Torvutvinning och terrester biologisk mångfald · Web viewTorvutvinning och terrester biologisk...

ArtDatabanken

Torvutvinning och terrester biologisk mångfald

Sammanställning av aktuell kunskap om torvutvinningens miljöpåverkan på biologisk mångfald enligt uppdrag NV-00702-16.

Eddie von Wachenfeldt och Sebastian Sundberg

SLU, Box 7070, SE-750 07 Uppsala, Sweden tel: +46 (0)18-67 10 00Org.nr 202100-2817 [email protected]


1. Torvtäkters pågående påverkan

Utvinningen av torv sker på relativt små arealer men får allvarliga konsekvenser för täktområdets växt- och djurliv eftersom livsmiljön förstörs. Förändringar i hydrologin kan även påverka miljöer i täktens omgivning. Restaurering till hur våtmarken var ursprungligt är sällan möjlig utan det får skapas förutsättningar för nya värden (SOU 2002).

1.1 NaturtyperMed tanke på att bevarandestatusen är otillfredsställande eller dålig för många av våtmarkstyperna i art- och habitatdirektivet (Eide 2014) och utbrednings- och förekomstarealen av dessa inte får minska om god bevarandestatus ska kunna uppnås, så bör inte torvbruk bedrivas på ett sätt som negativt inverkar på naturtypernas bevarandestatus (Tabell 1).

Tabell 1. Bevarandestatus (samlad bedömning) för naturtyper (Eide 2014) som innehåller torv och som kan påverkas av torvutvinning för respektive region. Bevarandestatus bedöms som gynnsam (FV), Otillfredsställande (U1) eller dålig (U2). Minustecken (-) innebär att situationen för naturtypen försämras.

AHD kod K ortna mn Alpin B orea l K ontinenta l 7110 Högmos s ar U1 U2-7120 Degenererade högmos s ar U2- U2-7140 Öppna mos s ar och kärr U1- U1-7160 K ällor och källkärr F V U1- U27230 R ikkärr F V U1- U2-7310 Apamyrar F V U191D0 S kogbevuxen myr F V F V U1

R eg ion

1.2 Arter Många arter är anpassade till våtmarker och de förhållanden som råder där. Av Sveriges 4339 rödlistade arter och underarter förekommer 475 (11 %) i myrbiotoper (ArtDatabanken 2015). För 224 av dessa rödlistade arter är myrbiotoper viktiga livsmiljöer (Tabell 2). Mossorna är den organismgrupp som har högst antal rödlistade arter knutna till myrbiotoper, 56 stycken. Det är samtidigt en hög andel (23 %) av de rödlistade mossorna totalt. Andra organismgrupper med en hög andel (>20 %) av de rödlistade arterna knutna till myrbiotoper är fåglar,

2(21)


grod- och kräldjur, spindeldjur och icke-marina blötdjur. Generellt är minst antal rödlistade arter knutna till mossar medan flest är knutna till rikkärr (Tabell 2). Dock har mossorna och fjärilarna relativt många arter som är knutna till mossar. Flera rödlistade mossor och fåglar finns i fattigare kärr och blandmyrar. Kärlväxterna har många arter som är knutna till rikkärr, medan mossor, sländor och blötdjur har en hög andel rödlistade arter knutna till källkärr.

Tabell 2. Antal rödlistade arter i olika organismgrupper för vilka myrar är viktiga habitat (samt andel av de rödlistade inom organismgruppen), deras fördelning i olika myrtyper och antal av dessa arter som är upptagna i art- och habitatdirektivets bilagor (2, 4 och 5) samt i fågeldirektivets bilaga 1. Data från ArtDatabankens Artfakta. Observera att flera myrtyper kan vara viktiga så att summan av myrtyperna blir större än antalet arter i myrbiotoper, medan summan i andra fall är lägre då myrtypsklassningar inte har gjorts för alla arter.

Av arterna i EU:s art- och habitatdirektivs bilaga 2 och 4 är de flesta knutna till rikkärr (7230) källkärr (7160 och 7220) eller rikare delar av aapamyrar (7310). Undantag utgör lappranunkel, mikroskapania och platt spretmossa vilka främst förekommer i trädklädd myr (91D0) bland de aktuella naturtyperna, medan brunbjörn förekommer i de flesta myrtyperna. Det stora antalet mossarter i direktivets bilaga 5 beror på att samtliga vitmossarter ingår. Av fåglarna i fågeldirektivet häckar majoriteten i eller i anslutning till stora myrkomplex (7310 och 7140) i norr eller på stora öppna mossar i söder (gäller främst ljungpipare i 7110 och möjligen 7140). Detta understryker att naturtypsklassad myr inte bör exploateras för att undvika att skada populationerna av de listade arterna.

För de arter som förekommer inom själva täktområdet förstörs livsmiljön helt eller delvis beroende på täktmetod. Mobila arter får försöka ta sig en ny passande livsmiljö. I de fall det inte lyckas kommer de individer som blir kvar dö

3(21)

Organismgrupp Myrbiotoper (andel av alla rödlistade)

Mossar Kärr och blandmyrar

Fattig- eller intermediär-kärr

Rikkärr Källkärr CR EN VU NT DD Summa rödlistade

AHD bilaga 2

AHD bilaga 4

AHD bilaga 5

Fågeldi-rektivet

Kärlväxter 24 (5%) 2 17 6 3 4 4 12 23 4 4 1Mossor 56 (23%) 8 21 22 10 13 4 5 9 2 20 7 36Storsvampar 4 (1%) 2 2 1 1 2 4Lavar 8 (3%) 1 1 3 4 8Däggdjur 1 (5%) 1 1 1Fåglar 23 (23%) 3 4 6 2 1 1 8 8 17 16Grod- och kräldjur 3 (38%) 1 2 2 1 3 2Steklar 2 (1%) 1 1 1 2Fjärilar 31 (6%) 8 2 8 1 1 12 17 1 31 1Tvåvingar 27 (12%) 1 4 3 2 3 9 8 7 27Skalbaggar 49 (6%) 5 2 5 8 1 12 28 8 49Halvvingar 6 (9%) 1 2 1 3 2 1 6Hopprätvingar 1 (20%) 1 1Sländor 7 (15%) 1 1 5 1 4 1 1 7Spindeldjur 18 (23%) 2 5 2 5 1 2 13 2 18Blötdjur (ej marina) 7 (23%) 3 5 1 2 3 1 7 3Summa 224 (6%) 29 41 39 61 36 4 19 66 109 26 224 15 7 37 16


tillsammans med individerna av de arter som inte är mobila. Även närområdet påverkas i form av förändrad hydrologi, damm och buller under själva brytningen. För att återfå en fungerande hydrologi så krävs att den att grundvattenytan höjs och avvattnande diken läggs igen.

2. Efterbehandlingens påverkanTäkttillstånd villkoras ofta med att verksamhetsutövaren ska ta fram en efterbehandlingsplan och efterbehandla täkten efter det att utvinningen upphört. När en torvtäktsverksamhet upphör så ska täktområdet efterbehandlas. De vanligaste typerna av efterbehandling är:

- Plantering av skog, energiskog eller grödor (exempelvis rörflen)

- Återskapande av våtmark med förutsättning för att bli torvbildande (myr) genom återvätning, med grundvattenytan nedanför torvens markyta.

- Annan markanvändning exempelvis skapande av sjö/viltvatten, dvs. återvätning med en ny grundvattenyta som ligger ovanför markytan.

Efterbehandling av en torvtäkt får resultat som vanligen skiljer sig väsentligt från den ursprungliga myren och får ses som att det skapas möjlighet till nya miljöer. Eftersom många täktområden redan lokaliserats i myrar som har låg grad av naturlighet och är påverkade av exempelvis dikning så kan det krävas omfattande restaurering inte bara i själva täktområdet utan även i närområdet.

När man vill utvinna torv från myrar så är torvmäktigheten viktig för att utvinningen ska kunna ske under en eller flera koncessionsperioder. Vid utvinning av odlingstorv så lämnas ofta ett lager torv kvar innan man når mineraljorden. Vid utvinning av energitorv så försöker man ta all torven i täkten ner till mineraljorden.

