kolonnen ”konklusion” er vurderet, om indikatoren overvejende er i tilbagegang

(”T”), stabil (”S”), fremgang (”F”), eller om det er ukendt, om tilbagegangen er bremset (”U”) (metoden er beskrevet i afsnit 2.4). I

kolonnen ”Bevaringskriterier” er angivet, hvor langt indikatoren (uden hensyn til den aktuelle udviklingstendens) er fra en gunstig

tilstand, hvor 100% viser, at alle søarealer har en gunstig tilstand i fht. den konkrete levesteds- eller procesindikator, ”U”, at kri-

terierne er ukendte, og ”<<”, at datagrundlaget er mangelfuldt, men arealandelen i en gunstig tilstand vurderes at være alt for

lav. Mindst 90% af økosystemets samlede areal skal bestå bevaringskriterierne, for at indikatoren vurderes stabil eller i frem-

gang (se også afsnit 2.7). Sidste kolonne sammenfatter, om tilbagegangen er bremset for den enkelte indikator, hvor rød signa-

tur angiver, at målsætningen ikke er opfyldt, grøn signatur, at målsætningen er opfyldt, og grå signatur, at målopfyldelsen er

ukendt eller usikker. Den anvendte opgørelsesmetode for næringsstofniveau baserer sig på data opnået i NOVANA. For yderli-

gere detaljer om analysemetoder og resultater af de databaserede analyser henvises til Bilag A.

Udviklingstendenser

Opfyldelse

Bevaringskrite-

Indikator

Metode

Viden

Konklusion

Tilbage

Ukendt

Levesteder

Søareal

Arealer med § 3-beskyttet sø

(1995-2014).

Habitatnaturareal

Areal med de fem sø-habitatna-

turtyper (10 vurderinger) (2013-

2019)

Invasive arter (vandremusling)

Ingen systematisk dataindsam-

ling

Processer

Næringsstofniveau

Prøvetagning og analyser i for-

bindelse med NOVANA overvåg-

ningen (2008-2019)

Hydrologisk dynamik

Ingen systematisk dataindsam-

ling.

4,1%

Målsætning

Stabil

Frem

rier

7.9

Processerne

Den vigtigste indikator for de naturlige processer i søer er deres næringsstof-

dynamik, herunder søernes samlede næringsstoftilførsel. Også søernes hy-

drologiske dynamik spiller en rolle. Denne indikator er imidlertid vanskelig

at anvende i praksis, da indsamlingen af data, som beskriver de hydrauliske

forhold, er meget begrænset. Naturlige vandstandsændringer kan fore-

komme, men disse er formentlig i betydelig, men ukendt grad blevet reguleret

lang tid tilbage, især i forbindelse med landbrugsdrift. Gennem de sidste år-

tier vurderes der ikke at være sket væsentlige ændringer i de hydrologiske

forhold.

Hvad angår næringsstoftilførsel, så er der en klar sammenhæng mellem næ-

ringsstofniveau og biodiversitet for en række organismegrupper. Forsimplet

kan næringsstofdynamikken beskrives ved indholdet af kvælstof og fosfor i

vandfasen: Et lavt indhold tyder således på naturlig dynamik, et højt på en

menneskeskabt og påvirket dynamik, men der er store naturlige variationer

især betinget af jordbundsforhold og vandtilførsel. Historisk set har udviklin-

gen i næringsstofniveauet i danske søer været stigende det seneste århund-

rede i takt med intensiveringen af landbruget og udledning fra punktkilder

via især byers spildevand (Sandby-Hansen og Søndergaard, 2019). Udviklin-

gen i søernes næringsstofindhold er fulgt systematisk i overvågningspro-

grammet NOVANA siden 1989. Heraf fremgår det, at næringsstofniveauet i

mange af de mest belastede søer faldt i de første 10-15 år af overvågningspe-

rioden, mens niveauet i de seneste 10 år, overordnet set, har været stabilt. Der

er dog en vis variation mellem søerne.

Ud over den tilførsel, der kan tilskrives landbruget og andre menneskelige

aktiviteter, kan en mere naturlig næringsstoftilførsel have betydning for nogle

søer. En del af den naturlige næringsstofdynamik skyldes fx ænder, gæs og

skarvers tilførsel af gødning. Disse vil eksempelvis netto tilføre nærings-

stoﬀer, hvis de søger deres føde uden for en sø, og derefter gøder søen via

deres aﬀøring. Antallet af disse fuglearter kan i en vis grad været påvirket af

mennesker, eksempelvis udsætning af gråænder, eller dyrkningen af vinter-

afgrøder, som forbedrer fødegrundlaget for gæs.

7.10 Samlet vurdering

Målet om at stoppe tabet af biodiversitet i de danske søer er ikke opnået

endnu. Udviklingen i de danske søers og vandhullers biodiversitet afhænger

dog af hvilken tidsperiode, der betragtes. Set over et langt tidsperspektiv på

100 år eller mere har der været en markant negativ udvikling, både hvad an-

går arter, levesteder og processer. Ser man derimod på de seneste årtier, vari-

erer billedet mere fra indikator til indikator og også i forhold til søtype. Det

er i samme periode, at der ligeledes har været en betydelig mindsket nærings-

stoftilførsel til mange – ikke mindst større søer – hvilket, ud over forbedring i

den almene økologiske kvalitet, generelt også har haft positive effekter på bio-

diversiteten. Denne udvikling kan eksemplificeres med undervandsplan-

terne, hvor det gennemsnitlige artsantal over en 20 års periode fra 1990 til

2010 havde en fremgang på 13%, men dog primært via almindeligt forekom-

mende arter, som foretrækker næringsrige forhold (Baastrup-Spohr m.fl.

2017). Samtidig har udviklingen i antallet og arealet af søer og vandhuller væ-

ret stigende, fordi der stadig anlægges nye søer og vandhuller, mens der for-

modentlig kun i mindre grad forsvinder vandhuller. Det betyder flere leve-

steder. I den seneste periode er der, som vist i Tabel 7.1, både arter og grupper

af arter, som vurderes at have været i fremgang, og nogle, som har været i

tilbagegang. Ud af de 13 indikatorer, der er vist i tabellerne i dette kapitel, er

én i fremgang, tre i tilbagegang, mens trenden for de resterende er ukendt.

Foto: Colourbox.

Vandløb

Annette Baattrup-Pedersen & Trine Just Johnsen

Ekstern faglig kommentering: Kaj Sand-Jensen, Biologisk Institut, Københavns Uni-

versitet.

Vandløb er naturlige økosystemer med en ensrettet transport af vand, både

overfladevand og grundvand. Overfladevand er den del af nedbøren, der ikke

når at fordampe eller sive ned igennem jorden, men i stedet løber på jordover-

fladen og ned i vandløbene, mens grundvand er den del af nedbøren, der si-

ver ned i jorden og lagres. Ved lavtliggende jorde kan grundvandet nå jord-

overfladen og sive ud i åer, søer og vådområder.

Vandløb er dynamiske økosystemer med tæt fysisk, kemisk og biologisk kon-

takt til de tilstødende økosystemer, og derfor er det heller ikke overraskende,

at de gensidigt påvirker hinanden. Vandløbene vil naturligt arbejde sig gen-

nem landskabet i slyngninger, kaldet meanderbuer, idet strømmen i naturlige

vandløb får lov at erodere brinker i ydersiden af svingene og deponere sedi-

ment på indersiden. Meanderbuerne vil langsomt blive større, og efter årtier

eller århundreder vil disse blive afsnøret fra selve vandløbet og skabe små-

søer, damme eller moser (se Figur 8.1). Disse kaldes under ét for bagvande,

og de vil undergå en naturlig succession hen imod andre naturtyper. Der fin-

des desuden en glidende overgang til søer, når vandløb stedvis bliver meget

brede, og vandet næsten bliver stillestående.

8.1

Hvor findes vandløbene?

Vandløb findes i alle egne af Danmark med en naturlig tæthed på ca. 1,5

km/km

. Der er ca. 30.000 km vandløb i Danmark, som er skabt ved naturlige

processer, herunder kilder, bække og temporære vandløb, men dertil kommer

et lige så stort antal kunstigt anlagte kanaler og grøfter. Vandløbene, og de

ådale de gennemstrømmer, blev skabt under og efter den seneste istid (Peder-

sen m.fl. 2006). Smeltevandet eroderede dybe dale og aflejrede sand, grus og

sten. I det vestlige Jylland koncentreredes smeltevandet i flere store floder,

som dannede store udvaskningsflader, hvor sand, grus og sten blev aflejret

(de nutidige hedesletter). Efter istiden fortsatte vandløbene med at erodere

istidslandskabet og formede flodsletter og ådale (Pedersen m.fl. 2006). Land-

hævninger har desuden skabt områder med marine aflejringer, som vandlø-

bene har eroderet sig ned i. Det er tilfældet i det nordvestlige og sydvestlige

Jylland. Kun på Bornholm forekommer vandløb, som strømmer på rent

grundfjeld, og derved afviger fra andre danske vandløb.

Vandløbene består af et fint forgrenet netværk af mange små vandløb, der

samles i færre og stadig større vandløb (Pedersen m.fl. 2006). Vandløb, der

især er født af grundvand, har relativt konstant vandføring og temperatur året

rundt, hvilket er karakteristisk for vandløbene vest for israndslinjen (Kron-

vang m.fl. 2006). Vandløbene øst for israndslinjen har en mere varierende

vandføring, fordi kun en relativt lille del af vandløbsvandet består af grund-

vand, og en større del udgøres af direkte afstrømning i forbindelse med ned-

børshændelser. Nogle mindre vandløb er helt afhængige af nedbørsmængden

og kan udtørre i løbet af sommeren. Mønstrene i afstrømning til vandløbene

kaldes det hydrologiske regime. Vandløbenes hældning aftager generelt i takt

med, at vandføring og størrelse øges, men der forekommer også strækninger

med stærkt skiftende hældning og undertiden indskudte søer, hvor vandets

opholdstid forøges betragteligt.

Vandløb er naturligt i en dynamisk ligevægt med deres ådal (Pedersen m.fl.

2006). Hældningen og det strømmende vand bidrager med den energi, som er

nødvendig for at transportere jordpartikler, der eroderes fra vandløbets bred-

der og de tilstødende områder. Erosionen er størst i vandløbenes øvre dele,

hvor vandløbene er små og talrige, og hvor faldet er størst (Kronvang m.fl.

2000). I de nedre dele af vandløbene, hvor faldet er mindre, svømmer disse na-

turligt over fra tid til anden og aflejrer fint sediment og organisk materiale i

ådalene.

8.2

Naturen i vandløb

Uden menneskets indgriben ville den naturlige vegetation langs vandløbene

være skov eller kratskov, afbrudt af lysåbne strækninger skabt af bæveres

fældning af træer, store hovdyrs græsning, naturlige brande, vandløbets egen

erosion og stormfald (Sand-Jensen og Larsen, 2017). Træerne ville skygge for

dele af vandløbsoverfladen, ligesom de ville levere dødt bladmateriale og

dødt ved til selve vandløbet. Både blade og ved fungerer som føde for mikro-

organismer og mange smådyr og mikroorganismer, mens store træstammer

og grene desuden fungerer som strukturerende elementer, der tvinger strøm-

men i nye retninger og medvirker til at skabe variation (uorden). I de mindste

vandløb er tilførslen af udefrakommende organisk stof dominerende i forhold

til den mængde, som produceres i vandløbene, fordi de er skyggede af træve-

getationen (Petersen m.fl. 1995; Lindegaard, 2013). I vandløbet er produktio-

nen af organisk stof således begrænset til fastsiddende alger og visse mosser.

Først når vandløbsbredden øges, bliver der lys nok til vækst af neddykkede

eller svømmende planter. Planterne kan være fødeemne for vandløbets små-

dyr (Jacobsen og Sand-Jensen, 1992), men det er især alger og mikroorganis-

mer på planternes overflade, der er vigtige fødeemner for mange smådyr (Fri-

berg, 2000). Smådyrene ædes af forskellige fisk samt enkelte specialiserede

fugle, som vandstær, bjergvipstjert og et enkelt pattedyr (vandspidsmus),

mens fiskene er føde for odderen, der er økosystemets toprovdyr.

De naturgivne forskelle mellem vandløbene har sammen med indvandrings-

mulighederne efter seneste istid haft væsentlig betydning for biodiversiteten

af både planter og dyr. Eksempelvis øges artsrigdommen af smådyr og fisk –

og i nogen grad også vandplanter – med stigende størrelse af vandløbene,

primært fordi antallet af forskellige levesteder øges (se fx Wiberg-Larsen m.fl.

2000, Kristensen & Baattrup-Pedersen 2007). Derudover er de forskellige or-

ganismer afhængige af de levesteder, som findes i vandløbet. Bestemte arter

af smådyr lever på sten eller grusbund nedgravet i sandbunden mellem døde

blade, på eller i dødt ved, på mosser og andre vandplanter eller på sump- eller

flydebladsplanter langs bredden. Også fiskene er knyttet til bestemte leveste-

der, der dog varierer igennem deres liv. På en større skala er der betydelige

geografiske forskelle i artsrigdom. Der er flest arter af smådyr i Jylland, for-

modentlig pga. forskelle i indvandringshistorie.

8.3

I et internationalt perspektiv

Danmark er et lille land og vil derfor naturligt afspejle det, vi finder i vores

nabolande, både geografisk og biologisk. De danske vandløb ligner således

de vandløb, som træffes i det nordtyske område og Skåne, ligesom man kan

finde paralleller i Baltikum. Ikke overraskende danner danske vandløb biodi-

versitetsmæssigt derfor en naturlig overgang til det plante- og dyreliv, som

findes i vores nabolande og de beskyttede naturtyper i vandløb, herunder kil-

der (7220), vandløb med vandplanter (3260) og vandløb med tidvis blottet

mudder med enårige planter (3270). Alligevel er der undtagelser, der gør

Danmark til noget særligt. En af dem er snæblen, der er en af Europas mest

truede fiskearter, og som i dag kun findes i Danmark med hovedudbredelse i

vadehavsområdet og primært i Vidå systemet (Grøn 2007). Dertil kommer

vandranke, der er en europæisk hjemmehørende vandplanteart, som i dag

kun findes i nordeuropæiske lande, herunder Danmark, hvor den kun kan

findes i Vestjylland. De fleste steder er vandranke i tilbagegang (Willby m.fl.

