Spredning av fremmede karplanter fra veg og ut i omgivelser kartlegging og utprøving av metodikk

Transkript

1 UTREDNING DN-utredning Spredning av fremmede karplanter fra veg og ut i omgivelser kartlegging og utprøving av metodikk Oppdragsgiver: Nasjonalt program for kartlegging og overvåkning av fremmede organismer

2 Spredning av fremmede karplanter fra veg og ut i omgivelser kartlegging og utprøving av metodikk DN-utredning Utgiver: Direktoratet for naturforvaltning Dato: April 2013 Antall sider: 32 Emneord: Fremmede arter, karplanter, veganlegg, spredning, samferdsel, hagelupin (Fallopia japonica), kanadagullris (Solidago canadensis), kartlegging, overvåkning Keywords: Alien species, vascular plants, roadsides, dispersal, transport, Fallopia japonica, Solidago canadensis, mapping, monitoring Bestilling: Direktoratet for naturforvaltning, postboks 5672 Sluppen, 7485 Trondheim Telefon: Telefaks: Refereres som: Spredning av fremmede karplanter fra veg og ut i omgivelser kartlegging og utprøving av metodikk. DN-utredning ISBN (Trykt): ISBN (PDF): ISSN (Trykt): ISSN (PDF): Layout: Guri Jermstad AS Trykk: Skipnes AS Foto forside: Kim Abel/Naturarkivet.no EKSTRAKT: Denne rapporten drøfter metoder for overvåking av spredning av invaderende, fremmede karplanter fra veg. Med utgangspunkt i tidligere utbredelsesmodeller for kanadagullris Solidago canadensis og hagelupin Lupinus polyphyllus i sentrale Østlandsom rådet, er det prøvd ut metoder for (i) begrenset tilfeldig plassering av overvåkingstransekt i vegkant og (ii) kartlegging av forekomst/ fravær av de to artene i transektene. I tillegg drøftes forhold mellom artsforekomst og NiN naturtyper. Vi valgte potensielle overvåkingsområder (1 km 2 ruter) så de de dekket bredden av forventet forekomst av de to artene, og registrerte forekomst/fravær av studieartene samt NiN naturtype i 140 vinkelrette transekt (24 med og 116 uten forekomst). For å redusere arbeidsomfanget ble ruter, småruter (0,01 km 2 ) eller strekninger innenfor rutene uten invaderbare vegkantomgivelser (skog, konstruert fastmark, vann og permanent kulturmark) forkasta. Undersøkelsen viste at utbredelsesmodellering gir et godt utgangspunkt for å velge overvåkingstransekt. Videre er transektanalyser velegnet for kartlegging av spredning ut fra veg. Nøsta design (transektruter i transekt i småruter i ruter) muliggjør analyser på ulike romlige skalaer. Studieartene prefererte tydelig bestemte NiN-typer, bl.a. unngikk begge artene tett skog og foretrakk intensivt brukt, konstruert fastmark. Vi anbefaler de utprøvde metodene for overvåking og kartlegging av spredning ut fra veg. ABSTRACT: This report discusses methods for monitoring spread of invasive, alien species from road verges. Based on previous distribution modeling of Solidago canadensis and Lupinus polyphyllus within central SE Norway we tested methods for (i) stratified random placement of monitoring transects in road verges and (ii) recording presence/absence of the species in the transects. The relationship between invasive species and NiN nature types is also discussed. We stratified potential monitoring sites (1 km 2 quadrats) from the total range of predicted probability and recorded presence/ absence of the study species and NiN nature type in 140 transects placed perpendi cular to the road (24 with and 116 without species occurrences). Plots, subplots (0.01 km 2 ) and road sections within subplots lacking concurrence between the study species and invasible surroundings (mainly woodland, wasteland, water and semi-natural grassland) were rejected. The study showed that distribution modeling is well suited for placement of monitoring transects. Transect analyses moreover allows mapping the spread of the species. Nested design (transect quadrats in transects in subplots in plots) enables analyses at various spatial scales. The study species clearly preferred particular NiN types. We recommend the above described methods for monitoring and surveillance of invasive, alien species dispersal from road verges. 2