Antalet vetenskapliga publikationer om både utvinning av torv och restaurering har stadigt ökat de senaste 25 åren, där målet har omfattat många ekosystemtjänster (Kimmel & Mander 2010). Kunskapen om efterbehandling av torvtäkter för att gynna just biologisk mångfald är dock fortfarande relativt begränsad (von Stedingk 2009).

2.1 Återskapa myrmarkEftersom bevarandestatus är dålig för högmossar, källmiljöer och rikkärr i kontinental region är det särskilt angeläget att restaurera områden där dessa

4(21)


naturtyper är skadade och det finns goda förutsättningar att få dem i gott skick igen. Dessutom kan restaurering av miljöer som ligger nära dessa naturtyper vara av stort intresse. Det gäller både vid efterbehandling och efter kompensationsåtgärder. För även om det kan ta lång tid innan en täkt kan komma att utgöra en naturtyp i habitatdirektivet, särskilt för högmossar, så kan restaureringen få positiva effekter för omgivningen med avseende på hydrologi, arter samt ekosystemtjänster. Kompensationsåtgärder för en täkt bör utföras i områden med skadade myrar, vars naturtyper inte har gynnsam bevarandestatus. Till exempel kan det vara angeläget att restaurera högmossar och rikkärr i kontinental region (i övrigt se tabell 1).

Efterbehandling av en fungerande och karakteristisk våtmarksvegetation leder till att många associerade organismer återkoloniserar relativt snabbt. Goda exempel finns bland skalbaggar och spindlar (Noreika m.fl. 2015a, Watts & Mason 2015), landmollusker (Evasdotter 2011), myror (Punttila m.fl. 2016) och fjärilar (Noreika m.fl. 2016). Dock tar det betydligt längre tid för arter med dålig spridningsförmåga att återvända, varför konnektiviteten mellan lokaler bör beaktas och aktiv återföring vara aktuell (Knop m.fl. 2011, Watts & Mason 2015). Vitmossorna har en central roll för att myrar ska kunna etableras och är i sin tur en förutsättning för att myrarnas evertebrat-fauna ska återkolonisera området. (Noreika m.fl. 2015b). Även om man kan förbättra hydrologin och återfå en vitmossproduktion så skulle det ta flera hundra till ett par tusen år innan man uppnådde de ursprungliga förhållanden inklusive. torvmäktigheten, framförallt när det gäller mossar. Det är därför viktigt att ha en plan för vad man vill uppnå med restaureringen och den beror bland annat på underliggande jordarter, hydrologi, topografi och arter i närheten.

2.1.1. Etablering av ny grundvattennivåEn ren återställning av hydrologin kan endast i sällsynta fall genomföras eftersom stora mängder torv fraktats bort och mkt av resterande torv har satt sig genom kompaktering, oxidation och nedbrytning efter markavvattningen. Vill man återfå en torvbildning och de arter som är karakteristiska för mossar och kärr, gäller det att etablera en ny nivå för grundvattenytan som gynnar torvbildning utifrån de förutsättningar som råder i området som ska åtgärdas (Poulin m.fl. 2005, Graf m.fl. 2008). Om målet är att återskapa en myr så är det ofrånkomligt att återskapa en naturlikande hydrologi genom att lägga igen eller dämma dikena (Graf m.fl. 2008, Schumann & Joosten 2008). Man ska aldrig leda in näringsrikt vatten från sjöar eller åkermarker till ett myrområde. De fysiska förutsättningarna för en lyckad återetablering av näringsfattig myrvegetation efter avslutad torvtäkt kan vara bättre än förutsättningarna att restaurera hydrologin i en tidigare dikad men inte utgrävd

5(21)


torvmark, t.ex. en myrodling. Detta då man slipper en del av problemen med oxiderad och nedbruten yttorv som kan leda till onormalt höga näringshalter, att torvytan inte sluttar svagt ned mot dikena, vilket är vanligt i torvmarker som har varit dikade under flera år, och att man slipper avverka och föra bort uppväxta träd och buskar (Sundberg m.fl. 2011).

Vid etablering av en ny grundvattennivå trängs de arter som gynnats av torrare förhållanden undan och arter som är förknippade med mossar, fattigkärr (vitmossor) och rikkärr (brunmossor) ökar (Similä m.fl. 2014). Vitmossor, som är en central komponent för bildade av torv, sprids och ökar snabbt efter att vattennivåer höjts i dikade våtmarker (Hedberg m.fl. 2012), och allteftersom mossorna tillväxer ackumuleras torv. Även om vitmossor i genomsnitt tillväxer med 1 cm per år i en myr så är tillväxthastigheten av torv långsam i gamla mossar, där den översta metern torv kan ha bildats under 400-1100 år i Södra Sverige (Rydin & Jeglum 2014). Att snabbt återskapa ett liknande ekosystem som fanns innan torvtäkten är inte realistiskt. Tillväxten hos vitmossor kan initialt vara mycket hög efter en återvätning, med upp till 25 cm på fem år (Rochefort m.fl. 2013). Små torvgravar har en större chans att snabbt återkoloniseras, eftersom det är större möjlighet att gynnsamma vattennivåer etableras än vid större täktområden (Soro m.fl. 1999, Poulin m.fl. 2005). En högre och mer stabil nyetablerad vattennivå har gynnat en återväxt av vitmossor i Hädingetäkten (se avsnitt om arter, Rova 2015).

En förbättring av hydrologin i täktområdet kan medföra påverkan på omgivande torvmarker och de eventuella naturvärden som finns där. Ett landskapsperspektiv är därför viktigt i samband med efterbehandling och bör ha sin utgångspunkt i vilka jordarter som finns (Naturvårdsverket 2014). Det är olämpligt att skapa våtmark eller sjö på torvmark med genomsläppliga substrat som morän eller sand (Schoning m.fl. 2012). Vid val av efterbehandlingsmetod förespråkar Naturvårdsverket återvätning till våtmark som ett första val med tanke på att gynna den biologiska mångfalden (Naturvårdsverket 2014).

Försök med återvätning har visat att vegetationen kan återetablera sig relativt snabbt om det finns spridningskällor (för kärlväxter) i närheten (Tuittila m.fl. 2000b). I stora torvtäkter är dock avstånden till närmaste spridningskälla stora vilket innebär att återkolonisationen hämmas (Quinty & Rochefort 2003). Etableringen av våtmarksmossor kan också ta tid då de har höga krav på miljön för att kunna etablera sig från vindspridda sporer (Quinty & Rochefort 2003). Ofta krävs att tuvbildande kärlväxter (som exv. tuvull) etablerar sig innan mossorna kan få fotfäste och börja sprida sig vegetativt från dessa kolonisationskärnor (Tuittila m.fl. 2000a).

Restaurering av avslutade torvtäkter i Närke och Västmanland visar att kolonisering av kärlväxter på bar torv startade redan första året för att inom ett par år få större täckning. I området Västkärr, som kort efter åtgärder dominerades av öppet vatten, gynnades arter som dytåg, gräsnate, samt fräken kort efter återvätningen och ca tjugo år senare dominerades våtmarken av gräsarter (Poaceae), starr (Cyperaceae), kaveldun (Typhaceae), tågväxter (Juncaceae) men

6(21)


även förekomst av igelknoppar (Sparganiaceae), nateväxter (Potamogetonaceae) och fackelblomster (Lythraceae). Vass och rörflen var vanligt förekommande (Lundin m.fl. 2015). Studier har visat att simänder fungerar som viktiga fröspridare inom och mellan våtmarker (Soons m.fl. 2016).

Några år efter återvätning i området Porlan (Örebro län) från bar torv till vegetationstäckning etablerades sig tuvull långsamt för att senare domineras av tuv- och ängsull. Ca 8 år efter återvätningen etablerades sig vitmossor spontant och har sedan dess ökat på bekostnad av tuv- och ängsull. En del av området utgörs även av öppet vatten där främst vass breder ut sig (Lundin m.fl. 2015). Om det torvlager som lämnats innehåller mycket vitmossor kan det vid återvätning svälla och flyta upp till ytan som flytande torv och även transporteras iväg.