2003), og arten er derfor bevaringsværdig også i et internationalt perspektiv.

Endnu en undtagelse er flodperlemuslingen, der gået 90 % tilbage i sin globale

udbredelse med stadig negativ udvikling mange steder (Bauer 1988, Geist

2010), og i Europa er arten derfor beskyttet både under habitatdirektivets Bi-

lag II og V samt listet som kritisk truet på den europæiske rødliste. I Danmark

er flodperlemuslingen sidst observeret i Varde Å systemet for mere end 20 år

siden, men målinger af eDNA i vandet indikerer, at den stadig var til stede så

sent som i 2017 (Andersen og Wiberg-Larsen 2017, Rasmussen m.fl. 2020).

8.4

Status og historisk udvikling

Danske vandløb har gennemgået meget omfattende menneskeskabte ændrin-

ger, som har påvirket de naturlige processer og levesteder i vandløbene. Re-

gulering via rørlægninger, udretning af slyngede forløb, uddybning og an-

læggelse af diger langs bredderne samt opstemninger (fx til anlæg af mange

dambrug) har, kombineret med dræning af de tilstødende områder, ændret

vandløbene på en afgørende måde (Figur 8.1).

Således er afvandingen af de tilstødende arealer optimeret, men samtidig er den

naturlige hydrologiske forbindelse mellem vandløbene og de tilstødende area-

ler blevet brudt, og arealet med vandløb og vådområder er faldet markant. I

dag dækker vandløb et samlet areal på knap 80 kvadratkilometer, hvilket sva-

rer til 1,9 % af Danmarks samlede areal, hvilket er en brøkdel af, hvad det var

for 150 år siden. Eksempelvis er der opmålt 1540 km vandløb i Odense Å op-

landet på de høje målebordskort for perioden 1862-1867, hvor kortdata for 2003-

2007 viser, at der kun er 877 km tilbage. Det svarer til et tab på 43 % vandløbs-

kilometre i Odense å oplandet, samtidig med at de tilknyttede vådområder

(bagvande) blev indskrænket med 48,5 % fra 49,9 km

til 25,7 km

(Baattrup-

Pedersen, upubliceret). Mange århundreders skovrydning har endvidere bevir-

ket, at den naturligt forekommende skov langs vandløbene er væk.

Ydermere udnyttes mange arealer i dag til dyrkning af afgrøder, hvor de før

blev ekstensivt udnyttet til græsning og høslæt. Resultatet er, at der kun er

ganske få vandløbsstrækninger, hvor de naturlige dynamiske processer har

mulighed for at virke samtidig med, at gentagne grødeskæringer og oprens-

ninger af bundmateriale fastholder vandløbene i et lige forløb. Endelig bety-

der indvinding af grundvand til hovedstadsregionen, at mange sjællandske

vandløb tørlægges i sommermånederne. De mest naturlige vandløb findes på

det nordlige Bornholm (på klippegrund), men derudover fortrinsvis i dele af

Øst- og Vestjylland.

Figur 8.1:

Øverst ses et naturligt

vandløb med slyngninger (mean-

derbuer) og bagvande. Nederst

ses et udrettet, kanaliseret vand-

løb, der optimerer vandafledning

fra de dyrkede marker.

Til venstre ses et naturligt vandløb med træer langs kanterne, og hvor vandspejlet ligger i

terræn med omgivelserne. Til højre ses et udrettet, nedgravet vandløb i et landbrugsland-

skab. Bemærk at der også i vandløbet til venstre er tilstrækkeligt med lys til, at der er

vækst af vandplanter på bunden (habitattype 3260). Foto: Jens Skriver.

Skønsmæssigt har ca. 10 % af de danske vandløb bevaret deres naturlige le-

vesteder for plante- og dyrearter. Trods dette findes der i et vist omfang eg-

nede levesteder i de resterende mere eller mindre regulerede vandløb. Således

vil især arter af smådyr kunne klare sig med små pletter af egnede levesteder

(fx sten og grus), selvom vandløbet som helhed er relativt ensformigt. Til gen-

gæld betyder etableringen af kunstige barrierer, såsom opstemningsanlæg til

vandmølledrift og engvanding i ellers stort set fysisk uregulerede vandløb, at

fx vandrefisk som laks, ørred, helt og snæbel ikke har mulighed for at anvende

ellers egnede gydeområder opstrøms opstemningerne.

Der er identificeret to habitattyper i vandløb, Vandløb med vandplanter (3260)

og Vandløb med tidvis blottet mudder med enårige planter, også kaldet Å-

mudderbanker (3270), som er omfattet af habitatdirektivet, og derfor er politisk

beskyttede inden for Natura2000 områderne. Vandløb med vandplanter (3260)

inkluderer alle vandløb med flydende eller neddykket vegetation i form af kar-

planter, mosser eller kransnålalger. Vandløb med tidvis blottet mudder med

enårige planter (3270) inkluderer vandløb med mudrede bredder eller banker,

som er bevokset af enårige kvælstofelskende planter, og som tidsvis blottes, fx

i forbindelse med dårlige vækstkår. Bevaringsstatus blev for begge habitatna-

turtyper vurderet som stærkt ugunstig i 2019 (Fredshavn m.fl. 2019a). Hoved-

årsagen er den væsentlige forstyrrelse i plantesamfundenes struktur som følge

af grødeskæring, hvilket forekommer i langt de fleste danske vandløb.

Mejekurv i brug ved Romdrup å i

Nordjylland. Mejekurven er ofte

det redskab, der bruges til at grø-

deskære og oprense de danske

vandløb. Foto: Peter Munk .

Ligeledes var status moderat ugunstig til stærkt ugunstig for en række vand-

løbsarter beskyttet af habitatdirektivet, eksempelvis vandranke, tykskallet

malermusling, grøn kølleguldsmed, snæbel, laks, flodlampret og ilder (Freds-

havn m.fl. 2019a). Til gengæld var status gunstig for troldflagermus, bæk-

lampret og spættet sæl (Fredshavn m.fl. 2019a). Det er vanskeligt at give en

grundig status for andre arter og artsgrupper. Fx er kun en mindre del af

vandløbets smådyr blevet vurderet i forhold til Den danske Rødliste over tru-

ede arter. Enkelte arter som

Sigara hellensi

(bækbugsvømmer) og ål (fisk) er

dog vurderet som hhv. truet og kritisk truet.

Flere arter af smådyr er siden begyndelsen af 1900-tallet helt forsvundet fra

landet, fx vores største slørvinge

Dinocras cephalotes,

fire arter af døgnfluer og

fem arter af vårfluer (Stoltze & Pihl 1997). Og døgnfluen

Rhithrogena germanica

findes nu kun ved ét af sine otte kendte danske findesteder (Munk 1984). Re-

gionalt er fx seks arter forsvundet fra Fyn, hvor de senest omkring 1950 fore-

kom i Odense Å (Riis m.fl. 1999), og på landsplan betragtes 30 % (76 ud af 250

arter) af danske smådyrsarter som sjældne, heraf 60 % som truede (Wiberg-

Larsen m.fl. 2019). Blandt fiskene er hvidfinnet ferskvandsulk forsvundet fra

sit eneste kendte danske levested i Suså, ligesom fx elritsen har haft stor tilba-

gegang (Carl m.fl. 2010). Blandt vandplanterne har bl.a. flertallet af vand-

aksarter haft en meget betydelig tilbagegang inden for de seneste 100 år, og

mange er angivet enten på Rødlisten eller i habitatdirektivet (Figur 8.2, Baat-

trup-Pedersen m.fl. 2010, Kallestrup m.fl. 2018).

Figur 8.2.

Forekomst af vandaks-

arter på lokaliteter beliggende i ni

vandløb i fire forskellige undersø-

gelsesperioder. Der er dels sam-

menlignet på basis af de samme

13 lokaliteter (A), dels sammen-

lignet ud fra samlede artslister for

de ni vandløb (B). For både A og

B ligger der data fra flere år til

grund for artslisterne i 2004-2009

og 2010-2015, men der kun er fo-

retaget én undersøgelse hhv. i

1896 og 1996. Opdateret fra

Baattrup-Pedersen m.fl. 2010.

8.5

Trusler mod biodiversiteten i vandløb

Den aktuelt mest betydende trussel mod vandløbenes biodiversitet er en fort-

sat fastholdelse af vandløbene i en unaturlig fysisk tilstand, først og fremmest

gennem grødeskæring og oprensning. Dermed opretholdes vandløbenes ka-

naliserede forløb, som i sin tid blev skabt for at optimere vandafledningen fra

markerne, således at disse ikke oversvømmer, når der falder megen nedbør.

Omfanget af grødeskæring og oprensning i vandløbene er bestemt via vand-

løbsloven og beskrevet i vandløbsregulativerne. Grødeskæring virker specielt

negativt på en række arter af vandplanter, hvis vækst i særlig grad hæmmes,

mens andre tåler den bedre og derved udkonkurrerer de følsomme arter

(Baattrup-Pedersen m.fl. 2015; Bach m.fl. 2016). Grødeskæring og oprensning

virker også negativt på både smådyr og fisk ved at fjerne eller ændre deres

foretrukne levesteder (Bach m.fl. 2016). Derudover spiller forurening med næ-

ringsstoffer og organisk stof også en rolle for vandløbenes planter og dyr.

Planterne påvirkes af forurening med næringsstoffer (O’Hare m.fl. 2018),

mens smådyr og fisk i højere grad påvirkes af organisk forurening fra især

udledninger fra spredt bebyggelse, primært til de mindste vandløb. Også i

dette tilfælde vil mange arter være udelukket fra at kunne leve, mens andre

og færre arter til gengæld vil stortrives. Visse sprøjtegifte mod insekter kan

lokalt og periodevis virke negativt på specielt smådyrene, mens plantegifte i

de koncentrationer, hvori de optræder, nok ikke betyder noget væsentligt for

hverken smådyr, fisk eller vandplanter (se fx Wiberg-Larsen & Nørum 2009,

Cedergren m.fl. 2004). Ligeledes kan okkerudfældninger lokalt og regionalt

(vestlige Jylland) have betydelig effekt på de biologiske samfund, mens ind-

vinding af vand til offentlig vandforsyning, specielt på store dele af Sjælland,

reducerer sommervandføringen i vandløbene til et kritisk lavt niveau (Iversen

m.fl. 1989). Endelig har ændringer i vandløbenes vandføring som følge af kli-

maændringer også betydning for vandløbenes planter og dyr, både fordi tem-

peraturen stiger, og iltindholdet falder (Sand-Jensen m.fl. 2007), og fordi

vandføringerne kan blive kritisk lave om sommeren (Roosmalen m.fl. 2007).

I de seneste årtier er de fysiske forhold blevet bedre i mange vandløb som

følge af vandløbsrestaureringer og andre indsatser. Desværre er der kun i be-

grænset omfang blevet fulgt op med overvågning af vandløbenes naturtyper

og arter, og det er derfor svært at afgøre, i hvor høj grad restaureringer bidra-

ger til, at disse opnår gunstig bevaringsstatus (Henriksen m.fl. 2018).

8.6

Arterne

Til vurdering af status for vandløbenes biodiversitet i 2020 har vi set på ud-

viklingen i forekomst af arter klassificeret i rødlisten (Bilag B) og arter, som er

beskyttet af habitat- og fuglebeskyttelsesdirektiverne (Bilag C-D). Derudover

har vi set på de levesteder og processer i vandløbsøkosystemet, der er afgø-

rende indikatorer for biodiversiteten. Udvikling og status for rødlistearterne

og habitatarterne er opgjort i Tabel 8.1, hvor udviklingen i de rødlistede arter

er baseret på vurderinger foretaget af eksperter for de arter, som er på enten

Rødlisten 2019 eller 2010. Udvikling for habitatarterne er vurderet ud fra data

om arternes udbredelse i hhv. den atlantiske og kontinentale biogeografiske

region i Danmark. I Tabel 8.2 er udvikling og status for indikatorlevesteder

og -processer endvidere opgjort.

Ser man på arter på Rødlisten, er der i alt 33 arter, som er gået tilbage, 27

arter med stabil forekomst og 10 arter i fremgang, mens der mangler data

på mere end 44 % af arterne (56 arter) (Tabel 8.1). Af de 22 habitatarter, som

er tilknyttet vandløb, vurderes bestandsudvikling for i alt 26 bestandsstør-

relser, idet laks, grøn mosaikguldsmed, troldflagermus og odder vurderes i

både den kontinentale og den atlantiske region. For habitatarterne mangler

der data på knap 31 % af bestandsstørrelserne (otte bestande), mens lige så

mange vurderes i fremgang, knap 16 % (fire bestande) vurderes stabile og

23 % (seks bestande) vurderes i tilbagegang. Arterne fordeler sig i 8 arts-

grupper. Den generelle udvikling for hver artsgruppe baseres på andelen af

arter, der er i hhv. fremgang, tilbagegang eller i stabil tilstand. Er den gene-

relle udvikling for en artsgruppe vurderet stabil eller i fremgang, anses mål-

sætningen om at stoppe tabet af biodiversitet for at være opfyldt. Dette er

tilfældet for en fjerdedel af artsgrupperne (biller og akvatiske invertebrater,

Tabel 8.1). Halvdelen af artsgrupperne har ikke opnået målopfyldelse (fire

ud af otte, Tabel 8.1). For de resterende to artsgrupper er andelen af arter

med ukendt udvikling for stor, og/eller der er ikke en entydig retning for

andelen af arter i fremgang, tilbagegang eller i stabil tilstand, hvorfor der

ikke kan laves en samlet vurdering af artsgruppen.