3 Forord På verdensbasis regnes fremmede arter som en av de største truslene mot naturmangfoldet. Planter er en av de mest artsrike og spredningsdyktige organismegruppene der flere enkeltarter kan påføre betydelig skade med hensyn til både naturmangfold og landbruk, samt annen næringsvirksomhet. I Norge er mange fremmede plantearter vurdert til å utgjøre svært høy eller høy økologisk risiko (Fremmede arter i Norge med Norsk Svarteliste 2012), og er en sentral trusselfaktor for våre verneområder. Fremmede arter som bevisst eller ubevisst har blitt innført til Norge vil kunne spre seg videre langs samferdselsårer, og derfra videre til verneområder og annen verdifull natur som disse samferdselsårene passerer igjennom. Konvensjonen om biologisk mangfold forplikter partene til å; «forhindre innførsel av, kontrollere eller utrydde fremmede arter som truer økosystem, livsmiljø eller arter.» En viktig spredningsvektor er samferdselsårer, som for eksempel veier, og det er viktig å etablere metodikk som kan kartlegge hvorvidt spredning av fremmede karplanter kun skjer langs vegkanten eller om disse fungerer som springbrett for spredning ut i norsk natur. Utredningen er gjort på oppdrag av Nasjonalt program for kartlegging og overvåkning av fremmede organismer. Trondheim, april 2013 Yngve Svarte direktør, avdeling for artsforvaltning 3

4 Forfatternes forord Denne utredningen er gjennomført av Høgskulen i Sogn og Fjordane i samarbeid med Naturhistorisk museum, UiO, på oppdrag fra Nasjonalt program for kartlegging og overvåkning av fremmede organismer. Direktoratet for naturforvaltning (DN) har vært ansvarlig for oppfølging av prosjektet på vegne av oppdragsgiver. Vi takker Marianne Evju og Joachim Spindelböck for innspill til statistiske analyser. Magnhild Gjengedal deltok i feltarbeid i august Alle foto er tatt av Inger Auestad. Sogndal, 28. februar 2013 Inger Auestad, Liv Norunn Hamre og Rune Økland 4

5 Innhold 1 Innledning Materiale og metode Undersøkelsesområde, studiearter og utvalg av lokaliteter Kartleggingsmetodikk Dataanalyser Resultat Transektnivå: NiN-naturtyper, økokliner og invasjonsrisiko Transektrutenivå: NiN-naturtyper, økokliner og invasjonsrisiko Drøfting Utvelgelse av overvåkingsområder med utbredelsesmodellering og plassering av transektpunkt Registrering i transekt: metode og nin-typer og økokliner Lmer-analyser hva sier de om artenes biologi? Sprer fremmede invaderende arter seg fra vegkanter og ut i omgivelsene? Anbefalinger til forvaltningen Referanser Vedlegg