I de fall torven utvinns ända ner till mineraljorden kan restaurering av det som en gång vara en mosse till ett kärr vara en möjlig lösning (Evasdotter 2011). Många högmossar har i ett tidigt stadium varit kärr som sedan utvecklats till mossar när torvbildningen medfört att kontakten med grundvatten som influerats av fastmarken avbrutits i de övre delarna av myren. En studie från Nordamerika visar att om de hydrologiska förutsättningarna i det restaurerade området var de rätta så skedde en återkolonisation av kärrarter. Hög grundvattennivå samt ett tunt kvarvarande lager av torv var avgörande för att området skulle återkoloniseras. Trots att återkolonisationen av arter i området var relativt snabb så var det inte samma artsammansättning som i orörda kärrområden, då halvgräs (starrar Carex) och vitmossor (Sphagnum) till stor del saknades. Dessa artgrupper måste i så fall aktivt spridas eller transplanteras för att ett naturtroget kärr ska kunna återskapas (Graf m.fl. 2008).

2.1.2. Återinplantering/införsel av arterStenbeck (1996) menar att inplantering av arter är fullt möjlig och att det kan vara en strategi att plantera in en art som lätt etablerar sig. Övriga arter kommer successivt att etablera sig via vindspridning, vegetativ spridning, eller via djur. Enligt mångåriga kanadensiska erfarenheter innefattar en lyckad restaurering av en avslutad torvtäkt återinförsel av ett antal nyckelarter med fokus på vitmossor (Rochefort m.fl. 2003). Med denna metod kan ett naturtroget och fullt fungerande myrekosystem återfås inom några få år (McCarter & Price 2013, Rochefort m.fl. 2013, Karofeld m.fl. 2015). Stegen i-vi bör genomföras i snabb takt så att miljön för de transplanterade arterna snabbt ska få hydrologiska förhållanden som är gynnsamma för överlevnad. Metoden som använts i östra Kanada omfattar en ordningsföljd av sex restaureringssteg (Quinty & Rochefort 2003):

i) Behandling av torvytan i torvtäkten, jämna till ytan och skrapa bort lös torv som hindrar etablering av växter

ii) Insamling av växtmaterial från en naturlig myr för transplantation på torvtäkten. Vanligen behövs material från 1 ha myr för att beså 10-15 ha torvtäkt. Genom att skörda växtmaterialet i strängar, med ostörda sektioner mellan strängarna, kan vegetationen i givarmyren

7(21)


återhämta sig på 4-6 år. Idealiskt skördedjup är 10 cm, vilket innefattar de mest vitala delarna av mossor och kärlväxter, samtidigt som arterna har god förmåga att återhämta sig vegetativt på givarmyren om material inte har tagits djupare. Karaktären hos kvarlämnad torv och vattenkemin avgör vilken typ av vegetation som är lämplig att etablera (mosse/fattigkärr/rikkärr). Fördelen med denna metod är att ”rätt” mikroflora och –fauna förs med på köpet.

iii) Utspridning av växtmaterialet på torvtäktsytan , vanligen m.h.a. en traktordragen gödselspridare i ett tunt, homogent lager.

iv) Täckning med halmkompost , som skydd mot uttorkning och starkt solsken, minst 3 ton per ha.

v) Gödsling med fosfor , gärna granulerat råfosfat som har en långsam frisättning. Detta gynnar i första hand etablering av kärlväxter (främst tuvull) och myrbjörnmossa. Dessa binder substratet, motverkar uppfrysning, ankrar vid fluktuerande vattennivåer och kanske bidrar med näring, och fungerar därmed som ”amväxter” [nurse plants] för att vitmossorna ska kunna etablera sig framgångsrikt.

vi) Igenläggning/dämning av diken vii) Ett obligatoriskt sjunde steg borde vara uppföljning av resultaten

efter några år, för att säkerställa att efterbehandlingen har fungerat och, om inte, göra nödvändiga justeringar och kompletteringar av åtgärderna.

TransplantationsmaterialDet mest kontroversiella steget i restaurering med hjälp av återintroduktion av arter, är att hitta en myr i närheten som kan fungera som givare. I detta fall vill man nog inte ge sig på skyddade områden eller områden som har många besökare (alternativt får man vara mycket noggrann och pedagogisk i sin förklaring till allmänheten). Ett alternativ kan vara att använda en relativt oförstörd del av en redan exploaterad myr som inte har höga naturvärden. Gamla sticktorvgravar och större diken brukar också ofta hysa en väletablerad vegetation av vitmossor som skulle kunna flyttas.

Försök har visat att transplanteringsmaterialet kan överleva åtminstone ett år när det förvaras utomhus i högar, men att vitaliteten avklingar med 50 % hos vitmossorna och ännu mer hos kärlväxter under året (Hugron m.fl. 2016).

Generellt har större fragment och fläckar av en vitmossart högre förmåga att etablera sig och expandera än små dito (Robroek m.fl. 2009, L. Rochefort i brev). Alternativa produkter, som exempelvis BeadaMoss® (mikropropagerade vitmossplantor i små gel-pärlor; http://www.beadamoss.co.uk/), har testats i återplanteringsförsök i England med viss framgång (Hinde m.fl. 2010). Men dessa små plantor har en god chans att etablera sig endast i mycket gynnsamt och fuktigt klimat, varför användande av större fragment från en myr generellt är att föredra (L. Rochefort i brev).

8(21)

http://www.beadamoss.co.uk/


Samma metoder bör gälla när det gäller fattigkärr och rikkärr, men särskilt rikkärr kan vara kontroversiella att använda som givarmyrar. Dessutom verkar brunmossor vara svårare att transplantera än vitmossor (L. Rochefort i brev), kanske för att brunmossorna är beroende av ännu mer stabila hydrologiska förhållanden än vitmossorna (se även Evasdotter 2011). Försök med transplantation av brunmossfragment har dock visat att denna är möjlig under rätt hydrologiska och vattenkemiska (högt pH och hög kalciumhalt) förhållanden (Mälson & Rydin 2007). Närhet till befintlig rikkärrsvegetation verkar annars vara en viktig faktor för att spontan återkolonisation ska kunna ske (Evasdotter 2011, Priede m.fl. 2016).

GödslingEn annan kontroversiell del i metodiken är gödslingen. Näringsämnen löper alltid en risk att läcka till vattendrag och grundvatten, samtidigt som den långsiktiga hållbarheten kan ifrågasättas med att man bryter fosfatgödsel från gruvor (som både är en ändlig resurs och samtidigt naturförstörande process), med påföljande långa transporter. Vattenprover från fyra restaurerade torvtäkter i Kanada visade i två fall på något förhöjda fosforkoncentrationer i vattnet efter gödsling med granulerat råfosfat (Andersen m.fl. 2011). Alternativa, mer tilltalande gödselmedel på torvmarker är aska från trä (Nilsson & Lundin 1996). Även aska från torv eller kompost samt ”biochar” är potentiella gödselmedel (L. Rochefort i brev). Användning av alternativa, ”gröna” fosfatkällor, som vedaska och deras effekter på limniska och myrekosystem behöver undersökas bättre (Aronsson & Ekelund 2004). Å andra sidan finns det studier som visar att framgångsrik etablering av vitmossor har skett på torvtäkter i Estland utan fosforgödsling (Karofeld m.fl. 2015). Generellt verkar dock gödslingen snabba på återkolonisationen, medan utebliven gödsling leder till mer fläckvis etablering av vitmossor i tätare tuvor (L. Rochefort i brev).

2.1.3. Viktiga punkter vid återskapande av myr efter torvtäkt• Spontan återkolonisation av myrvegetation i utgrävda fräs- och stycketorvtäkter

kan ske utan att några åtgärder görs, men om det lyckas så tar det flera årtionden.