Tabel 8.1.

Artsindikatorer for vandløb. For hver indikator er vist opgørelsesmetoden og vidensgrundlaget (”Dd”: direkte opgø-

relse på data; ”Di”: indirekte opgørelse på data; ”E”: ekspertvurdering). Udviklingstendenserne er vist ved antallet af arter eller

naturtyper, der i den undersøgte periode er i en positiv udvikling (”Frem”), stabil eller fluktuerende (”Stabil”), i en negativ udvik-

ling (”Tilbage”) eller ”Ukendt”, fordi udviklingen ikke er relevant at undersøge eller er ukendt eller usikker pga. mangelfulde data.

I kolonnen ”konklusion” er vurderet, om indikatoren overvejende er i tilbagegang (”T”), stabil (”S”), fremgang (”F”), eller om det

er ukendt, om tilbagegangen er bremset (”U”) (metoden er beskrevet i afsnit 2.4). Bemærk at habitatarter, der findes i begge

biogeografiske regioner, tæller med to gange (se Fredshavn m.fl. 2019a og Bilag D), samt at næsten alle habitatarter og yngle-

fugle også findes på rødlisten (se Moeslund m.fl. 2019 og Bilag B). For enkelte arter kan der være modsatrettede tendenser, alt

efter om data stammer fra Artikel 17 afrapporteringen eller fra rødlisten, da vurderingerne tager udgangspunkt i forskellige tids-

perioder og kriterier. I kolonnen ”Bevaringskriterier” er angivet, hvor langt indikatoren (uden hensyn til den aktuelle udviklings-

tendens) er fra en gunstig tilstand, hvor 100% viser, at alle undersøgte vandløb vurderes at være egnede levesteder i fht. den

konkrete artsindikator, og ”U”, at kriterierne er ukendte. Mindst 90% af økosystemets samlede areal skal bestå bevaringskriteri-

erne, for at indikatoren vurderes stabil eller i fremgang (se også afsnit 2.7). Sidste kolonne sammenfatter, om tilbagegangen er

bremset for den enkelte indikator, hvor rød signatur angiver, at målsætningen ikke er opfyldt, grøn signatur, at målsætningen er

opfyldt, og grå signatur, at målopfyldelsen er ukendt eller usikker. * trend for isfuglebestand er fluktuerende og betragtes derfor

som usikker. ** trend for flodlampret, dyndsmerling, helt og flodperlemusling anses for usikker ifølge Fredshavn m.fl. (2019a).

For yderligere detaljer om analysemetoder og resultater af de databaserede analyser henvises til Bilag A og for en detaljeret

gennemgang af de vurderede arter henvises til Bilag B-D.

Udviklingstendenser

Vi-

den

Tilbage

Ukendt

Stabil

Frem

Konklusion

Opfyldelse

Bevaringskri-

Arter

Ynglefugle

Bestandsstørrelser for tre ynglefugle- Dd

arter

Habitatarter

Bestandsstørrelser i 26 vurderinger

(22 bilagsarter) (2007-2018).

Planter (karplanter, mosser)

Laver

Hvirveldyr (fisk, fugle, padder, pattedyr)

Biller (løbebiller, snudebiller, vandkalve Truede og næsten truede arter på

m.fl.)

Invertebrater (guldsmede, svirrefluer)

Akvatiske invertebrater (dovenfluer

m.fl., døgnfluer, slørvinger, vårfluer,

vandtæger).

Den danske Rødliste 2019.

8**

8.7

Levestederne

Som levestedsindikatorer er valgt de to habitatnaturtyper, som overvåges

ifølge habitatdirektivet; Vandløb med vandplanter (3260) og Vandløb med

tidsvis blottet mudder med enårige planter (3270). Dertil kommer andelen af

naturlige vandløb, som er den del af vandløbene, der har en forholdsvis ufor-

styrret dynamik samt forekomst af dødt ved i vandløbene. Habitatnaturty-

perne opgøres på baggrund af deres areal, de naturlige vandløb opgøres på

længden af de naturlige strækninger, og dødt ved opgøres ved antallet af

strækninger med væsentlig forekomst heraf. Der mangler dog viden og data

Målsætning

Indikator

Metode

terier

for flere af levestedsindikatorerne, og det har derfor ikke været muligt at vur-

dere deres udvikling (Tabel 8.2).

Skjern å blev restaureret i 2001,

hvor åen blev genslynget.

Genslyngningen har i nogen grad

genskabt de naturlige dynamiske

vandløbsprocesser, men det ta-

ger tid før de naturlige levesteder

er reetableret (Kristensen m.fl.

2014). Foto: Annette Baattrup-

Pedersen.

Bestand af bændelvandaks

(Potamogeton

compressus,

truet),

der optræder som truet på

Den danske Rødliste. De største

forekomster af bændelvandaks

findes i Gudenåen og i Vest- og

Sydvestjylland. Foto: Bjarne Mo-

eslund.

Tabel 8.2.

Levesteds- og procesindikatorer vandløb. For hver indikator er vist opgørelsesmetoden og vidensgrundlaget (”Dd”:

direkte opgørelse på data; ”Di”: indirekte opgørelse på data; ”E”: ekspertvurdering). Udviklingstendenserne er vist som antallet

af naturtyper eller arealandelen af de vurderede naturtyper, der i den undersøgte periode er i en positiv udvikling (”Frem”), stabil

eller fluktuerende (”Stabil”), i en negativ udvikling (”Tilbage”) eller ”Ukendt”, fordi udviklingen ikke er relevant at undersøge eller

er ukendt eller usikker pga. mangelfulde data. I kolonnen ”konklusion” er vurderet, om indikatoren overvejende er i tilbagegang

(”T”), stabil (”S”), fremgang (”F”), eller om det er ukendt, om tilbagegangen er bremset (”U”) (metoden er beskrevet i afsnit 2.4). I

kolonnen ”Bevaringskriterier” er angivet, hvor langt indikatoren (uden hensyn til den aktuelle udviklingstendens) er fra en gunstig

tilstand, hvor 100% viser, at alle arealer med vandløb har en gunstig tilstand i fht. den konkrete levesteds- eller procesindika-

tor,”U”, at kriterierne er ukendte, og ”<<,” at datagrundlaget er mangelfuldt, men arealandelen i en gunstig tilstand vurderes at

være alt for lav. Mindst 90% af økosystemets samlede areal skal bestå bevaringskriterierne, for at indikatoren vurderes stabil

eller i fremgang (se også afsnit 2.7). Sidste kolonne sammenfatter, om tilbagegangen er bremset for den enkelte indikator, hvor

rød signatur angiver, at målsætningen ikke er opfyldt, grøn signatur, at målsætningen er opfyldt, og grå signatur, at målopfyldel-

sen er ukendt eller usikker. For yderligere detaljer om analysemetoder og resultater af de databaserede analyser henvises til

Bilag A.

Udviklingstendenser

Opfyldelse

Bevaringskri-

Levesteder

Habitatnaturareal

Areal af to habitatnaturtyper (4

vurderinger) (2007-2018)

Naturlige vandløb

Længde af naturlige vandløb. Det

er ikke mulig at vurdere udviklin-

gen.

Processer

Naturlig hydrologi og dynamik

Strækninger uden fysiske og hy-

drologiske indgreb. Det er ikke

mulig at vurdere udviklingen.

Naturlig vegetationsudvikling på

ånære arealer

Udstrækning af vandløb gennem

udyrkede naturområder. Det er

ikke mulig at vurdere udviklingen.

Naturlig vegetationsudvikling i

vandløbet

Vandløbsstrækninger uden grø-

deskæring og opgravning. Det er

ikke mulig at vurdere udviklingen.

8.8

Processerne

Som procesindikatorer er valgt naturlig hydrologi og dynamik, naturlig ve-

getationsudvikling på ånære arealer samt naturlig vegetationsudvikling i

vandløb. Alle disse processer er afhængige af, at vandløbet hverken er fysisk

modificeret eller bliver udsat for omfattende menneskeskabte forstyrrelser i

form af vandindvinding, grødeskæring og/eller oprensning. Også her

mangler vi viden og data, og processernes udvikling er derfor heller ikke

vurderet (Tabel 8.2).

Målsætning

Konklusion

Indikator

Metode

Viden

Tilbage

Ukendt

Stabil

terier

Frem

Vandstærs naturlige levested er

rene, klare vandløb med god

strøm, samt stenet og gruset

bund. Arten optræder som

kritisk

truet

på Den danske Rødliste og

bestanden er således meget lille

og sårbar (www.dofbasen.dk).

Foto John Larsen.

8.9

Samlet vurdering

Målet om at stoppe tabet af biodiversitet i de danske vandløb er ikke opnået

endnu. Der har dog været en positiv udvikling for flere rødliste- og habitatarter

i forskellige artsgrupper, fx pattedyr, fisk og guldsmede, men ikke tilstrække-

ligt mange til, at de respektive artsgrupper som helhed vurderes at være i frem-

gang. Fem artsgrupper af rødlistede arter og habitatarter vurderes dog at have

stabile bestande. De resterende 15 artsgrupper af rødliste arter og habitatarter

vurderes ikke at have stabile stande, enten pga. overvægt af arter i tilbagegang,

eller at der ikke er en entydig retning i arternes udviklingstendenser.

Angående levesteder og processer som indikatorer for biodiversiteten i dan-

ske vandløb mangler der generelt viden og data. Det er derfor ikke muligt at

vurdere, hvorvidt disse biodiversitetsindikatorer er i en udvikling, der kan

understøtte, at tabet af arter standses.

Samlet set er biodiversiteten stadig i tilbagegang i vandløbene. De fremlagte

vurderinger er foretaget på et pålideligt grundlag, også selvom det for en

række af de udvalgte elementer ikke har været muligt at foretage en databa-

seret vurdering af status og udvikling.

Larve tilhørende smådyrsarten

Rhithrogena germanica

(truet).

Arten er kun fundet i Østjylland i

Højen Bæk systemet (Moeslund

m.fl. 2019). Artens flade krops-

form er tilpasset livet i hurtigt

strømmende vand. Foto Bent

Lauge Madsen.

Foto: Christian Kjær.

Hav

Jørgen L. S. Hansen

Ekstern faglig kommentering: Peter Anton Stæhr

Havet dækker to tredjedele af Danmarks areal. Det omfatter mange forskel-

lige miljøer på havbunden og i de frie vandmasser, som i dette kapitel beskri-

ves samlet. Kapitlet omhandler det samlede areal under havets overflade, som

det meste af tiden er dækket med saltvand (> 1 promille), og som står i for-

bindelse med verdenshavet. Det omfatter de livsformer, der i forhold til andre

miljøer overvejende er knyttet til livet i og på havet, hvor kommercielt udnyt-

tede arter dog ikke er medtaget. Habitatdirektivet beskriver 8 danske marine

levesteder, hvoraf de 4 er kystnære (flodmundinger, vadeflader, laguner,

Bugte), og de udgør tilsammen ca. 15% af det danske havareal. De habitater,

der også forekommer på åbent hav, er rev, boblerev, havgrotter og sandban-

ker. Arealet af rev er ikke opgjort, men inden for Natura2000 områderne ud-

gør det ca. 2 % af den danske havbund. De øvrige udgør kun 1,7 % af det

samlede areal (Fredshavn m.fl. 2019a).

Torsk

Gadus Morhua

på Havbun-

den på store Middelgrund i Katte-

gat. Foto: Peter Göransson ©

9.1

Hvor findes havets natur?

De danske havområder rummer en meget stor mangfoldighed af arter og livs-

former, der tilsammen udgør det marine økosystem. I lighed med de terre-

striske miljøer, omfatter både havbunden og de frie vandmasser et stort antal

forskellige levesteder, der hver især har deres karakteristiske dyre- og plante-

samfund. På havbunden er det især bundens beskaffenhed og lysforholdene,

der er afgørende for, hvilke typer af biologiske samfund man kan forvente at

finde. På den belyste bløde bund kan man finde ålegræsenge. Det er sedi-

mentbund i den såkaldte eufotiske zone, hvor der er lys nok til, at rodfæstede

blomsterplanter som fx ålegræsset kan vokse. På den hårde, belyste bund,

som omfatter stenrevene, vil den naturlige vegetationstype være tangskove,

hvor makroalgerne bruger det hårde substrat til at forankre sig i strømmen.

På begge substrater har den oprette plantevegetation meget stor betydning

som levested for den øvrige fauna og som skjulested for fiskeyngel. På den

hårde bund på større dybder, hvor der ikke er lys nok til plantevækst (den

dis- og afotiske zone), er det den fasthæftede fauna, der dominerer og skaber

strukturer, der minder om vegetation. Samfundet kan, frit oversat fra engelsk,

kaldes svampehaver. Men de karakterskabende organismer dækker et bredt

udsnit af organismer fra stort set hele dyreriget. Endelig er der de vidtstrakte

muddersletter, der udgør det største areal af den danske havbund. Her frem-

står bunden umiddelbart mere artsfattig, men det skyldes, at de fleste arter

lever nedgravet i bunden. Der kan være mere end 100 forskellige større arter

i en prøve, der bare dækker 0,1 m

havbund.