6 1 Innledning Invaderende, fremmede arter er ansett som en av de viktigste truslene mot biologisk mangfold på verdensbasis (D'Antonio et al., 2004). I Norge har bevisstheten rundt dette problemet ført til at Artsdatabanken i 2012 lanserte en gjennomarbeidet vurdering av økologisk risiko knyttet til arter som ikke er naturlig hjemmehørende i Norge (Gederaas et al., 2012). I Fremmede arter i Norge med norsk svarteliste 2012 (Gederaas et al., 2012) kategoriseres 1180 fremmedarter som antas å kunne reprodusere i norsk natur, og 217 av disse artene er her vurdert til å ha høg eller svært høg økologisk risiko, og er derfor plassert på den norske svartelista. Det er generell enighet om at tiltak mot slike arter bør settes inn på et tidlig stadium av invasjons prosessen (McNeely et al., 2001). Dette krever at man har et system for overvåking av eventuell invasjon, og denne overvåkingen gjennomføres i områder som invaderes tidlig. I terrestriske system representerer forvillede hageplanter og andre storvokste kar planter et særlig problem. De spres lett ut i lysåpne, litt forstyrra areal, og forekommer derfor hyppig i vegkanter (Barbosa et al., 2010; Jauni & Hyvönen, 2010). Vegkanter forekommer i (eller går gjennom) alle typer habitat, de er lett tilgjengelige, og dermed enkle å undersøke (Milton & Dean, 1998; Trombulak & Frissell, 2000; Gelbard & Belnap, 2003). De har derfor blitt foreslått som egnede områder for overvåking av svartelistede karplanter i DN-rapport 6-12 (Auestad et al., 2012). Imidlertid er forekomst av invaderende fremmede arter (IAS; invasive alien species) i selve vegkanten et marginalt problem, sammenliknet med de utfordringene vi står ovenfor dersom artene vandrer ut i tilgrensende naturområder (Figur 1). Vegkanter antas på generell basis å være kilde til spredning av IAS inn i tilgrensende natur (Parendes & Jones, 2000; Cadenasso & Pickett, 2001), men graden av spredning avhenger trolig av en kombinasjon av såkalt propagulepress, abiotiske (miljø-) faktorer og biotiske (artsspesifikke) egenskaper ved de invaderende artene (Catford et al., 2009). Vi har liten kunnskap i Norge i dag om i hvilken grad det skjer en slik spredning av høgrisiko svartelistearter ut fra vegkanter, men det er kjent at for eksempel hagelupin Lupinus polyphyllus lett etablerer seg på steinete elveører i Midt-Norge (kilde: FremmedArts- Basen) der den konkurrerer med rødlistearten klåved Myricaria germanica. Kanadagullris Solidago cana- densis kan opptre i massebestander i gjengroende kulturmark, særlig på Østlandet (det er ikke kjent om kildene til disse forekomstene er vegkantpopulasjoner). Godt designet overvåking av vegkanter og potensielt invaderbare omgivelser kan, over tid, gi innsikt i dynamikken til vegkantpopulasjoner av IAS. Dersom vegkantene viser seg å være vesentlige kilder til spredning av IAS inn i omkringliggende områder, er dette et viktig argument i diskusjonen om hvordan forvaltningen skal håndtere slike arter. Slik kunnskap kan innhentes gjennom metoder som må oppfylle to kriterier. For det første må observasjonsenheter velges ut ved bruk av en metode der alle nivå av sannsynlighet for forekomst av artene er fanget opp, fra hotspots til coldspots. Videre bør områder med høg sannsynlighet være overrepresentert (skewed sampling, sensu Yoccoz et al., 2001). Denne fasen kan defineres som en kartleggings- eller survey-fase (Rew et al., 2006). I denne fasen er det viktig å undersøke relativt store områder på en kostnadseffektiv måte. Ønsker man videre å måle endringer i forekomst (dvs. spredning) må forekomsten måles på en skala som er fin nok til at relativt små endringer kan fanges opp ved gjentatte besøk, og der endringene kan relateres til avstand fra vegen. Rew et al. (2006) peker på at gjentatte undersøkelser over tid (overvåkingseller monitoring-fasen) fordrer andre grep enn rene kartlegginger. Et viktig moment er at spredning ut fra veg er en prosess på lokal skala, og observasjon og overvåking av slike prosesser derfor må skje på en tilsvarende fin skala. Mange undersøkelser av IAS-forekomster langs veger og andre spredningsårer har hatt kartlegging som hovedformål, og er uegnet som metoder for overvåking siden de er utført på grov skala, gjerne med store, langsmale observasjonsenheter ( m 2 ) plassert parallelt med vegen (for eksempel Pauchard & Alaback, 2004; Christen & Matlack, 2009; Craig et al., 2010; Rahlao et al., 2010). I denne rapporten beskrives erfaringer fra utprøving av en metode for å overvåke spredningen av IAS fra vegkanter og ut i omkringliggende områder. Den foreslåtte metodikken innebærer en effektiv lokalisering av studieområder (som er en forutsetning for en vellykka kartlegging på grov skala), i og med at den tar utgangspunkt i kjente forekomster av fremmede arter langs veg, utvalgt på grunnlag av utbredelsesmodellering. Utprøving av metodikk for overvåkingsdesign gjennom to år har vist at det er mulig å lage gode utbredelsesmodeller for 6