• En förutsättning för att en god återkolonisation av myrväxter ska kunna garanteras är att hydrologin förbättras så att grundvattennivån befinner sig nära torvytan (tumregel: medelnivå under vegetationssäsongen <30 cm).

• Vattenkemin och återstående torvdjup avgör vilken typ av myrvegetation som kan återbildas, och därmed vilket stadium i myrsuccessionen som kan uppnås. För att en funktionell mosse ska kunna återskapas krävs att inte all torv brutits ur täkten och att torvytan ligger högre än de delar av torven som påverkas av grundvatten som influerats av underliggande eller närliggande mineraljord. Sådana förhållanden är sällsynta vid efterbehandling av svenska torvtäkter. Vid hög kalciumhalt i vattnet (tumregel >20 mg Ca/l) finns förutsättningar för att ett rikkärr kan bildas.

• Efterbehandling bör göras så snart som möjligt efter avslutad torvtäkt, om det finns kvar torv på marken. Detta för att den kvarvarande torven inte ska brytas

9(21)


ned och släppa ifrån sig näringsämnen (främst fosfor), vilket i så fall kan leda till en oönskad, mer näringsrik vegetation (högvuxet sumpkärr).

• För att få en så snabb återhämtning som möjligt krävs vanligen även att växtmaterial från en givarmyr (ytförhållande 1:10) appliceras, vilket även styr artsammansättningen som uppnås (i kombination med vattenstånd och vattenkemi). I idealfallet kan växtmaterial som tas från ytan på en ny (del av en) torvtäkt användas för att restaurera en nyligen utbruten.

• Kostnaderna för att återskapa en myr med hydrologisk restaurering och applicering av växtmaterial är i samma storleksordning som att dika ytterligare och plantera träd (P. Hedberg, Hedberg Ekologkonsult AB muntl.). Kanadensiska beräkningar 2003 angav en kostnad av 800$ CAD (motsv. ca 5 000 SEK) per hektar för restaurering av övergivna torvtäkter, där inköp och applicering av halm stod för den största delen (80 %) av kostnaden (Quinty & Rochefort 2003).

2.2 Plantering av skog och odling av grödor:En efterbehandling som syftar till skogsproduktion, odling av energigrödor eller kreatursfoder får på lång sikt en artsammansättning typiska för sådana marker om möjligheterna för kolonisation är goda. Artsammansättningen kommer präglas av det fortsatta brukandet av marken.

Att odla i täkter från vilka torven har utvunnits kan vara ett alternativ för att få avkastning på mark som annars blir ekonomiskt ”värdelös”. Generellt kräver nästan all traditionell odling att marken gödslas för att ge avkastning, och att marken avvattnas. Båda dessa åtgärder innebär att de flesta arter som normalt finns på myrar (= näringsfattiga våtmarker) kommer att ha svårt att återetablera sig. På sura marker behöver marken dessutom kalkas. Om det finns kvar torv i marken, vilket det vanligen gör, så kommer denna torv att fortsätta vara en kolkälla till atmosfären. Gödslingen innebär en risk för att näringsämnen förs ned i grundvattnet och ut i nedströms liggande vattendrag, att kol avges som lustgas (vid kvävegödsling) och att det blir svårt att återfå en näringsfattig status i området, om man senare skulle vilja återskapa en näringsfattig myrmark, då en del näring kommer att omsättas och lagras i jord och växtmaterial.

Ökad näringsstatus innebär också en viss ökad risk för att främmande invasiva arter kan etableras om sådana finns i närområdet. Det finns dock alternativa grödor och odlingsformer (se exempel under c och d nedan) som syftar till bevara och restaurera myrarnas ekosystemfunktioner, kolackumulerande förmåga och habitat för myrarnas arter, under paraplybegreppet ”paludiculture” (Abel m.fl. 2013). En tysk databas har identifierat 812 potentiella paludikultur-växter globalt, av vilka 184 förekommer i vilt tillstånd i Pommern (Abel m.fl. 2013, www.paludiculture.com).

a) Skog : När det gäller beskogning av avslutade torvtäkter så har det gjorts ett antal studier i Sverige för att optimera skogsproduktion (Magnusson & Hånell 2001). Plantering av skog har hittills varit den vanligaste

10(21)

http://www.paludiculture.com/


efterbehandlingen i Sverige och Finland. Beskogning är attraktivt för berörda markägare som på sikt kan få en ekonomisk tillväxt och avkastning efter efterbehandlad täkt (Hånell m.fl. 1996, Anonym 2009). Tall har varit vanligast att planteras vid efterbehandling i Sverige. Efterbehandling till produktionsskog innebär dock en förlust för den till våtmarker knutna biologiska mångfalden, bortsett från arter som även trivs i tallskog i ung till avverkningsmogen ålder. I de centrala och norra delarna av landet skulle det vara motiverat att i stället odla glasbjörk, vilket är ett av de viktigaste träden för exempelvis den akut hotade vitryggiga hackspetten. Även asp, gran och gråal har föreslagits som alternativ för skogsodling på bruten torvmark (Hånell m.fl. 1996, Leupold 2004). Främmande trädslag bör generellt undvikas.

För att plantering av skog ska bli framgångsrik på en avslutad torvtäkt krävs ofta gödsling med främst kalium och fosfor (Magnusson & Hånell 2001, Lehto 2005) Även askåterföring (både torv och träaska) har visats gynna skogstillväxten, främst genom återförsel av fosfor (Magnusson & Hånell 1996).

b) Energigrödor : det som är mest aktuellt i Sverige är odling av det perenna gräset rörflen (Hörnsten 1992). Även vass har diskuterats och används redan på kontinenten och i Kina (med olika användningsområden, bland annat som bioenergi; Framstad 2009, Abel m.fl. 2013). Energiskog i form av viden, främst korgvide och sammetsvide, men även gråal och popplar har diskuterats (Leupold 2004).

I Finland fanns runt 2010 omkring 20 000 ha odling av rörflen (Landfors & Hollsten 2011). Denna verkar ha minskat under senare år till följd av minskade odlingsbidrag trots att det finska jord- och skogsministeriet 2007 satte upp som mål att uppnå 100 000 ha år 2015 (http://www.bioenergiportalen.se/?p=3160&m=1508). Rörflen rekommenderas för odling i främst norra Sverige. Odling av rörflen fungerar bra på torvjordar och innebär att man kan ha en relativt hög grundvattennivå vilket minskar nettoavgången av kol från marken, och att en viss inbindning sker genom tillväxt av gräsets rotsystem. Skörden av den torra grödan sker årligen på våren. Det finns inga publicerade studier av hur odling av rörflen på gamla torvtäkter inverkar på den biologiska mångfalden. Rörflen har fler negativa effekter än andra perenna grödor och det bedöms vara det sämsta alternativet för den biologiska mångfalden av de energigrödor som odlas i Skandinavien (Antikainen m.fl. 2007 i Framstad m.fl. 2009). Odling av rörflen innebär en monokultur, vars höga tillväxt utesluter de flesta andra växtarter, vilket knappast är gynnsamt för den biologiska mångfalden i jämförelse med olika typer av mer naturliga, funktionella våtmarker. Dessutom finns risk att gräset sprider sig utanför odlingarna (Framstad m.fl. 2009). Då gräset skördas på våren kan det fungera som övervintringsplatser för fåglar, små däggdjur och ryggradslösa

11(21)

http://www.bioenergiportalen.se/?p=3160&m=1508


djur men det kan inte fungera som habitat för exempelvis fågelarter som häckar i högvuxet fjolårsgräs, och inte heller för arter som häckar i lågvuxet gräs (som sånglärka) varför det sammanfattas som en dålig miljö för häckfåglar (Vepsäläinen 2010). Det finns studier från odlingar i brittiska åkermarker som indikerar att odling av energigräs ger bättre förutsättningar för förekomst av inhemska arter av kärlväxter, fåglar, små däggdjur och evertebrater jämfört med odling av annuella grödor, men sämre jämfört med ostörda gräsmarker och åkerkanter (Semere & Slater 2007a, b).