For levestederne i de frie vandmasser, pelagialet, er det anderledes. Her er

grænserne dynamiske, og de forskellige miljøer formes og afgrænses af hav-

strømmene. I de indre danske farvande er vandsøjlen lagdelt, og der er derfor

ikke så stor blanding mellem bundvandet og overfladevandet. Det gør de to

vandmasser til meget forskellige levesteder. Næsten hele planteplanktonets

produktion foregår i det mere brakke overfladevand, mens det er nedbryd-

ningsprocesserne, der dominerer i det saltere bundvand. Biodiversiteten i pe-

lagialet er sjældent lige så høj som på bunden. Sandsynligvis skyldes det, at

dette miljø er mere homogent og mangler forskelligartede levesteder, fordi

vandmasserne hele tiden blandes (se fx Hutchinson 1961). I de frie vandmas-

ser starter fødekæderne med planktonet. Det er de organismer, der driver

med strømmen som fx planktonalger, vandlopper og larver af fisk og bund-

dyr. De større organismer, typisk fisk, blæksprutter og havpattedyr, er ofte

mobile og kan aktivt opsøge deres levesteder, og flere af dem foretager sæ-

sonvandringer og findes derfor kun i de danske farvande en del af året, som

fx hornfisken. Bestandsstørrelserne af de arter, der foretager sæsonvandrin-

ger, påvirkes dermed af alle de naturlige og menneskeskabte påvirkninger,

der forekommer både i og uden for de danske farvande.

Figur 9.1.

Fordeling af strukturelle og funktionelle samfund i forhold til lysforhold og substrat på havbunden. Foto (tv): Peter

Bondo Christensen. Foto (th, øverst): Karsten Dahl, Foto (th, nederst): Mikael Sejr.

9.2

Naturen i havet

I de danske farvande er faunasamfundet på sedimentbunden blevet under-

søgt i mere end 100 år. Alligevel er det den bundtype, hvor den samlede arts-

rigdom er dårligst kendt, og der opdages jævnligt nye arter. Det ringe kend-

skab skyldes, at de nedgravede dyr må indsamles sammen med sedimentet,

100

og prøvernes areal dækker typisk kun 1/100 – 1/10 m

af havbunden. Eksem-

pelvis indsamles der i de åbne dele af Kattegat årligt et antal prøver, der sva-

rer til 3 – 5 m

. I disse prøver findes der typisk 400 - 500 større arter (> 1mm).

Men prøvetagningen udgør mindre end 1/10

af havbundens areal. Det er

derfor sandsynligt, at man overser de mest sjældne arter, og der opdages da

også hele tiden nye arter for videnskaben.

De fire overordnede levesteder på havbunden dækker over stor variation, der

bl.a. afhænger af bundsubstratets sammensætning, og hvilke undersøiske

landskaber bunden er en del af. Det gælder også de mere sjældne habitattyper

som fx boblerev, havgrotter, rev og sandbanker, der eksplicit nævnes i habi-

tatdirektivet. I nogle tilfælde formes habitaterne af organismerne i sig selv, de

såkaldte biogene habitater. De omfatter de velkendte tropiske koralrev. Men

biogene habitater findes også i de danske farvande, hvor fx blåmuslinger, he-

stemuslinger og østers kan danne banker eller revlignende strukturer. De bio-

gene habitater er ofte skrøbelige og følsomme over for fysisk forstyrrelse, og

det tager lang tid for organismerne at gendanne dem, hvis de først er forsvun-

det. Vandets saltholdighed er vigtig for sammensætningen af bundens biolo-

giske samfund. Saltholdigheden er naturligt faldende ind gennem de danske

farvande, og der er mange flere arter, der er tilpasset livet i det salte vand,

således at artsrigdommen falder, jo nærmere man kommer Østersøen (Re-

mane 1934). Således vil man på samme bundtype finde, at der er mange flere

arter i det nordlige Kattegat end i den vestlige Østersø. Betydningen af van-

dets saltholdighed kan sammenlignes med klimazoner, der går på tværs af de

terrestriske miljøer.

De danske farvande er tillige hjemsted for en række havfugle, der søger føde

på både havbunden og i de frie vandmasser. Fuglefaunaen omfatter stand-

fugle og trækfugle, der bruger de danske farvande til fødesøgning og raste-

plads. For flere bestande af havfugle spiller de danske farvande dermed en

vigtig rolle både nationalt og internationalt. Det gælder fx havgræsenge, der

udgør fødegrundlag for mange svaner i lavvandede fjordområder. Et andet

eksempel er edderfuglen, hvor en stor del af den nordeuropæiske bestand sø-

ger føde i de danske farvande, hvor de efterstræber de rige bestande af blå-

muslinger på havbunden.

Der er en række biologiske og fysiske processer, der har indflydelse på, hvor-

dan biodiversiteten udvikler og fordeler sig i havets bund- og pelagiske mil-

jøer. De fleste marine organismer har på forskellige tidspunkter i deres livs-

cyklus både bunden og pelagialet som levested. Et flertal af arterne af den

hvirvelløse bundfauna har således et planktonisk larvestadium, hvor larverne

spredes og transporteres med havstrømmene i en periode, før de bundfælder

sig og rekrutterer bundfaunasamfundet. For andre organismer, som vand-

manden, er rækkefølgen omvendt. Her starter livscyklen med et polypsta-

dium, som afstøder de stadier, der senere bliver til de voksne planktoniske

gopler (megaplankton). Flere populationer af pelagisk fisk, som fx silden, an-

vender også faste gydepladser på bunden.

Havbundens heterogenitet har stor betydning for, hvordan organismerne både

fra pelagialet og på bunden fordeler sig rumligt i havet. Stenrev er et godt ek-

sempel. Her rager stenformationer op i de undersøiske landskaber og danner

levesteder for de organismer, der er tilpasset til selve stenrevene, og samtidigt

så tiltrækker stenrevene en lang række andre arter. De pelagiske mobile arter

(fx fisk, blæksprutter) bruger stenrevne som skjulested, især fiskeynglen. Det

101

tiltrækker så rovdyr, således at flere led i fødekæden både fra de frie vandmas-

ser og fra bunden samles omkring stenrev. Det er en del af den såkaldte revef-

fekt, som også kan genfindes på steder, hvor kunstige konstruktioner skaber

den nødvendige og tilsvarende strukturelle heterogenitet i de undersøiske

landskaber såsom broer, moler, vrag og vindmøllefundamenter.

For dyrene på havbunden, er det planktoniske larvestadie en kritisk fase i de-

res livscyklus (Thorson 1966). Det forhold, at larverne spredes med havstrøm-

mene, gør, at fordelingen af de forskellige bundfaunasamfund og deres arts-

rigdom formes af hydrografien i de danske farvande. Der er flest arter i åbne

havområder med høj saltholdighed og stor vandudveksling som fx det cen-

trale Kattegat (Josefson & Hansen 2004). Det er sandsynligt, at disse områder

fungerer som donorområder, hvorfra bundfaunaens larver spredes ind i til-

stødende kyst- og fjordområder og bidrager til, at der her opretholdes me-

tapopulationer. Relativt små donorområder kan dermed få uforholdsmæssig

stor betydning for biodiversiteten i omkringliggende større områder (Hansen

m.fl. 2012; Hansen & Bendtsen 2013a). Udveksling af larveplankton via hav-

strømme er en af de mekanismer, der er afgørende for, hvor mange arter man

kan finde i et givent område. Et andet vigtigt forhold, der bestemmer artsrig-

dommen i et område, er, hvor forskelligartet havbunden er, og dermed hvor

mange forskelligartede miljøer der findes. På en sedimentbund kan tilstede-

værelsen af ganske få fritliggende sten øge den samlede artsrigdom markant.

For havfuglene, der overvejende anvender havet til fødesøgning, er det tilste-

deværelsen af de rigtige fødeemner og deres tilgængelighed, der er styrende

for fuglenes fordeling. For de fugle, der søger føden på bunden, vil det ud

over forekomsten af bytte være vanddybde, der afgør, hvor det er attraktivt

for fuglene at opholde sig. De havfugle, der jager i de frie vandmasser, kan

følge deres byttedyr, men her kan afstanden til deres redepladser muligvis

være begrænsende for deres forekomst.

9.3

I et internationalt perspektiv

De danske havområder er en del af verdenshavets såkaldte shelf-områder.

Her ligger havbunden på selve kontinentalsoklen, og vanddybden er relativ

lav. Geologisk set er de indre danske farvande unge økosystemer. Under isti-

den bestod det meste af Nordsøen af smeltevandssletter, og de indre danske

farvande var dækket af den Skandinaviske iskappe, og kun de dybeste dele

af Skagerrak var dækket af hav. Denne forhistorie har givet de danske hav-

områder deres særkende i internationalt perspektiv. Med havstigningerne ef-

ter istiden brød saltvandet ind og skabte verdens største indhav, Østersøen.

Samtidigt startede en proces, hvor marine dyr og planter vandrede ind og til-

passede sig forholdene i Østersøen. De undersøiske landskaber i de indre

danske farvande er formet af isen, og vandmasserne ligger nu i den over-

gangszone, hvor vand fra den brakke Østersø blandes med vand fra den salte

Nordsø. Det skaber unikke hydrografiske forhold, hvor en kraftig lagdeling

af vandsøjlen adskiller det udstrømmende lette brakvand fra Østersøen fra

det salte indstrømmende og tungere bundvand fra Nordsøen. De to vandlag

rummer meget forskellige biologiske samfund og processer, hvor størstedelen

af planteproduktion foregår i det belyste overfladelag, mens de organismer,

der kræver høj saltholdighed, er begrænset til bundvandslaget. For livet på

havbunden er konsekvensen af lagdelingen, at lavvandede områder er dæk-

ket med brakvand, mens de dybere dele er dækket med det salte vand fra

Nordsøen. For stenrev, som rager op i de undersøiske landskaber, kan toppen

af revet således være dækket med brakvand, mens andre dele af revet få meter

102

væk kan være dækket af bundvand. Sammen med variationen i lys skaber det

en zonering i tangvegetationens sammensætning. Bælterne i de indre danske

farvande er kendetegnet ved høje strømhastigheder. Det favoriserer især de

bunddyr, der filtrerer vandet, såsom blåmuslinger. Andre steder, som fx i Va-

dehavet, er det tidevandet, der skaber vandudvekslingen over vadefladen,

men begge steder er resultatet rige bundfaunasamfund, der er nemt tilgæn-

gelige for havfugle. De meget forskelligartede levesteder på bunden og i de

frie vandmasser og de dertil knyttede plante- og dyresamfund bidrager med

et alsidigt fødeudbud, der udnyttes af fugle, fisk og pattedyr. De rige bestande

af bunddyr spiller en vigtig rolle i et internationalt perspektiv, fordi de udgør

et vigtigt fødegrundlag for store mængder af fugle, der besøger de danske

farvande under deres træk og vinterophold. Den internationale betydning af

de danske artsrige og produktive havområder har afstedkommet naturbe-

skyttelse, som dog i hovedsagen er udpeget for at beskytte fugle og pattedyr.

Sedimentbunden, der udgør langt det største areal, har hidtil ikke i sig selv

været udpegningsgrundlag for beskyttede områder.

9.4

Status og historisk udvikling

Fordelingen og udbredelsen af havbundens forskellige levesteder og deres bi-

ologiske samfund kendes ikke præcist, og de nuværende arealestimater

(Miljø- og Fødevareministeriet, 2019) er overvejende baseret på kortlægninger

af den fysiske geomorfologi og substratsammensætning i højere grad end

kortlægning af de biologiske indhold. Den historiske reference for levesteder

og biodiversitet er i endnu mindre udstrækning dokumenteret, og langtids-

udviklingen er dermed stort set ukendt. Det må formodes, at den direkte og

indirekte menneskelige påvirkning af de marine økosystemer har foregået i

stort omfang allerede fra begyndelsen og midten af det forrige århundrede

(Blegvad 1946), hvilket vil sige lang tid før man etablerede systematiske over-

vågningsprogrammer for de danske havområder i 1980érne. Det gælder eut-

rofiering, fiskeri, jagt, fysiske trawlpåvirkning af havbunden samt tab af leve-

steder på havbunden pga. råstofindvinding og stenfiskeri. For enkelte bioto-

per, som ålegræsengen og bundfaunaen på sedimentbund, findes der dog

værdifulde optegnelser og kortlægninger foretaget af C. G. J. Petersen i be-

gyndelsen af 1900-tallet (Petersen 1913). For andre levesteder som fx stenrev

findes der sporadisk information fra gamle søkort m.m. Alt i alt betyder dette,

at de ændringer, der kan dokumenteres i havets biodiversitet i de seneste år-

tier, skal ses i forlængelse af en ukendt historisk udvikling, hvor især de sær-

ligt følsomme levesteder og organismer kan være reduceret eller forsvundet

på et tidligt tidspunkt. Sådanne langtidsændringer er derfor svære at vurdere

generelt. En sammenligning af bundfaunaundersøgelser i de senere årtier

med Petersens gamle undersøgelser viser strukturelle ændringer i sammen-

sætningen af samfundene, hvor særligt følsomme arter er reduceret markant

(Josefson m.fl. 2018). Tilsvarende er den nuværende udbredelse af ålegræsen-

gene meget mindre end for 100 år siden, da C. G. J. Petersen kortlagde den

(Fredriksen m.fl. 2004). Dette til trods for at der er sket en lille fremgang efter

år 2000. Det samlede areal af stenrev er også gået lidt op de senere år, men det

skyldes restaureringsprojekter på bl.a. Læsø Trindel i det nordlige Kattegat.

Denne fremgang skal ses på baggrund af det omfattende stenfiskeri, der først

stoppede i 1990érne, og som frem til dette tidspunkt havde fjernet betydelige

stenrevsarealer (Helmig m.fl. 2020).

103

9.5

Trusler mod biodiversiteten i havet

Der er pres på de marine fødekæder, både fra bunden af fødekæden, der pri-

mært skyldes udledning af næringsstoffer fra land, og fra toppen af fødekæ-

derne, hvor påvirkningen kommer fra fiskeriet. En meget væsentlig presfak-

tor er tab og forringelse af havets levesteder, og endelig påvirkes både leve-

stederne og processerne negativt af klimaforandringer. Effekten af disse fire

overordnede presfaktorer varierer inden for de mange forskellige levesteder,

der er i havet. Vekselvirkningen mellem de forskellige presfaktorer kan yder-

mere forstærke den samlede negative effekt på havets biodiversitet.

De danske farvande er blevet mere eutrofe i løbet af 1900-tallet på grund af

øget tilførsel af næringsstoffer fra land. Det stimulerer planteplanktonets

vækst, som så videre svækker lysets nedtrængning i vandsøjlen. Det betyder,

at ålegræs og makroalgerne får mindre dybdeudbredelse, og vegetationsbæl-

terne langs kyster og omkring stenrev bliver smallere. Reduktionen i udbre-

delsen af havgræsser og makroalger er i sig selv et tab af biodiversitet, men

fænomenet er også kritisk, fordi vegetationsbælterne bl.a. er vigtige som op-

vækstområde og skjulested for en lang række fisk. Den øgede biomasse i ha-

vets fødekæder, som er en anden følge af eutrofieringen, sker hovedsageligt i

de nederste led af fødekæden og stimulerer især de korte fødekæder som fx

planteplankton – blåmusling – edderfugl. Der er således en positiv relation

mellem bestande af edderfugle og næringsstofbelastningen. En væsentlig ne-

gativ effekt af eutrofiering er iltsvind, der typisk opstår i bundvandet i varme

og stille perioder, hvor nedbrydningsprocesserne stimuleres af det nedsyn-

kende organiske materiale. Iltsvind kan i værste fald udrydde hele bundfau-

nasamfundet. Selv i de tilfælde, hvor iltkoncentrationen i sig selv ikke bliver

kritisk lav, stimuleres dannelsen af giftig svovlbrinte i overfladesedimentet,

og det forringer kvaliteten af sedimentet som levested og reducerer markant

biodiversiteten på bunden (Høgslund m.fl. 2019).

Fiskeri, og for havfugle i mindre omfang jagt, fjerner organismer primært fra

toppen af den marine fødekæde og skaber en kunstig ”top-down” effekt på

økosystemet. Det har direkte effekt på populationstørrelserne af de arter, der

efterstræbes, men der er også indirekte effekter på andre arter fx i forbindelse

med bifangst, der også omfatter fugle og pattedyr. Ved trawling af havbun-

den er det især bundfaunaen, som enten fanges som bifangst eller skades nede

på bunden, når den kommer i kontakt med det slæbende redskab. Forholds-

mæssigt kan den mængde af dyr, der påvirkes, være størrelsesordner højere

end den egentlige fangst, hvor det især er dyr, der rager op af havbunden, fx

søanemoner, der er udsatte. Når der fjernes rovdyr fra toppen af fødekæden,

kan det endvidere forstyrre balancen i økosystemet. Nogle gange forekommer

søpindsvin i så store bestande, at de kan græsse makroalgevegetationen helt

ned. Fænomenet er observeret på nogle danske stenrev, især i Bælthavet. År-

sagen til disse masseforekomster kan skyldes mangel på naturlig ”top-down”

kontrol, hvor der mangler rovdyr som fx hummer, der kan kontrollere bestan-

den af søpindsvin (Steneck 1998).

104

Søanemonen

Pachycerianthus

multiplicatus.

Søanemoner og an-

dre dyr, der rager op af havbun-

den, er blevet sjældne i områder,

hvor havbunden forstyrres af

trawling. Foto: Peter Göransson

Tab og forringelse levesteder foregår på både lille og stor skala på havbunden

og omfatter effekter af offshore konstruktioner, råstof indvinding og fiskeri

med slæbende redskaber. I den store skala er det især stenrevene som land-

skabselementer, hvor arealet er mindsket af tidligere tiders stenfiskeri. Ud

over tabet af det samlede stenrevsareal har stenfiskeriet også forringet stenre-

vene som habitat, fordi det fortrinsvis er sten fra toppen af revet, der er blevet

fjernet, således at stenrevenes udstrækning i højden bliver mindre. Det giver

færre dybdezoner i algesamfundet og en samlet reduktion i biodiversiteten

(Kautsky m.fl. 1986, Duarte 1995). Når sten fjernes fra toppen af revet, vil det

resultere i færre huler og havgrotter i revet, som er nogle af de mest sjældne

levesteder. Endelig er det muligt, at fjernelse af store sten også medfører ero-

sion af revet. På sedimenthavbunden er det trawlingen, der er den største

presfaktor. Trawlingen medfører en homogenisering af havbunden, hvor fx

fjernelse af mindre sten og andet hårdt substrat, der ellers bidrager med hete-

rogenitet af den ellers mere homogene sedimentoverflade. Disse mindre

spredte forekomster af hårdt substrat har en anden fauna end det omgivende

sediment og bidrager til den samlede biodiversitet i området. I den helt lille

skala betyder forstyrrelsen, at de mini-strukturer i sedimentet, der er resultat

af dyrenes aktivitet, ødelægges. Disse gange er med til at ilte og afgifte svovl-

brinten i overfladesedimentet, og de er en forudsætning for opretholdelsen af

en høj biodiversitet. Det rørboende krebsdyr

Haploops

var tidligere udbredt

på mudderbunden i det centrale Kattegat, hvor dets rør dannede tætte tæpper

på havbunden, som i sig selv var et levested med en stor rigdom af arter. I

dag er disse samfund næsten helt forsvundet fra de indre danske farvande.

Trawlingen medfører også, at der hvirvles sediment op i vandsøjlen (Brads-

haw m.fl. 2012). I Danmark er det blevet påvist, at dette kan være en medvir-

kende årsag til, at ålegræsset bliver skygget og derfor har en ringe dybdeud-

bredelse i områder med trawling (Krause-Jensen m.fl. 2020).

105

Haploops tubicola

(her en hun

med æg om foråret) er et lille

krebsdyr, der lever i rør, som kan

danne meget tætte tæpper på

havbunden, som er levested for

et artsrigt samfund af af bunddyr.

Dette biogene habitat var tidligere

udbredt på den dybe bløde bund i

de indre danske farvande, men er

nu næsten forsvundet. Foto: Pe-

ter Göransson ©

Figur 9.2.

Spor efter trawling på

en sedimentbund observeret med

akustisk kortlægning af sediment-

overfladen. De parallelle spor,

der stammer fra skovle på traw-

lets sider. De blå linjer angiver et

trawlspor og formodet sejlretning.

Der kan i alt erkendes 70 indivi-

duelle spor på de ca. 3 km

, der

er opmålt. Fra Hansen &

Blomqvist 2018.

Klimaforandringer påvirker arternes udbredelse og kvaliteten af levestederne i

havet. De indre danske farvande er et nogle af de områder, hvor klimaforan-

dringerne slår relativt hurtigt igennem. Det skyldes dels den forholdsvis lave

vanddybe og farvandenes placeringen i overgangszonen mellem Østersøen og

Nordsøen. Klimaforandringerne har medført højere vandtemperatur på op

mod 1�½ grad i overfladevandet over de seneste ca. 30 år (Riemann m.fl. 2016),

og der forventes en fortsat stigning. Vandstanden vil ligeledes stige støt de næ-

ste århundreder, og ændret nedbør kan ændre hydrografien. Klimaforandrin-

gerne forandrer havets levesteder. Især habitaterne i kystzonen vil forandres.

Klimaforandringerne påvirker også de enkelte arters udbredelsesmønstrene. Fx

er der observeret et stigende antal mere varmekrævende fisk i nordiske far-

vande (Perry m.fl. 2005), og der har været fremsat en hypotese om, at der samlet

set vil indvandre flere arter, end der forsvinder, fordi den samlede pulje af arter

i varmere havområder er større (Hiddink & Coleby 2012). Men det er usikkert,

om indvandringen af de varmeelskende arter vil indvandre i samme tempo,

106

som de varmefølsomme arter vil forsvinde (BACC II 2015). Den generelt lavere

biodiversitet i koldere klimaer kan i sig selv være et udtryk for indvandringen

af arter mod højere breddegrader i varmeperioder efter istider (Pianka 1966).

Det er endvidere forventningen, at ændrede nedbørsmønstre i fremtiden vil

sænke saltholdigheden i Østersøen og dermed bidrage til en reduktion i biodi-

versiteten (BACC II 2015). Således synes det mest realistiske scenarium at være,

at klimaforandringerne umiddelbart har en negativ effekt på biodiversiteten.

Den stigende temperatur kan også gøre de danske farvande mere følsomme

over for indvandring af ikke-hjemmehørende arter, som er øget betragteligt

over de sidste tre årtier (Staehr m.fl. 2020). De indirekte effekter af klimaforan-

dringerne på havet kan være den største trussel, idet en stigende havtempera-

tur fx kan accelerere eller forstærke de negative effekter af eutrofiering på van-

dets iltindhold (Bendtsen og Hansen 2013b).

9.6

Valg af indikatorer

Status og udvikling i havets biodiversitet og naturindhold kan vurderes med en

række indikatorer, der omfatter både indirekte og direkte kvantitative mål for

biodiversiteten. Der er forskellige artsindikatorer, hvor arternes sjældenhed eller

økologiske tilpasninger tillægges en indikatorværdi. Der er indikatorer, der er

baseret sammensætningen af de biologiske samfund og dermed afspejler de bi-

ologiske processer, der former de biologiske samfund og den biodiversitet, der

knytter sig til dem. Endelig er der indikatorer for kvaliteten af de forskellige fy-

siske levesteder. Artsindikatorerne er generelt ringe udviklet for havet. Rødliste-

arterne omfatter fx ikke planter, og de er begrænset til et fåtal af større mobile

hvirveldyr som fugle, fisk og pattedyr, hvor der er kendskab til deres populati-

onsstørrelse. For de meget store grupper af andre dyr, de hvirvelløse dyr, der

lever på havbunden, anvendes traditionelt indikatorer, der er baseret på sam-

mensætningen og artsrigdommen af hele bundfaunasamfundet (fx Gray 2000).

Til trods for at der er en lang videnskabelig tradition for at anvende biodiversi-

tetsindikatorer, så er der relativt få indikatorer, hvor der er opnået konsensus

om, hvordan de skal anvendes i forvaltning af havets biodiversitet både natio-

nalt og internationalt. Forvaltningen af havets biodiversitet sker hovedsageligt i

regi af de tre EU-direktiver habitatdirektivet (som omhandler specifikke leveste-

der og arter), vandrammedirektivet (som omhandler den økologiske tilstand i

kystnære områder) og havstrategidirektivet (som omhandler miljø- og naturtil-

standen i alle medlemsstaternes havområder). Habitatdirektivet beskriver 8

danske marine levesteder, hvoraf de 4 er kystnære (flodmundinger, vadeflader,

laguner, bugte), og de udgør tilsammen ca. 15% af det danske havareal. De ha-

bitater, der også forekommer på åbent hav, er rev, boblerev, havgrotter og sand-

banker. Arealet af rev er kun opgjort inden for Natura 2000-områder, hvor de

udgør 2 % af arealet (Helmig m.fl. 2000), mens de øvrige kun udgør 1,7 % af det

samlede areal (Fredshavn m.fl. 2019a). Langt det største havareal, der primært

udgøres af forskellige typer sedimentbund, er således ikke omfattet. I forhold til

Vandrammedirektivet vurderes det kystnære marine økosystems tilstand med

tre indikatorer, der beskriver henholdsvis klorofylindholdet i vandet, ålegræs-

sets dybdegrænse og bundfaunaens sammensætning. Klorofylindholdet er en

proxy for mængden af planteplankton og er dermed primært en indikator for

processer, der relaterer sig til eutrofiering. Udbredelsen af den vegetationsdæk-

kede havbund (ålegræs og makroalger) er en vigtig indikator for både den hårde

og den bløde havbunds kvalitet som levested, og denne indikator overvåges i

det danske overvågningsprogram NOVANA. Ålegræssets dybdegrænse, dvs.

hvor dybt ålegræsset vokser, er indikator for processerne eutrofiering og fysisk

forstyrrelse af havbunden. Men indikatoren beskriver også udbredelsen af den

107

meget vigtige biotop, som ålegræsengene i sig selv udgør. Bundfaunaindikato-

ren, DKI, er baseret på diversitet og sammensætning af bundfaunasamfundet,

og den er også et mål for både biodiversitet og miljøkvalitet.

Havstrategidirektivet, som omfatter EU´s samlede havområder, indeholder

11 forskellige såkaldte deskriptorer, hvoraf syv har en relation til havets bio-

diversitet. Der er: Biodiversitet (D1), ikke-hjemmehørende arter (D2), er-

hvervsmæssig udnyttede bestande (D3), fødenet (D4), eutrofiering (D5), hav-

bundens integritet (D6) og pelagiske ændringer (D7). Det er i særlig grad de-

skriptorerne D1 og D6, der er vigtige i relation til biodiversitet. De har fokus

på henholdsvis arter (D1) og havbundens levesteder med de tilknyttede dyre-

og plantesamfund (D6). For hver deskriptor er der foreslået en række forskel-

lige indikatorer, som er under udvikling, afprøvning og formel godkendelse.

Arbejdet er således ikke færdigt, og det betyder, at der for de åbne havområ-

der stort set ikke findes standardiserede indikatorer og ej heller accepterede

tærskelværdier til at vurdere målopfyldelse. I denne analyse er udvalgt arts-

indikatorerne fra rødlistevurderingerne. Fra vandrammedirektivet indgår in-

dikatorerne ”ålegræssets dybdegrænse” og kvalitetsindekset for bundfauna

(DKI), som begge er beskrevet i Carstensen m.fl. (2014). Levestederne og pro-

cesserne vurderes i det omfang, der er relevante data og indikatorkandidater,

primært med indikatorer fra Havstrategidirektivets deskriptor 2 (ikke-hjem-

mehørende arter), 5 (eutrofiering) og 6 (havbundens integritet), som omhand-

ler både presfaktorer og økosystemprocesser.