c) Vitmossodling : detta alternativ skulle kunna innebära att man slipper starta torvutvinning i nya myrar för att tillgodose marknadens behov av vitmossa eller låghumifierad odlingstorv och andra vitmossprodukter [’white peat’] och i stället odlar vitmossa på gamla torvtäkter (Gaudig m.fl. 2014, Pouliot m.fl. 2015). Odlingen på blöt torvmark gör att klimatpåverkan minskar jämfört odling på dränerad torvmark och kräver knappast någon tillförsel av näring (Gaudig m.fl. 2014). Fördelen med denna teknik är att man kan erhålla precis den torv man vill ha genom att styra arturvalet och vattennivåerna, då olika vitmossarter har olika egenskaper och preferenser på vattenstånd för optimal tillväxt (Clymo 1973, Robroek m.fl. 2009). Generellt är vitmossarter i sektionerna Sphagnum och Acutifolia mest intressanta för odling då de är mer resistenta mot nedbrytning än arterna i sektionen Cuspidata (som dock växer snabbast; Pouliot m.fl. 2015). Metodiken är ännu inte helt utvecklad för storskalig produktion, men sedan 2011 har man i Tyskland en konstbevattnad pilotodling på 5 hektar, medan man i Kanada har en försöksodling på drygt 1000 kvadratmeter i gamla torvgravar sedan 2006 (Pouliot m.fl. 2015). En produktivitet på 3,4 - 6,8 ton torrsubstans per hektar och år erhölls redan efter ett års odling av sumpvitmossa (Sphagnum palustre) (Gaudig m.fl. 2014). För att mätta den tyska marknadens behov av odlingstorv skulle det behövas vitmossodling på 40 000 ha (vilket motsvarar en fjärdedel av den areal som idag utgör betesmarker på växthusgasläckande torvjordar bara i den tyska delstaten Niedersachsen).

d) Bärodling är ett efterbehandlings- och nyttjandealternativ i utbrutna torvtäkter, och attraktivt ur ett biologiskt mångfaldsperspektiv om odlingen kan göras i mer eller mindre naturlig myrvegetation. Tranbär och hjortron (Leupold 2004) samt åkerbär (Ryynänen 1973) bör vara de bär som är mest aktuella på detta substrat i Sverige. Dock är odlingen av dessa bär i sin linda och har knappt testats i större skala, men försök med odling av hjortron görs på en torvtäkt i Norge och har testats i samma miljö i Kanada (Rapp 2004, PERG 2009, Rancourt m.fl. 2009). Äldre pilotförsök med frösådd av tranbär och plantering av hjortron på avslutade torvtäkter i Estland har dock varit misslyckade (Triisberg m.fl. 2011). Odling av flera nordamerikanska bärbuskar (t.ex. amerikanskt tranbär, svartaronia, häggmisplar, kanadensisk fläder) har testats eller föreslagits på avslutade

12(21)


torvtäkter (Bussières m.fl. 2008, PERG 2009). ’Lowbush blueberry’ Vaccinium angustifolium är en nordamerikansk blåbärsart som har testats i odling på en avslutad torvtäkt i Estland med lovande odlingsresultat (Vahejõe m.fl. 2010). De nordamerikanska arterna är dock ytterst tveksamma för odling på torvtäkter i Sverige då de är främmande arter som skulle kunna sprida sig utanför odlingarna och bli invasiva.

2.3 Skapa sjö/vattenyta/viltvattenAtt skapa en våtmark med öppet vatten kan vara väl motiverat i vissa fall. Detta gäller i synnerhet i områden med få eller inga sjöar. Detta blir som att dra successionen ytterligare ett snäpp bakåt i tiden jämfört med att återskapa en myr, då sjön ska genomgå en terrestrialisering (genom sedimentation och bildande av gungflyn från sjöns kanter) innan den åter kan bli en myr. Om våtmarken anläggs på rätt sätt finns goda förutsättningar för att snabbt få en rik fågelfauna, där den kan bli häckplats eller rastplats för flera rödlistade arter och arter i bilaga 1 till EU:s fågeldirektiv (exv. svarthakedopping, sångsvan, årta, stjärtand eller brunand; Tabell 2). En fågelsjö kräver ofta att någon form av återkommande skötsel säkras varför sjön annars riskerar att förlora i attraktionskraft för många arter efter några år (Feuerbach 2000). Anlagda sjöar i före detta torvtäkter kan bli livsmiljöer för många insekter med akvatiska livsstadier, exempel i habitatdirektivets bilaga 2 och 4: citronfläckad kärrtrollslända, pudrad kärrtrollslända, bred kärrtrollslända, bredkantad dykare och bred paljettdykare. En geologisk förutsättning för att anlägga en mer eller mindre permanent sjö är att underliggande jordart är finkorniga (finmo till lera) och ogenomsläpplig för vatten (se även avsnitt om återvätning ovan). I Finland bedömdes 9 % av torvtäktsytan som särskilt lämplig att anlägga sjöar på, baserad på underliggande jordarter (Picken 2006).

2.4 Ingen åtgärd allsAtt inte genomföra någon efterbehandling alls resulterar i en miljö som inte får några eller låga värden för biologisk mångfald (t.ex. våtmarksfåglar), produktions- (skog, energiskog) eller rekreationsvärden. Om täktområdet bara lämnas så sprids växter vanligast med vind och koloniserar området (tall, björk, viden, dunört, mjölkört). Vegetativ spridning kan förekomma (ljung och blåtåtel) eller via djur (rönn, blåbär och lingon) som är mindre vanligt (Stenbeck 1996).

Flera studier visar att om man inte gör något efter avslutad torvtäkt riskerar marken att bli mycket sparsamt återetablerad med vegetation samtidigt som den kommer att vara en källa för kol till atmosfären, om det finns kvar torv (Lavoie m.fl. 2003, Lanta m.fl. 2004, Konvalinková & Prach 2010, Triisberg m.fl. 2011). Påföljande problem kan vara vind- och vattenerosion av yttorv, att det bildas en hård krusta av oxiderad torv på ytan samt att torven utsätts för uppfrysning vilka alla bidrar till att försvåra växters återkolonisation (Lavoie m.fl. 2003). Vilken vegetation som åter-koloniserar den kala torvytan styrs till stor del av grundvattenytan och dess

13(21)


variation över året, och vilken nivå den har i medelvärde. När medelgrundvattenytan ligger mer än 30 cm under markytan under vegetationssäsongen så förhindras återkolonisation av vitmossor och andra våtmarksmossor, och i stället etableras en mer hedartad vegetation med främst ljungväxter och lavar. Problem med en torr miljö verkar vara särskilt vanliga i moderna fräs- eller stycketorvtäkter, vilka innebär stora sammanhängande bara ytor med täta diken. De stora sammanhängande ytorna innebär också att många arter inte lätt kan nå områdenas inre delar – alla levande växtdelar och diasporer har ju grävts bort.

I äldre (35-100 år gamla) sticktorvtäkter grävdes torven upp manuellt med spade i långsmala gravar med mellanliggande åsar för torkning och transport av torven. Dessa torvgravar är ofta betydligt blötare så att spontan återetablering av myrväxter har kunnat ske, medan de kvarvarade åsarna har blivit bevuxna med mer torkgynnade träd (tall och glasbjörk) och ljungväxter (t.ex. Soro m.fl. 1999, Lavoie m.fl. 2003, Konvalinková & Prach 2010, Triisberg m.fl. 2011). Artsam-mansättningen i dessa torvgravar är något annorlunda än i en ostörd myr, genom att exv. fler vitmossarter än de som normalt finns i ostörda mossar har etablerat sig innan normala artinteraktioner har hunnit verka. Dessutom har torvgravarna en grövre struktur av artförekomster, vilket reflekterar olika etableringsfläckar med påföljande vegetativ spridning från dessa, med färre arter på liten yta. Vissa karaktärsarter saknas, troligen pga. att de inte har lyckats sprida sig dit (gäller exv. kallgräs och dystarr som har relativt stora frön; Soro m.fl. 1999).

Kärrvegetation kan med tiden återkomma spontant på stora frästorvtäkter, utan efterbehandling (Graf m.fl. 2008). Återhämtningen verkar främst bero på hur lång tid det har gått sedan torvtäkten upphörde, till stor del beroende på att gamla diken långsamt sätter igen och leder till successivt blötare och stabilare hydrologiska förhållanden, där ca 60 år gamla frästorvtäkter har återhämtat sig bättre än 20-åriga täkter (Priede m.fl. 2016). Kolonisation av en artrik rikkärrsvegetation och dess tillhörande snäckfauna verkar kunna ske relativt snabbt och framgångsrikt vid höga kalkhalter i grundvattnet, bara det finns rikkärr i närheten som kan utgöra spridningskällor för kolonisatörerna (Evasdotter 2011, Priede m.fl. 2016). Dock verkar kolonisationen av rikkärrens karakteristiska brunmossor ta längre tid än motsvarande för många kärlväxter, sannolikt till följd av att de är känsligare för låga grundvattennivåer (Evasdotter 2011). Även källmiljöer kan (åter)uppstå efter torvbrytning, där ytligt källvatten tränger upp (Priede m.fl. 2016).

Spontan igenväxning av gamla täkter sker ojämnt och det kan finnas blottor av torv åtskilliga år efter verksamheten upphört. Vattenfyllda torvgravar (av den äldre, handgrävda typen) har i regel återkoloniserats väl av vitmossor, halvgräs och ris inom 50 år om den genomsnittliga grundvattennivån ligger nära torvytan (Soro m.fl. 1999). På moderna torvtäkter, som skördas över större sammanhängande arealer och som är mer utsatta för vinderosion, är förutsättningarna för snabb, spontan återkolonisation sämre. Vissa arter klarar säsongsvariationer i vattenstånd bättre än andra (vattenklöver, vissa starrar, ängsullssläktet) och kan etablera sig på ytor som är växelvis torra eller vattendränkta. Andra, arter (blåtåtel, björnbrodd,

14(21)


dvärglummer) kan etableras sig på torrare, upphöjda partier eller i partier som inte är alltför blöta (Stenbeck 1996).

2.5 Påverkan på arter Det har uppskattats att växtarter karakteristiska för myrar etablerar sig inom 3-5 år vid efterbehandling av täkt, en naturlig grundvattennivå efter ungefär 10 år och förhoppningsvis ett ekosystem med torvackumulation efter 30 år (Rochefort m.fl. 2003).

Det är viktigt att det finns orörda våtmarker som angränsar torvtäkterna om man vill skapa förutsättning för en biologisk mångfald efter efterbehandling genom att arter kan sprida och etablera sig i restaureringsobjektet (Rochefort & Lode 2006). Sporspridda arter har ofta inga problem att sprida sig till området (Soro m.fl. 1999) såtillvida det i omgivningen inte finns barriärer i form av trädridåer som kan begränsa spridningen (Rochefort & Lode 2006). Men det räcker inte att arten kan sprida sig till området utan den måste även kunna etablera sig, vilket inte verkar vara fallet för vitmossor om förutsättningarna är dåliga med avseende på exempelvis hydrologi. Då man introducerat vitmossor (genom växtmaterial) till restaureringsobjektet och mossorna har etablerat sig så följer även frön från andra arter med eller sprider sig från omgivningen och det verkar därför inte vara nödvändigt att introducera andra arter (Rochefort & Lode 2006). Samtidigt är det viktigt att det inte blir en för lång period med bar torv, utan att åtminstone vegetation etableras inom några år.

Omgivande mark kring täktområdet blir genom utdikningen torrare och våtmarksarter missgynnas (t.ex. kallgräs, dystarr och sileshår samt vitmossor) och ersätts av arter som trivs i torrare miljöer (t.ex. blåtåtel, klockljung, odon och björnmossor) och även träd kan etablera sig (Stenbeck 1996). Damm i samband med brytningen påverkar arter som finns i närområdet och växter med håriga eller klibbiga blad kan påverkas negativt (t.ex. tätört och sileshår; Stenbeck 1996).

Vid restaureringen av ett äldre täktområden (Hädingetäkten) i Store Mosse nationalpark lades diken igen och träd avverkades. Dessutom schaktades de kvarstående torvplintarna (torvpallarna) mellan torvgravarna ned och utjämnades så att en jämn yta med en grundvattennivå strax nedan markytan skulle bilda en miljö där ny torvbildning hade hög prioritet. Fågellivet inventerades innan och 1-2 år efter åtgärderna och man kan skönja en liten ökning i antalet våtmarkshäckande arter och en minskning av trädhäckande arter. Förändringen är liten men länsstyrelsens bedömning är att antalet våtmarkshäckande arter kan fortsätta att öka så ytterligare uppföljning behövs (Gustafsson 2015). Studier från Kanada visar att artsammansättningen bland fåglar och även vegetation var snarlika i övergivna torvgravar efter naturlig igenväxning (10-25 år) och orörda våtmarker. Den största skillnaden i vegetation var att vitmossorna endast växte i de gamla torvgravarna och inte på upphöjningarna mellan dessa. (Desrochers m.fl. 1998). Svenska mossetorvgravar som varit orörda i mer än 50 år hade fler vitmossarter än vad

15(21)


orörda mossar, där arter som vanligtvis förknippas med mer minerotrofa förhållanden eller skogbevuxen myr förekom. Fortfarande 50 år senare hade dock inte artsammansättningen fått en för naturtypen karakteristisk sammansättning (Soro m.fl. 1999).

Inventeringar visade att vitmossorna i Hädingetäkten (Store Mosse) ökade efter restaurering (Sphagnum cuspidatum, S. rubellum, S. majus) och bar torv minskade. Några typiska arter, som används som indikatorarter för naturtyper enligt art- och habitatdirektivet, ökade efter restaureringen: rundsileshår, tuvsäv och vitag både i själva området där det bedrivits täktverksamhet men även strax utanför som varit påverkat av dikning. Inventeringen gjordes med linjetransekter men antalet provytor var för få för att med statistisk säkerhet kunna uttala sig om förändringen (Rova 2015).

Skapade gölar i en tidigare torvtäkt i Kanada utgjorde lämpliga habitat för grodyngel. Artsammansättningen av växter skilde sig mellan de skapade gölarna och de opåverkade naturliga myrgölarna i täktens närområde. Andelen vitmossor och andra växter förekom i lägre utsträckning i restaureringsobjekten. Leddjur (Arthropoda), inklusive våtmarksspecialister bland skalbaggar, återkoloniserade gölarna redan inom två år men förekom i 2-26 ggr lägre utsträckning i de återskapade gölarna jämfört med de opåverkade gölarna. Återinplantering av vegetation i gölarna verkade inte påverka förekomsten och artsammansättning av leddjur som kan sprida sig mellan gölarna (Mazerolle m.fl. 2006).

Efterbehandling av täkter genom att skapa ett mer naturligt fungerande ekosystem gynnar arter men det är svårt att förutse hur det påverkar exempelvis rödlistade arter. Eftersom täkterna oftast finns i ett tidigare påverkat landskap så kan det vara så att dessa inte finns i närområdet. Men generellt så gynnas även dessa arter av en efterbehandling. Vid kompensationsåtgärder är det bra om restaureringen beaktar och helst gynnar de artgrupper med rödlistade arter i myrar som framgår av Tabell 2, dvs. mossor, fåglar, grod- och kräldjur, spindeldjur och mollusker samt, i rikkärrsmiljöer, kärlväxter.

16(21)


3. Referenser

Abel, S., Couwenberg, J., Dahms, T. & Joosten, H. 2013. The Database of Potential Paludiculture Plants (DPPP) and results for Western Pomerania. Plant Diversity and Evolution 130: 219–228.

Andersen, R., Rochefort, L. & Landry, J. 2011. La chimie des tourbières du Québec: une synthèse de 30 années de données. Le Naturaliste Canadien 135: 5–14.