9.7

Arterne

Blandt de mange rækker og klasser af dyr, der findes i havet, omfatter Den

danske Rødliste kun hvirveldyr (fugle, fisk og pattedyr). Af de syv fiskearter,

der er på rødlisten, er to vurderet i tilbagegang, mens udviklingen enten er

ukendt eller stabil for de øvrige fem (se Bilag B). De to fisk i tilbagegang kom-

mer fra henholdsvis de dybeste områder i Norskerende (Skolæst) og fra kyst-

zonen, hvor tyklæbet multe fortrinsvis forekommer om sommeren. For yng-

lefuglene, der er repræsenteret med 24 arter, er otte arter er i fremgang, otte

er i tilbagegang, mens udviklingen er stabil for de øvrige otte arter. Edderfugl

er i tilbagegang (Tabel 9.1), og det er værd at bemærke, fordi de danske far-

vande her spiller en stor rolle for hele den nordeuropæiske bestand. Edder-

fugl er sammen med toppet skallesluger og bjergand (under dens vinterop-

hold) nogle af de fuglearter, der er tættest knyttet til det lokale marine økosy-

stem, idet de lever af den stedfaste bundfauna. Af de fugle, der findes på det

åbne hav og lever af pelagiske fisk, er flere i fremgang, som fx alk, lomvie og

rovterne. Sulen, som ikke er rødlistet, synes også i fremgang i de indre danske

farvande, hvor den nu hyppigt optræder. Fugle i fremgang omfatter også hav-

ørn, der i de seneste tre årtier har genindvandret til Danmark efter at have

været væk i næsten 100 år. Den har nu etableret en stor ynglebestand, og den

anden ørn, der træffes til havs, fiskeørn, er også i fremgang. Blandt de patte-

dyr, der er på habitatdirektivets bilag, er både gråsæl, spættet sæl og odder (i

kontinental region) i fremgang, mens bestandsudviklingen for marsvin er sta-

bil. Bestandsudviklingen er ukendt for de øvrige større hvaler, som hvidnæse

delfin, langluffet grindehval, spækhugger, vågehval og finhval. Det er usik-

kert, om bestandene af damflagermus og vandflagermus er stabile.

Udviklingen i udbredelsen af havets samfund af havgræsser og makroalger de

sidste 10 år skal ses i forhold til store langtidsændringer. I forhold til den histo-

riske udbredelse af ålegræs er der sket en markant reduktion frem til 1998. I den

efterfølgende periode er der sket en svag stigning. Makroalgevegetationens

108

samlede dækningsgrad på stenrev og langs kyster er tilsvarende steget svagt i

perioden 1998-2019, men her kendes den historiske udvikling ikke. Den sam-

lede udvikling i havets bundfaunasamfund på sedimentbundene er beskrevet

med artsdiversiteten (alfadiversitet, antal arter pr. prøve) og sammensætnin-

gen, og viser ikke nogen generel trend i perioden fra 1989-2019, som kan kobles

til fx iltsvind. I de åbne farvande har bundfaunaen dog undergået meget store

udsving. Der var massiv tilbagegang i biodiversiteten i perioden 1995-2008,

som blev afløst af en generel fremgang i den efterfølgende periode fra 2010-

2019. Disse dekadesvingninger skyldes store år til år variationer i rekrutterin-

gen af larver til bundfaunasamfundet. Denne udvikling har foregået i områder,

hvor bundtrawling er den dominerede presfaktor, men svingninger i bundfau-

naens diversitet er dog ikke alene forårsaget af trawling, da områder med lav

trawlintensitet også viser svingninger. Det er dog et tydeligt mønster, som vi-

ser, at i de områder, der generelt trawles mest, har bundfaunaen ikke genvun-

det samme biodiversitetsniveau i løbet af de seneste 10 år med fremgang, som

det er sket i de områder, der trawles mindst (Figur 9.3).

Figur 9.3.

Udviklingen i gennem-

snitlig artsrigdom i bundprøver

(antal arter pr prøve 143 cm

) i de

åbne dele af de indre danske far-

vande 1980 – 2019. Røde sym-

boler angiver de stationer, hvor

trawlintensiteten formodes at

være meget høj igennem det se-

neste årti, og grå symboler angi-

ver stationer med forventet mo-

derate/lav trawlintensitet. Forde-

lingen af trawlintensiteten mellem

de to grupper af stationer fra før

2007 er ukendt.

Når det gælder udviklingen i havbundens dyre- og planteliv generelt, så har

der været et stort pres på disse samfund allerede fra begyndelsen af forrige år-

hundrede, dvs. lang tid før den systematiske overvågning af arter og levesteder

startede. Det er således svært at vurdere de ændringer, der er sket med udbre-

delsen af de enkelte levesteder og udviklingen i den tilknyttede biodiversitet i

forhold til en naturlig referencetilstand uden negativ påvirkning, fra fiskeri,

eutrofiering og gradvise klimaforandringer. De få sammenlignelige data, der

findes fra C. G. J. Petersens undersøgelser i begyndelsen af 1900-tallet, viser, at

ålegræsset var meget mere udbredt dengang (Frederiksen m.fl. 2004). Bundfau-

nasamfundet har også ændret sig, idet mange af de arter, der især er følsomme

for fysisk forstyrrelse fra trawling, er blevet relativt sjældne (Josefson m.fl.

2018). Der er også dyresamfund, der stort set er forsvundet, som fx Haploops-

samfundet, hvor dette lille krebsdyr danner sammenhængende strukturer af de

rør, de lever i nede i sedimentet. Disse tæppelignende strukturer er i sig selv et

habitat med høj biodiversitet, og de var udbredte i Kattegat og Bælthavet i be-

gyndelsen af 1900-tallet (Petersen 2013), men er næsten forsvundet i dag. Disse

sammenlignelige data er imidlertid så sparsomme, at det ikke er muligt at vur-

dere det samlede omfang af disse langtidsændringer.

109

Tabel 9.1.

Artsindikatorer for hav. For hver indikator er vist opgørelsesmetoden og vidensgrundlaget (”Dd”: direkte opgørelse på

data; ”Di”: indirekte opgørelse på data; ”E”: ekspertvurdering). Udviklingstendenserne er vist ved antallet af arter eller naturty-

per, der i den undersøgte periode er i en positiv udvikling (”Frem”), stabil eller fluktuerende (”Stabil”), i en negativ udvikling (”Til-

bage”) eller ”Ukendt”, fordi udviklingen ikke er relevant at undersøge eller er ukendt eller usikker pga. mangelfulde data. I kolon-

nen ”konklusion” er vurderet, om indikatoren overvejende er i tilbagegang (”T”), stabil (”S”), fremgang (”F”), eller om det er

ukendt, om tilbagegangen er bremset (”U”) (metoden er beskrevet i afsnit 2.4). Bemærk at næsten alle ynglefugle også findes

på rødlisten (se Moeslund m.fl. 2019 og Bilag B). For enkelte arter kan der være modsatrettede tendenser, alt efter om data

stammer fra Artikel 17 afrapporteringen eller fra rødlisten, da vurderingerne tager udgangspunkt i forskellige tidsperioder og

kriterier. I kolonnen ”Bevaringskriterier” er angivet, hvor langt indikatoren (uden hensyn til den aktuelle udviklingstendens) er fra

en gunstig tilstand, hvor 100% viser, at alle undersøgte havområder vurderes at være egnede levesteder i fht. den konkrete

artsindikator, og ”U”, at kriterierne er ukendte. Mindst 90% af økosystemets samlede areal skal bestå bevaringskriterierne, for at

indikatoren vurderes stabil eller i fremgang (se også afsnit 2.7). Sidste kolonne sammenfatter, om tilbagegangen er bremset for

den enkelte indikator, hvor rød signatur angiver, at målsætningen ikke er opfyldt, grøn signatur, at målsætningen er opfyldt, og

grå signatur, at målopfyldelsen er ukendt eller usikker. Indikatorerne om ålegræs, makroalger og bundfauna er på baggrund af

data fra NOVANA programmet (Hansen & Høgslund 2021). For yderligere detaljer om analysemetoder og resultater af de data-

baserede analyser henvises til Bilag A og for en detaljeret gennemgang af de vurderede arter henvises til Bilag B-D.

Udviklingstendenser

Opfyldelse

Bevaringskri-

Arter

Ynglefugle

Bestandsstørrelser for 24 yngle-

fuglearter (2007-2018).

Habitatarter

Bestandsstørrelser i 28 vurderin-

ger (17 bilagsarter) (2007-2018).

Ålegræs

Ålegræssets dybdegrænse i

fjorde og kyster.

Makroalger

Kumuleret dækningsgrad af fler-

årige makroalger i fjorde, kyster

og stenrev (2010-2019).

Hvirvelløs bundfauna

Alfa-diversiteten af den hvirvel-

løse blødbundfauna i de indre

danske farvande (2010-2019).

Hvirvelløs bundfauna

Hvirvelløs bundfauna kvalitetsin-

deks (DKI v3) (2010-2019).

Hvirveldyr (fisk, fugle og pattedyr)

Truede og næsten truede arter

på Den danske Rødliste 2019.

9.8

Levestederne

Habitatdirektivets levesteder er, bortset fra stenrev (1170), primært kystnære

områder og udgør samlet set en lille andel af det samlede havbundsareal, og

udviklingen i deres udbredelse er dårligt kendt. Udbredelsen af rev er sti-

gende grundet restaureringsprojekter, men det er uvist, hvor stor den nuvæ-

110

Målsætning

Konklusion

Indikator

Metode

Viden

Tilbage

Ukendt

Stabil

terier

Frem

rende udbredelse er i forhold til den historiske udbredelse. Havstrategidirek-

tivets kriterier for udviklingen i levesteder tager udgangspunkt i tab af hav-

bundsareal (D6C1) og areal, der er forstyrret havbund (D6C2). Grænsen mel-

lem forstyrrelse og tab af levesteder er ikke veldefineret, men ifølge havstra-

tegidirektivet (EU Kommissionen 848, 2017) bør forstyrrelse af havbunden,

der ikke regenereres i løbet af 12 år, betragtes som tab. Tab af levesteder om-

fatter areal anvendt til offshore-konstruktioner, substrat tabt ved råstofind-

vinding og tilbagegang for arter, der danner de biogene habitater. Det tab, der

skyldes offshore-konstruktioner m.m., er et lille, men velkendt areal (0,7 %).

Det tab, der skyldes gentagne iltsvind, er ikke defineret direkte som tab, men

da iltsvind rammer de samme steder igen, kan det skønsmæssigt sættes som

det gennemsnitlige årlige areal på ca. 1,8 % (Tabel 9.2). Permanente trawlska-

der er ikke medregnet i tabt areal.

9.9

Processerne

Der er en række biologiske processer, som er en forudsætning for, at de bio-

logiske samfund på havbunden kan opretholde en høj biodiversitet, som kræ-

ver fravær af fysisk forstyrrelse. Et godt eksempel er den iltning af sedimen-

terne, som skyldes at bundfaunaen ventilerer deres gange nede i sedimentet.

Det giver plads til flere forskellige dyr i den iltede zone. Hvis der sker en for-

styrrelse pga. trawling eller iltsvind, vil det iltede sedimentlag mindskes, og

jo oftere det sker, desto længere tid vil det tage for biodiversiteten og økosy-

stemfunktionerne at blive reetableret. Et andet eksempel er vegetationen og

den oprettede fauna (fx søfjer, søanemoner, havsvampe m.m.), som skaber

vitale leve- og skjulesteder, men som er særligt følsomme over for den fysiske

forstyrrelse fra bundtrawling. Fysiske forstyrrelser, der skader havbundens

biologiske samfund og havbundens kvalitet som levested (presfaktorer defi-

neret som hh. D6C4 og D6C3 i havstrategidirektivet), skyldes helt overve-

jende trawlfiskeri, idet 85 % af det samlede danske havareal er trawlet årligt,

og for nogle typer levesteder er påvirkningen fra bundtrawl op mod 100% af

arealet (Danmarks Havstrategi II 2018). Trawling er endvidere, i forhold til

andre typer af fysisk forstyrrelse, ansvarlig for mere end 99 % af den fysiske

forstyrrelse af havbunden. Omfanget og fordelingen af trawlfiskeriet overvå-

ges med satellit med VMS (Vessel

Monitoring System).

Data er ikke offentligt

tilgængelige, og det er dermed ikke muligt at vurdere udviklingstendenser.

Analyser af bundfaunadata i relation til trawlingintensitet viser signifikante

negative korttidseffekter på bundfaunaens biodiversitet (Hansen & Blomqvist

2018). Fiskeri med bundtrawl var udbredt allerede i første halvdel af 1900-

tallet, og langtidseffekten af denne kroniske forstyrrelse er permanent reduk-

tion og fravær af særligt følsomme arter (Josefson m.fl. 2018).

Iltsvind forårsaget af klimaforandringer eller eutrofiering (indikator, D5C5)

har været generelt stigende indtil 1998, og igen i den allerseneste periode

2010-2019 har der været områder, hvor iltsvindene har været mere langvarige,

muligvis på grund af klimaforandringer. Iltsvind påvirker ikke kun bundens

flora og fauna, men kan også medføre tab og forstyrrelse af levesteder i de frie

vandmasser. Torskens ”gydevolumen” er et eksempel på et pelagisk habitat,

der er truet af iltsvind (MacKenzie m.fl. 2000). Det er den vandmasse, som

torsken gyder i, og hvor der skal være både ilt nok til, at æggene kan udvikles,

og samtidigt en saltholdighed, der kan holde æggene flydende. I farvandet

omkring Bornholm kan torskens gydevolumen være begrænsende for rekrut-

tering til bestanden (MacKenzie m.fl. 2000).

111

Tabel 9.2.

Levesteds- og procesindikatorer for hav. For hver indikator er vist opgørelsesmetoden og vidensgrundlaget (”Dd”:

direkte opgørelse på data; ”Di”: indirekte opgørelse på data, herunder modellerede data; ”E”: ekspertvurdering). Udviklingsten-

denserne er vist som antallet af naturtyper eller arealandelen af de vurderede naturtyper, der i den undersøgte periode er i en

positiv udvikling (”Frem”), stabil eller fluktuerende (”Stabil”), i en negativ udvikling (”Tilbage”) eller ”Ukendt”, fordi udviklingen

ikke er relevant at undersøge eller er ukendt eller usikker pga. mangelfulde data. I kolonnen ”konklusion” er vurderet, om indika-

toren overvejende er i tilbagegang (”T”), stabil (”S”), fremgang (”F”), eller om det er ukendt, om tilbagegangen er bremset (”U”)

(metoden er beskrevet i afsnit 2.4). I kolonnen ”Bevaringskriterier” er angivet, hvor langt indikatoren (uden hensyn til den aktu-

elle udviklingstendens) er fra en gunstig tilstand, hvor 100% viser, at alle havområder har en gunstig tilstand i fht. den konkrete

levesteds- eller procesindikator,”U,” at kriterierne er ukendte, og ”<<,” at datagrundlaget er mangelfuldt, men arealandelen i en

gunstig tilstand vurderes at være alt for lav. Mindst 90% af økosystemets samlede areal skal bestå bevaringskriterierne, for at

indikatoren vurderes stabil eller i fremgang (se også afsnit 2.7). Sidste kolonne sammenfatter, om tilbagegangen er bremset for

den enkelte indikator, hvor rød signatur angiver, at målsætningen ikke er opfyldt, grøn signatur, at målsætningen er opfyldt, og

grå signatur, at målopfyldelsen er ukendt eller usikker. For yderligere detaljer om analysemetoder og resultater af de database-

rede analyser henvises til Bilag A.

Udviklingstendenser

Konklusion

Indikator

Metode

Vi-

den

Tilbage

Ukendt

Stabil

Frem

Opfyldelse

Bevaringskri-

Målsætning

Levesteder

Rev

Areal af rev (1170) (2 vurderinger)

(2007-2018)

Øvrige, habitatnaturtyper

Areal øvrige habitatnaturtyper (6 vurde-

ringer) (2007-2018).

Tab af havbund

Udstrækning af fysisk tab (permanent

ændring) af den naturlige havbund (kri-

terie D6C1).

Uforstyrret havbund

Samlet udstrækning af fysisk forstyrrelse Dd

af havbunden (kriterie D6C2).

Uforstyrret offshore havbund

Samlet udstrækning af fysisk forstyrrelse Dd

af offshore levesteder (kriterie D6C2).

Processer

Konkurrenceforhold for makroalger, Hvirvelløs bundfauna, makroalger og

hvirvelløse dyr og planteplankton

planteplankton (kriterie D2C1) (1989-

2014).

Naturlige næringsstofforhold

Naturlige iltforhold

Eutrofiering (2010-2019).

Permanent tabt areal som følge af ilt-

svind (kriterie D5C5) (2010-2019).

Naturlig klimaforhold, temperatur

Områder påvirket af stigende temperatu- Dd

rer som følge af klimaforandringer.

Naturlige klimaforhold, iltsvind

Iltkoncentrationer i havet som følge af

klimaforandringer.

Udbredelse af bundfaunasamfund

Tab af areal med naturlige bundfauna-

samfund (kriterie D6C3) (2010-2019).

Forstyrrelse af bundfaunasamfund Forstyrret samlet areal af bundfauna-

samfund (kriterie D6C4) (2010-2019).

Di?

Der ses et stigende antal arter af makroalger, bundfauna og planteplankton, der

ikke er naturligt hjemmehørende i de danske farvande (Tabel 9.2). Umiddelbart

112

terier

øger forekomsten af ikke-hjemmehørende arter biodiversiteten, men fænome-

net anses som et problem for økosystemets funktion, når invasive arter udbre-

der sig og udkonkurrer hjemmehørende dyr og planter. I løbet af de sidste 30

år har andelen af ikke-hjemmehørende arter været støt stigende, og de karakte-

riserer i stigende grad den biologiske sammensætning i havets økosystemer

(Staehr m.fl. 2020).

9.10 Samlet vurdering

Målet om at stoppe tabet af biodiversitet i de danske havområder er ikke op-

nået endnu. Havets fødekæder og biodiversitet er presset af primært fire pro-

cesser; eutrofiering, fiskeri, fysisk forstyrrelse af havbunden og klimaforan-

dringer. Disse påvirkninger har stået på over lang tid, og selvom der er sket

forbedringer i forhold til eutrofiering, og stenfiskeriets ødelæggende effekt på

de undersøiske landskaber er ophørt, må det formodes, at biodiversiteten i

havets forskellige miljøer stadig er langt fra en oprindelig uforstyrret tilstand.

Eutrofiering og den fysiske forstyrrelse af havbunden, har det tilfælles, at de

forårsager en homogenisering og det modvirker opretholdelsen af både sta-

bile økosystemfunktioner og høj biodiversitet. Klimaforandringernes påvirk-

ning af det fysiske miljø har forstærket de negative effekter af disse processer.

Havbundens dyre- og planteliv kan i stort omfang genskabe den nødvendige

heterogenitet i og på havbunden, fx ved dannelse af biogene habitater. Men

det er en langsommelig proces, der kræver, at havbunden får fred for den fy-

siske forstyrrelse. Livet i de frie vandmasser vil hurtigere kunne genoprette

økosystemfunktioner og biodiversitet, fordi organismerne enten har en kort

generationstid (plankton) eller er mobile og dermed nemmere kan indvandre

fra Danmarks nærområder. For de kommercielle arters vedkommende (som

ikke er vurderet her) og de arter, der påvirkes af de associerede bifangster,

kræver det dog et lavere fiskeritryk. Tabet af biodiversitet er ikke stoppet.

Artsindikatorerne for havet er ringe udviklet. De få (36) arter, der er på rødli-

sten, viser samlet set ikke nogen generel udvikling for havets biodiversitet. Be-

standsudviklingen hos flere af de havfugle, der søger føde på åbent hav, er dog

i fremgang, hvilket ikke tyder på, at fødeudbuddet i havet er en væsentlig be-

grænsende faktor.

Et andet gennemgående positivt træk ved udviklingen i arternes bestande er,

at de store toprovdyr er i fremgang. Det gælder fx de to sælarter, havørn, odder,

fiskeørn, rovterne, sule og flere af de andre rødlistede havfugle. I tillæg hertil er

den blåfinnede tun, som ikke er på listen, vendt tilbage til de danske farvande

de senere år efter 50 års fravær. Det kan tyde på at tabet af biodiversitet for

nogle af havets toprovdyr faktisk kan være stoppet. For den blåfinnede tun, kan

klimaforandringer måske have spillet en positiv rolle. Torsken, derimod, som

også befinder sig i toppen af fødekæden, som ikke er vurderet her, og som ikke

er på listen hører til de kommercielt udnyttede arter, viser til gengæld et mar-

kant fald i de sidste mange år (Liederkerke m.fl. 2020). Samlet set viser artsin-

dikatorerne ikke at tabet af biodiversitet er stoppet. De vegetationsdækkede le-

vesteder på havbunden er i de senere år gået lidt frem i udbredelse. Det gælder

tangskovene på den hårde bund. Den beskedne fremgang for havbundens ve-

getation kan forklares med generelle forbedringer i forhold til eutrofieringsni-

veauet i det marine økosystem i de seneste årtier (Carstensen m.fl. 2006; Rie-

mann m.fl. 2016). Bundfaunaens biodiversitet viser store tidslige udsving og de

seneste års fremgang skal ses på baggrund af en kraftig tilbagegang i det forrige

årti, så set over en længere periode er tabet af biodiversitet er ikke genoprettet.

113

Foto: Beate Strandberg

114

10 Agerland

Beate Strandberg og Jacob Sterup

Ekstern faglig kommentering: Jens Reddersen, Nationalpark Mols Bjerge.

Agerlandet, eller landbrugslandet, består af dyrkede marker, brakmarker,

vedvarende græsmarker og det, vi med en fællesbetegnelse kalder småbioto-

per, som dækker udyrkede levesteder som hegn, markskel, diger, markveje,

grøfter, gravhøje og lignende. Agerlandet udgør ca. 62 % af Danmarks sam-

lede landareal. Heraf er 96 % gårdanlæg og marker i omdrift og mens 4 % er

småbiotoper, hvortil også regnes ikke-befæstede markveje. Der er dog med

betydelige regionale forskelle (Caspersen & Nyed 2016).

10.1 Hvor findes agerlandets levesteder?

Marker med enårige afgrøder udgør langt den største del af det dyrkede areal,

og af de 96 %, der er i omdrift, pløjes en meget stor andel årligt. Disse hyppige

forstyrrelser gør, at markerne kun er levested for et fåtal af arter, der er tilpas-

sede de forstyrrelser, der forekommer, eller arter, der kun opholder sig i mar-

ken, når de fx fouragerer.

Siden 2003 har et krav om en arealandel af permanent græs på 5-10 % sikret,

at denne afgrøde stabilt har udgjort 7-8 % af det dyrkede areal. Disse “perma-

nente” græsarealer må imidlertid ikke forveksles med vedvarende græsarea-

ler, hvor der ikke er sket omlægning gennem mindst fem år eller med lysåbne

§3-beskyttede naturtyper som overdrev og enge. Arealer med permanent

græs må gerne pløjes, blot de sås med græs igen, og græsarealerne omlægges

i dag med jævne intervaller og tilsås med højproduktive græsarter og kløver.

Hyppig høst på arealerne bevirker, at kun hvidkløver, hvis den findes i blan-

dingen, kommer til blomstring, før høsten sluttes, ofte først i september må-

ned. Andre græsmarkarter som rødkløver, cikorie og lancet vejbred blomstrer

ikke gennem høstperioden.

Ekstensivt drevet vedvarende

græsmark, hvor der en gang år-

ligt tages slæt, og hvor der ikke

tilføres gødning. Marken indehol-

der derfor bl.a. blåhat (livskraftig),

som ellers forekommer meget

sjældent i agerlandet. Foto:

Beate Strandberg.

115

Arealet med vedvarende græs er derimod historisk lavt og har siden slutnin-

gen af 1990’erne udgjort omkring 0,2 % af det dyrkede areal. De få tilbagevæ-

rende vedvarende græsarealer og små overdrev er alle påvirkede af driftsfor-

men på nabomarkerne, og tilstanden på disse kulturpåvirkede arealer er ge-

nerelt meget ringe (Fredshavn m.fl. 2015).

Braklægning var en del af tidligere tiders landbrugsdrift, men opfattes i dag

som overflødig. Brakmarkerne har en positiv betydning for biodiversiteten i

agerlandet, fordi områder, som ikke pløjes og dyrkes, giver plads til arter af dyr

og planter, som ikke klarer sig i dyrkede marker (Bertelsen m.fl. 2008). De nu-

værende brakordninger (slåningsbrak, blomsterbrak og bestøverbrak) har dog

langt fra en tilsvarende betydning for biodiversiteten, idet arealerne tilsås med

græs og/eller urter og slås hvert år (Dalgaard m.fl. 2020, Strandberg m.fl. 2021).

Tilstedeværelse af braklagte are-

aler er af afgørende betydning for

bomlærken (næsten

truet),

der

udelukkende lever i agerlandet.

Den danske ynglebestand af

bomlærke gik kraftigt tilbage med

ophøret af brakarealerne i 2007.

Foto: Beate Strandberg.

I agerlandet findes også små udyrkede arealer, som kaldes for småbiotoper.

De kan enten være linjeformede som fx levende hegn, markskel, grøfter og

diger eller flade- og punktformede som gravhøje, krat, vandhuller, solitære

træer og arealer omkring landbrugsbygninger. Småbiotoperne er ofte så små,

at de ikke er omfattet af Naturbeskyttelsesloven, og mange småbiotoper er for-

svundet med intensiveringen af landbrugsdriften.

10.2 Naturen i agerlandet

Ud over at producere fødevarer er markerne levested for en række plante- og

dyrearter, der er tilpasset livet i landbrugslandskabet. En række pladskræ-

vende arter, blandt andet flere arter af rovfugle, svaner og gæs, men også hare,

rådyr og krondyr udnytter de store åbne markområder som levested og især

til fødesøgning. En del dyrearter opholder sig dog kun i markerne en del af

året og er også afhængige af levesteder, som ikke pløjes eller på anden måde

116

forstyrres fx til overvintring eller til redesteder. Markernes planter er overve-

jende enårige ukrudtsarter, blandt disse også arter, der i dag er sjældne, fordi

de udelukkende findes på markerne, men ikke tåler den intensive landbrugs-

drift med store mængder gødning og sprøjtegifte.

Småbiotoperne i det dyrkede land er vigtige for mange af agerlandets dyr og

planter. Mange dyr benytter både marker og småbiotoper som levested, fx

bygger humlebier rede i hegn eller stendiger og søger pollen og nektar både i

fx kløvermarker og på planter i hegn eller på stendiget. Småbiotoperne bruges

ofte af de lidt større dyr som tilholdssted og til fødesøgning, når markerne er

høstet, pløjet mv., ligesom invertebrater, padder, krybdyr og småpattedyr

overvintrer i småbiotoperne. Det gør dem særdeles betydningsfulde for

mange dyr. Endelig har småbiotoperne en funktion som trædesten eller lede-

linjer (spredningskorridorer) for dyr og planter. Den største del af biodiversi-

teten i agerlandet er således knyttet til småbiotoperne på trods af deres be-

grænsede areal (Moeslund m.fl. 2019).

Agerhumle (livskraftig) er en af

de arter, der klarer sig relativt

godt i agerlandet. Den er dog af-

hængig af, at der findes uforstyr-

rede steder, hvor reden kan etab-

leres. Reden findes over jorden

oftest i tæt vegetation af fx tuede

græsser. Foto: Beate Strandberg.

10.3 I et internationalt perspektiv

Set i et internationalt perspektiv er det danske agerland ikke enestående.