Anonym. 2009. Energitorvtäkter. En kunskapssammanställning för handläggare. Länsstyrelserna och Naturvårdsverket.

Antikainen, R., Tenhunen, J., Ilomäki, M., Mickwitch, P., Punttila, P., Puustinen, M., Seppälä, J. & Kauppi, L. 2007. Bioenergian uudet haasteet Suomessa ja niiden ympäristönäkökohdat. Nykytilakatsaus. [Produktion av bioenergi i Finland – Nya utmaningar och deras miljökonsekvenser]. Suomen ympäristökeskuksen raportteja 11/2007. 82 s. + 4 bilagor [på finska med mycket kortfattad svensk och engelsk sammanfattning].

Aronsson, K.A. & Ekelund, N.G.A. 2004. Biological effects of wood ash application to forest and aquatic ecosystems. Journal of Environmental Quality 33: 1595–1605.

ArtDatabanken 2015. Rödlistade arter i Sverige 2015. ArtDatabanken, SLU, Uppsala.

Bussières, J., Boudreau, S., Clément-Mathieu, G., Dansereau, B. & Rochefort, L. 2008. Growing black chokeberry (Aronia melanocarpa) in cut-over peatlands. HortScience 43: 494–499.

Clymo, R.S. 1973. The growth of Sphagnum: some effects of environment. Journal of Ecology 61: 849–869.

Desrochers, A., Rochefort, L. & Savard, J.-P. 1998. Avian recolonization of eastern Canadian bogs after peat mining. Canadian Journal of Zoology 74:6. 989–997.

Eide, W. (red.) 2014. Arter & naturtyper i habitatdirektivet – bevarandestatus i Sverige 2013. ArtDatabanken SLU. Uppsala. 92 s.

Evasdotter, L. 2011. Rikkärrsrestaurering med grävmaskin – kan man gräva sig till biologisk mångfald? Svensk Botanisk Tidskrift 105: 94–98.

Feuerbach, P. 2000. Praktisk handbok för våtmarksbyggare. 2 uppl. Hushållningssällskapet Halland.

Framstad, E. (red.), Berglund, H., Gundersen, V., Heikkilä, R., Lankinen, N., Peltola, T., Risbøl, O. & Weih, M. 2009. Increased biomass harvesting for bioenergy – effects on biodiversity, landscape amenities and cultural heritage values. TemaNord 2009:591. Nordiska Ministerrådet, Köpenhamn.

Gaudig, G., Fengler, F., Krebs, M., Prager, A., Schulz, J., Wichmann, S. & Joosten, H. 2014. Sphagnum farming in Germany – a review of progress. Mires and Peat 13, Article 08: 1–11.

17(21)


Graf, M.D., Rochefort, L. & Poulin, M. 2008. Spontaneous revegetation of cutaway peatlands of North America. Wetlands 28. 28–39.

Gustafsson, H. 2015. Förändring av fågellivet på Hädingetäkten och Kyrkmossen inom Store Mosse nationalpark mellan åren 2010-2015. Rapport Länsstyrelsen i Jönköpings län. 4 s.

Hedberg, P., Kotowski, W., Saetre, P., Mälson, K., Rydin, H. & Sundberg, S. 2012. Vegetation recovery after multiple-site experimental fen restorations. Biological Conservation 147: 60–67.

Hinde, S., Rosenburgh, A., Wright, N., Buckler, M. & Caporn, S. 2010. Sphagnum re-introduction project: A report on research into the re-introduction of Sphagnum mosses to degraded moorland. Moors for the Future Research Report 18: 1–31.

Hugron, S., Ouellet, G., Mayeur, A., LeBlanc, M.-C. & Rochefort, L. 2016. Are Sphagnum diaspores still viable for restoration after being stored outdoor in piles? Lessons learned from lab and field experiments. 22nd PERG’s Symposium March 1st and 2nd, 2016, McGill University, Montréal.

Hånell, B., Svensson, J. & Magnusson, T. 1996. Efterbehandling av torvtäkter - en litteraturstudie med tonvikt på alternativet beskogning. Rapporter i skogsekologi och skoglig marklära Rapport 70. Institutionen för skoglig marklära, SLU.

Hörnsten, L. 1992. Efterbehandling av torvtäkter utbrutna med djupbrytningsteknik – En litteraturstudie. Vattenfall, Älvkarleby. 64 s.

Karofeld, E., Müür, M. & Vellak, K. 2015. Factors affecting re-vegetation dynamics of experimentally restored extracted peatland in Estonia. Environmental Science and Pollution Research, DOI: 10.1007/s11356-015-5396-4. 12 s [Publicerad online 21 oktober 2015]

Kimmel, K., & Mander, U. 2010. Ecosystem services of peatlands: Implications for restoration. Progress I n Physical Geography 34(4): 491-514.

Knop, E., Herzog, F. & Schmid, B. 2011. Effect of connectivity between restoration meadows on invertebrates with contrasting dispersal abilities. Restoration Ecology 19: 151–159.

Konvalinková, P. & Prach, K. 2010. Spontaneous succession of vegetation in mined peatlands: a multi-site study. Preslia 82: 423–435.

Landfors, K. & Hollsten, R. 2011. Energigräs – en kunskapssammanställning. Jordbruksverket. 20 s.

Lanta, V., Doležal, J. & Šamata, J. 2004. Vegetation patterns in a cut-away peatland in relation to abiotic and biotic factors: a case study from the Šumava Mts., Czech Republic. Suo 55: 33–43.

Lavoie, C., Grosvernier, P., Girard, M. & Marcoux, K. 2003. Spontaneous revegetation of mined peatlands: An useful restoration tool? Wetlands Ecology and Management 11: 97–107.

Lehto, B. 2005. Skogstillväxten ca 20 år efter plantering på Flakmossen – dikningens och gödslingens betydelse vid beskogning på en avslutad torvtäkt i Värmland. Examensarbete i ämnet skogshushållning. SLU. 27 s.

18(21)


Leupold, S. 2004. After use of cutaway peatlands – an overview of options and management planning. Swedish University of Agricultural Sciences, Faculty of Forestry Sciences, Department of Forest Ecology Stencilserie No. 108.

Lundin, L., Lode, E., Nilsson, T., Strömgren, M., Jordan, S. & Koslov, S. 2015. Effekter vid restaurering av avslutade torvtäkter genom återvätning; undersökningar vi Porla, Toftmossen och Västkärr. Rapport institutionen för mark och miljö SLU. 57 s.

Magnusson, T. & Hånell, B. 2001. Växtnäringsförhållandena i försök med beskogning på avslutade torvtäkter. Stiftelsen Svensk torvforskning. Projektrapport 45. 34 s.

Magnusson, T & Hånell, B. 1996. Aska till skog på torvmark. Ramprogram askåterföring. Rapport 1996:85. 42 s.

Mazerolle, M.J., Poulin, M., Lavoie, C., Rochefort, L., Desrochers, A. & Drolet, B. 2006. Animal and vegetation patterns in natural and man-made bog pools: implications for restoration. Freshwater Biology 51. 333–350.

McCarter, C.P.R. & Price, J.S. 2013. The hydrology of the Bois-des-Bel bog peatland restoration: 10 years post-restoration. Ecological Engineering 55: 73– 81.

Mälson, K. & Rydin, H. 2007. The regeneration capabilities of bryophytes for rich fen restoration. Biological Conservation 135: 435–442.

Naturvårdsverket. 2014. Rapport 6605. Prövningsvägledning för torvtäkter. 68 s.

Nilsson, T. & Lundin, L. 1996. Effects of drainage and wood ash fertilization on water chemistry at a cutover peatland. Hydrobiologia 335: 3–18.

Noreika, N., Kotiaho, J.S., Penttinen, J., Punttila, P., Vuori, A., Pajunen, T., Autio, O., Loukola, O.J. & Kotze, D.J. 2015. Rapid recovery of invertebrate communities after ecological restoration of boreal mires. Restoration Ecology 23: 566–579.

Noreika, N., Kotze, D.J., Loukola, O., Sormunen, N., Vuori, A., Päivinen, J., Penttinen, J., Punttila, P. & Kotiaho, J.S. 2016. Specialist butterflies benefit most from the ecological restoration of mires. Biological Conservation 196: 103–114.

Noreika, N., Pajunen, T. & Kotze, D.J. 2015b. Urban mires as hotspots of epigaeic arthropod diversity. Biodiversity and Conservation 24: 2991–3007.

PERG (Peatland Ecology Research Group). 2009. Production of berries in peatlands. Guide produced under the supervision of Line Rochefort and Line Lapointe. Université Laval, Quebec. 134 s.

Picken, P.T. 2006. Land-use scenarios for Finnish cut-over peatlands – based on the mineral subsoil characteristics. Bulletin of the Geological Society of Finland 78: 106–119.

Poulin, M., Rochefort, L., Quinty, F. & Lavoie, C.2005. Spontaneous revegetation of mined peatlands in eastern Canada. Canadian Journal of Botany 83. 539–577.

Pouliot, R., Hugron, S. & Rochefort, L. 2015. Sphagnum farming: A long-term study on producing peat moss biomass sustainably. Ecological Engineering 74: 135–147.

Priede, A., Mežaka, A., Dobkeviča, L. & Grīnberga, L. 2016. Spontaneous revegetation of cutaway fens: can it result in valuable habitats? Mires and Peat 18, Article 06: 1–14.

19(21)


Punttila, P., Autio, O., Kotiaho, J.S., Kotze, D.J., Loukola, O.J., Noreika, N., Vuori, A. & Vepsäläinen, K. 2016. The effects of drainage and restoration of pine mires on habitat structure, vegetation and ants. Silva Fennica 50, article id 1462: 1–31.

Quinty, F. & Rochefort, L. 2003. Peatland restoration guide, second edition. Canadian Sphagnum Peat Moss Association and New Brunswick Department of Natural Resources and Energy. Québec, Québec.

Rancourt, G.T., Rochefort, L. & Lapointe, L. 2009. Cloudberry cultivation in cutover peatlands: hydrological and soil physical impacts on the growth of different clones and cultivars. Mires and Peat 5, Article 06: 1–16.

Rapp, K. 2004. Cloudberry growers guide, 1st edition. North Norwegian Centre for Research and Rural Development, Tromsø, Norway.

Robroek, B.J.M., van Ruijven, J., Schouten, M.G.C, Breeuwer, A., Crushell, P.H., Berendse, F. & Limpens, J. 2009. Sphagnum re-introduction in degraded peatlands: The effects of aggregation, species identity and water table. Basic and Applied Ecology 10: 697–706.

Rochefort, L., Isselin-Nondedeu, F., Boudreau, S. & Poulin, M. 2013. Comparing survey methods for monitoring vegetation change through time in a restored peatland. Wetlands Ecology and Management 21: 71–85.

Rochefort, L. & Lode, E. 2006. Restoration of degraded boreal peatlands. I: Wieder, R.K. & Vitt, D.H. (red.), Boreal Peatland ecosystems. Ecological Studies, Vol 188. Springer Verlag, Berlin, Heidelberg.

Rochefort, L., Quinty, F., Campeau, S., Johnson, K. & Malterer, T. 2003. North American approach to the restoration of Sphagnum dominated peatlands. Wetlands Ecology and Management 11: 3–20.

Rova, J. 2015. Vegetationsuppföljning inom Life to Ad(d)mire, Jönköpings län. Rapport Länsstyrelsen i Jönköpings län. 7 s.

Rydin, H. & Jeglum, J.K. 2014. The biology of peatlands. 2nd ed. Oxford University Press.

Ryynänen, A. 1973. Rubus arcticus L. and its cultivation. Annales Agriculturae Fenniae 12: 1-76.

SCB. 2014. Torv 2014. Statistiska meddelanden. 36 s.

Schoning, K., Sohlenius, G. & Mikko, H. 2012. Geologisk vägledning vid ansökan om täkt för energitorv. SGU rapport 2012:12. 13 s.

Schumann, M. & Joosten, H. 2008. Global peatland restoration manual. Version April 18, 2008. Institute of Botany and Landscape Ecology, Greifswald University, Germany.

Semere, T. & Slater, F.M. 2007a. Ground flora, small mammal and bird species diversity in miscanthus (Miscanthus × giganteus) and reed canary-grass (Phalaris arundinacea) fields. Biomass and Bioenergy 31: 20–29.

Semere, T. & Slater, F.M. 2007b. Invertebrate populations in miscanthus (Miscanthus × giganteus) and reed canary-grass (Phalaris arundinacea) fields. Biomass and Bioenergy 31: 30–39.

20(21)


Similä, M., Apala, K. & Penttinen, J. 2014. Ecological restoration in drained peatlands – best practices from Finland. 84 s.

Soons, M.B., Brochet, A.-L., Kleyheeg, E. & Green, A.J. 2016. Seed dispersal by dabbling ducks: an overlooked dispersal pathway for a broad spectrum of plant species. Journal of Ecology 104: 443–455.

Soro, A., Sundberg, S. & Rydin, H. 1999. Species diversity, niche metrics and species associations in harvested and undisturbed bogs. Journal of Vegetation Science 10: 549–560.

Stenbeck, G. 1996. Torvbruk – Miljö. Effekter och åtgärder. Naturvårdsverket rapport 4596. 94 s.

SOU 2002:100. 2002. Uthållig användning av torv. 309 s.

Sundberg, S., Stenseke, M., Mälson, K., Backéus, I. & Rydin, H. 2011. Kapitel 5. Våtmarker. Bevarande av våtmarker – hur ska vi göra? I: Almstedt, M., de Jong, J. & Ebenhard, T. (red.), Naturvårdskedjan – för en effektivare naturvård. Centrum för Biologisk Mångfald, SLU, Uppsala: 245–286.

Triisberg, T., Karofeld, E. & Paal, J. 2011. Re-vegetation of block-cut and milled peatlands: an Estonian example. Mires and Peat 8, Article 05: 1–14.

Tuittila, E.-S., Rita, H., Vasander, H. & Laine, J. 2000a. Vegetation patterns around Eriophorum vaginatum L. tussocks in a cut-away peatland in southern Finland. Canadian Journal of Botany 78: 47–58.

Tuittila, E.-S., Vasander, H. & Laine, J. 2000b. Impact of rewetting on the vegetation of a cut-away peatland. Applied Vegetation Science 3: 205–212.

Vahejõe, K., Albert, T., Noormets, M., Karp, K., Paal, T., Starast, M. & Värnik, R. 2010. Berry cultivation in cutover peatlands in Estonia: agricultural and economical aspects. Baltic Forestry 16: 264–272.

Vepsäläinen, V. 2010. Energy crop cultivations of reed canary grass – An inferior breeding habitat for the skylark, a characteristic farmland bird species. Biomass and Bioenergy 34: 993–998.

Vahejõe, K., Albert, T., Noormets, M., Karp, K., Paal, T., Starast, M. & Värnik, R. 2010. Berry cultivation in cutover peatlands in Estonia: agricultural and economical aspects. Baltic Forestry 16: 264–272.

Vepsäläinen, V. 2010. Energy crop cultivations of reed canary grass – An inferior breeding habitat for the skylark, a characteristic farmland bird species. Biomass and Bioenergy 34: 993–998.Von Stedingk, H. 2009. Biologisk mångfald på myrar och dikad torvmark – underlag för ett miljömässigt torvbruk. Projektrapport nr 12. Torvforsk. 55 s.

Watts, C.H. & Mason, N.W.H. 2015. If we build – they mostly come: partial functional recovery but persistent compositional differences in wetland beetle community restoration. Restoration Ecology 23: 555–565.

21(21)

Torvutvinning och terrester biologisk mångfald · Web viewTorvutvinning och terrester biologisk...

Documents

Transcript of Torvutvinning och terrester biologisk mångfald · Web viewTorvutvinning och terrester biologisk...