Agerlandet udgør imidlertid den største del af landarealet, ikke bare i Dan-

mark, men i hele EU, og er levested for mange arter. Blandt disse finder vi

også en række arter, der er beskyttelseskrævende. For eksempel er 20 % af de

97 danske fuglearter, der er truede og kræver særlig beskyttelse, i varierende

grad knyttet til agerlandet. Ud af 87 arter af truede og sårbare danske løbebil-

ler, kan de 14 findes i agerlandet. Agerlandet var tidligere levested for mange

vilde bier, ikke bare i Danmark, men også i resten af Europa, men intensive-

ringen af landbruget har i mange områder bevirket, at agerlandet ikke læn-

gere anses for et egnet levested for bier og andre blomstersøgende insekter,

og kun for 12 af de 107 rødlistede arter af bier angives agerlandet i dag som

levested, og fire af disse anses for uddøde i Danmark (Madsen 2019).

117

10.4 Status og historisk udvikling

Det samlede areal med småbiotoper faldt dramatisk frem til slutningen af

1980’erne. Det var især de våde og de mindste småbiotoper, som blev sløjfet

og i dag indgår i det dyrkede areal. I 1970’erne og 1980’erne forsvandt således

ét vandhul eller én mergelgrav hver 3. dag (Wilhjelmudvalget 2001). I ager-

landet er et sted mellem 95 % og 98 % af de oprindelige vådområder forsvun-

det gennem 1800- og 1900-tallet.

De tørre småbiotoper er dog også gået tilbage. Gravhøje, der er omgivet af

dyrkede marker, har været udsat for pløjning, gødskning og dyrkning, ofte i

så høj grad, at højene er pløjet ganske firkantede på trods af krav om en to

meter uforstyrret zone omkring højene. Det har ført til både reduktion i areal

og stor påvirkning af plante- og dyrelivet på gravhøjene. De gamle jord- og

stendiger blev rejst i morænelandskabet for 200-500 år siden for at markere

ejerforhold, men mange diger er forsvundet. Digerne var fra Naturbeskyttel-

seslovens ikrafttræden i 1992 beskyttet via § 4, men i 2004 overgik beskyttel-

sen til Museumslovens § 29a, og ansvaret for digerne blev udlagt til kommu-

nerne. Denne praksis har dog vist sig at være meget utilstrækkelig i forhold

til beskyttelsen af jord- og stendiger. Der er med dispensation eller ulovligt

nedlagt mange kilometer diger, ligesom træer og buske på digerne, der ofte

var adskillige hundrede år, er ryddet og brugt til flis. Digerne er vigtige som

levested for dyr og planter. For fugle, flagermus og mange insekter udgør de

væsentlige og ofte de eneste levesteder i et ellers monotont marklandskab.

Småbiotoper som hegn og sten-

diger er afgørende for mange af

de plante- og dyrearter, der fin-

des i agerlandet, men de udgør

et begrænset areal, og ofte lev-

nes meget lidt plads til naturen.

Hegnet beskæres så tæt, at den

intensive markbehandling kan fo-

regå næsten ind til træernes

stammer, og fodposen er højest

0,5 m. Fotos: Beate Strandberg

(tv), Nanna Strandberg (th).

I starten af 1900-tallet var græslandsplanter som liden klokke, blåhat, almin-

delig kællingetand, gul snerre, lancet-vejbred og håret høgeurt blandt de al-

mindeligste planter i Danmark. De voksede nemlig ikke kun på overdrev,

men indtog også braklagte marker, lige så snart der var pause i dyrkningen.

Og så voksede de i markskel, vejkanter, på jorddiger og alle vegne, hvor plo-

ven ikke kunne nå dem. I dag, blot 100 år senere, er disse arter blevet sjældne

i agerlandet, på nær i de mest sandede egne. Arterne klarer sig dårligt pga.

pesticidanvendelsen, den hårde konkurrence, som følger af den stigende be-

lastning med næringsstoﬀer, og intensiv sommergræsning levner heller ikke

plads, ligesom det begrænser eller udelukker blomstring. Mange græslands-

arter er også begrænset af dårlig spredningsevne og kortlivet frøbank. Med

græslandsplanterne er der ligeledes forsvundet mange insektarter. Belastnin-

gen med næringsstoffer og pesticider har også i høj grad ramt de tilgrænsende

småbiotoper.

118

Liden klokke (livskraftig) findes

fortsat på græsarealer på sand-

jord men blomstrer under hård

sommergræsning udelukkende

uden for hegnet, hvor kreaturerne

ikke kan nå dem. Foto: Beate

Strandberg.

I perioden 1993 til 2007 blev et betydeligt areal udtaget til brak for at regulere

EU’s landbrugsproduktion. I 2007 var det samlede braklagte areal ca. 178.000

ha. Dette areal er siden reduceret kraftigt, og i 2017 udgjorde det ca. 31.000 ha

(se Figur 10.1). De nuværende brakordninger (slåningsbrak, blomsterbrak og

bestøverbrak) har langt fra en tilsvarende betydning for biodiversiteten som

den tidligere braklægning, idet arealerne tilsås med græs og/eller urter og

slås hvert år (Dalgaard m.fl. 2020).

Figur 10.1.

Udviklingen i agerlandets arealanvendelse 2014-2017 (2017 dog kun foreløbige tal) ifølge de anmeldte arealer i

landmændenes enkeltbetalingsansøgninger. Linjen viser udviklingen i det samlede areal anmeldt som økologisk drift. Efter Dal-

gaard et al 2018)

Mens den historiske udvikling i agerlandets arealtyper og småbiotoper er for-

holdsvis veldokumenteret, ved vi langt mindre om udviklingen i biodiversi-

teten. De artsgrupper, hvor udviklingen er mest veldokumenteret, er fuglene

og enkelte pattedyr, der drives jagt på. Data for de øvrige plante- og dyrearter

er ikke landsdækkende, men der findes enkelte gentagne undersøgelser af fx

udviklingen i ukrudt på markerne, vilde planter i grøftekanter og humlebier

119

i rødkløvermarker. Undersøgelser, som i alle tilfælde har vist omfattende til-

bagegang. Ukrudtfloraen på markerne har ændret sig markant gennem tre

undersø-gelsesperioder 1967-70, 1987-89 og 2001-04. Artsantallet har generelt

været faldende, men nogle almindeligt forekommende arter er dog blevet be-

tyde-ligt hyppigere. Især overgangen fra dyrkning ad vårafgrøder til udbredt

dyrkning af vintersæd har haft stor betydning, men også pesticidforbruget

angives at have markant betydning (Andreasen & Streibig 2011).

Vores viden om udviklingen af jordbundens dyreliv af eksempelvis spring-

haler, mider og regnorme er også relativt begrænset. Mange jordbundsdyr le-

ver i jordoverfladen, hvor de er afhængige af dødt plantemateriale (førne),

som de lever af og nedbryder. Førne mangler i mange dyrkede marker med

kortvarige afgrøder, men findes i brakmarker og i de omgivende markskel,

hegn og andre småbiotoper. I Tjekkiet regnes 17 arter af springhaler for at

være forsvundet, og 136 ud af 334 registrerede arter er anført som kritisk tru-

ede (Rusek 2005). I Danmark formodeskan der let væremere end 50 truede

arter knyttet til agerlandet at være truede. Den primære årsag til tilbagegan-

gen findes især i fragmentering samt forringelse og tab af levesteder (Fjellberg

2010). Tilsvarende formodes udviklingen i landbruget at have medført en

nedgang i antallet af agerlandets regnormearter, hvor der ofte kun ses få arter

mod tidligere som i dag varierer mellem syv ogop til 15 arter.

Pløjefri dyrkning og især ’conservation agriculture’, som i 2018 udgjorde et

areal på hhv. 319.000 ha og ca. 5.000 ha, kan have en gavnlig effekt på biodi-

versiteten. Især regnorme, overfladelevende insekter og fugle påvirkes for-

ventes at blive gavnligt af påvirketde relativt uforstyrrede jordbundsforhold

men også at jorden ved ’conservation agriculture’ altid skal være vegetations-

dækket (afgrøde, efterafgrøde eller afgrøderester) (Søby 2020, Pedersen &

Wejdling 2019).

10.5 Trusler mod biodiversiteten i agerlandet

Truslerne mod biodiversiteten i agerlandet består i dag i intensivering af land-

brugsdriften, som omfatter øget markstørrelse, fjernelse eller ødelæggelse af

småbiotoper, belastning med næringsstoﬀer og sprøjtegifte samt jordbear-

bejdning. Afgrødevalg og sædskifter er også ændret til fordel for enårige af-

grøder, kortere eller ingen sædskifter og færre græssende dyr på markerne i

en mindre del af året. Alle disse faktorer har samlet set ført til, at agerlandet

er blevet mere og mere ensformigt. Den gennemsnitlige markstørrelse steg i

perioden 1995 til 2015 med 36-48 %, især i områder hvor læhegn er mindre

nødvendige (Caspersen & Nyed 2016). Den stigende markstørrelse ses på så-

vel konventionelle som økologiske brug. I perioden 1995 til 2008 sås bl.a. af

denne grund et fald på 6,5 % i arealet med levende hegn i det sydvestlige

Jylland. En række undersøgelser (fx Aude m.fl. 2003, 2004) har vist, at brugen

af gødningsstoﬀer påvirker småbiotoperne, og hegn og andre småbiotoper er

i dag typisk domineret af nogle få næringselskende planter som græsser,

brændenælde og tidsler. Afdriften af sprøjtegifte fra markerne påvirker lige-

ledes småbiotoper som hegn og markkanter, der ligger tæt på markerne, med

negative konsekvenser for biodiversiteten (Strandberg m.fl. 2013, 2019, Boutin

m.fl. 2014, Dupont m.fl. 2018). Når sprøjtning med gift ophører ved omlæg-

ning til økologisk drift, går der en årrække, før diversiteten af planter og dyr

i småbiotoper som hegn ændres i væsentlig grad, dels pga. en akkumuleret

næringsstofpulje dels pga. spredningsproblemer. Kontinuitet i den økologi-

ske driftsform er derfor en forudsætning for, at der kan opnås en væsentlig

forbedring i biodiversiteten i agerlandet. Men umiddelbart efter ophør af

120

sprøjtning ses en signifikant forøgelse af blomstringen af urterne i hegn og

andre marknære biotoper, hvilket forøger føderessourcen for blomstersø-

gende insekter som bier og sommerfugle (Strandberg m.fl. 2013).

Tilbagegangen i både antal og størrelse af småbiotoper og den negative på-

virkning af levestedernes tilstand må samlet set anses for den største trussel

mod biodiversiteten i agerlandet.

Intensiveringen af landbrugsdriften gennem de sidste 50-100 år, der har ført

til stærkt stigende udbytter, har samtidig haft en negativ påvirkning af vigtige

økologiske processer og egenskaber som fx jordbundsdannelse, næringsstof-

kredsløb, bestøvning og kulstoflagring (Stoate m.fl. 2009). De økologiske pro-

cesser har stor betydning for biodiversiteten i agerlandet. Det gælder jord-

bundsorganismernes omsætning af organisk stof, insekternes bestøvning af

planterne, husdyrenes græsning, billernes og svampenes omsætning af ko-

kasserne og rovdyrene, som æder planteæderne. Disse processer bidrager alle

til biodiversiteten og danner samtidig grundlag for produktionen af fødeva-

rer. For bestøvende insekter er det imidlertid dokumenteret, at kun et begræn-

set antal af almindeligt forekommende arter bidrager signifikant til bestøv-

ningen af afgrøder (Kleijn m.fl. 2015).

10.6 Arterne

Ser man på alle grupper af rødlistede arter for agerlandet, er de fleste arter

med kendt udvikling gået tilbage (114 arter), mens en mindre andel er stabile

(86 arter), og kun et begrænset antal vurderes i fremgang (28 arter). Især for

planter, hvirveldyr og øvrige leddyr ses en fortsat tilbagegang, men udviklin-

gen er dog vurderet ukendt for de fleste rødlistede arter knyttet til økosyste-

met (148 arter) (Moeslund m.fl. 2019).

For fuglene er stort set alle de arter, der alene yngler i agerlandet, i tilbage-

gang. Typiske agerlandsarter som vibe (sårbar), sanglærke (næsten

truet),

gulspurv (sårbar) og bomlærke (næsten

truet)

har alle været i markant tilba-

gegang siden 1970’erne, hvor der blev påbegyndt systematisk overvågning af

bestandsudviklingen gennem DOFs punkttællingsprogram, og arterne går

fortsat tilbage (Moshøj m.fl. 2019). Ikke alle arter er dog gået konstant tilbage

i perioden. Bomlærke gik frem i 1990’erne, men har været i tilbagegang siden

opdyrkningen af brakarealerne i 2007 (Moeslund m.fl. 2019). Bestanden af

agerhøne (sårbar) gik markant tilbage omkring 1980, men siden har tilbage-

gangen ikke været konstant. Bestanden gik frem mellem 1985 og 1995, hvor-

efter den atter gik tilbage, men bestanden var dog stabil mellem 2008 og 2017

(Moshøj m.fl. 2018). Vibe opfattes som karakterfugl i det åbne landskab, men

den er i fortsat tilbagegang, og ynglebestanden er de seneste 10 år gået tilbage

med omkring 20 % (Figur 10.2). De væsentligste årsager formodes af være

dræning, pesticider og intensiv udnyttelse af græsarealer.

En art som stær (sårbar), der finder en stor del af føden på afgræssede marker,

er gået markant tilbage i takt med, at stadigt færre køer kommer på græs, og to

ud af tre stære er forsvundet i løbet af 40 år (Moshøj m.fl. 2018). Gul vipstjert

(livskraftig), der benytter tilsvarende habitater, gik kraftigt tilbage indtil om-

kring 2000. Bestanden har siden været stabil, måske som en følge af, at arten i

stigende omfang er begyndt at yngle i dyrkede marker (Vikstrøm & Moshøj

2020).

121

Tabel 10.1.

Artsindikatorer for agerland. For hver indikator er vist opgørelsesmetoden og vidensgrundlaget (”Dd”: direkte opgø-