7 fremmede arter langs veg, og at disse modellene, sjøl med bruk av enkle miljøvariabler som uavhengige variabler i modellene, er gode nok til at de kan legges til grunn for overvåking av fremmede arter i vegkanter ved sannsynlighetsbasert utvelgelse av observasjonsenheter (Auestad et al., 2011, 2012). Videre innebærer metoden transektanalyser med relativt små observasjonsenheter (åpne transekt med 2 m 2 ruter). Den fine skalaen sikrer at man kan avdekke nye og eksisterende forekomster, kartlegge populasjonsutvidelser og styre og evaluere tiltak (Barnett et al., 2007). Naturtypene i transektene (som går ut i tilgrensende, potensielt invaderbar natur), kartlegges etter NiN-systemet. NiN- systemet (Halvorsen et al., 2009) er under løpende revi dering, og en jamføring av enheter brukt i NiN 1.0 og VN97 (Fremstad, 1997) er allerede implementert. Det arbeides videre med en tilpasning av enhetene brukt i NiN og enhetene brukt i en revidert versjon av DN Håndbok 13 (Anonymous, 2007). NiN er derfor et godt valg som kartleggingsinstrument for naturvariasjon. Målet er å utvikle en metodikk for analyse av arters spredning fra veg som enkelt kan kobles sammen med eventuell overvåking av fremmede arter langs veger. Metodikken tar hensyn til sannsynligheten for forekomst av artene på 1 km 2 skala (gjennom stratifisering), men i gjør i tillegg et tilfeldig utvalg av observasjonsenheter på finere skala (på en skala finere enn 0,01 km 2 ). Dette kalles gjerne en begrenset tilfeldig metode (Økland, 1990), og sikrer et observatøruavhengig utvalg av observasjonsen heter, noe som er grunnleggende for å kunne gjøre statistiske analyser av innsamlete datasett. For å oppdage endringer i forekomst i vegkant eller i områder som grenser til vegkanten over relativt kort tid, må observasjonsenhetene være relativt små (studiet må være finkornet). a) b) c) Figur 1. Illustrasjon av tre mulige spredningsmønster for IAS. I a) er alle deler av miljøet like mottakelige for spredning, og arten spres derfor i alle retninger med like stor sannsynlighet. I b) er miljøet i horisontal retning invaderbart, men miljøet i vertikal retning er motstandsdyktig mot invasjon. Her skjer spredningen langs en korridor, for eksempel langs en vegkant, mens omkringliggende naturtyper ikke er påvirket av vegkantpopulasjonene. I c) er miljøet i både horisontal og vertikal retning invaderbart, men invasjonen er større langs korridoren enn ut fra korridoren, dvs. at det skjer en begrenset spredning ut fra vegkanten, men den største spredningen skjer langsetter vegen. Figuren er hentet fra Christen (2009). 7

8 2 Materiale og metode 2.1 Undersøkelsesområde, studiearter og utvalg av lokaliteter Vi tok utgangspunkt i det samme området på Østlandet som ble benyttet ved utvikling av metodikk for overvåking av fremmede invaderende karplanter i 2011 (Auestad et al., 2012), og brukte samme områdeavgrensing og samme observasjonsflater (1 km 2 ruter, se Figur 2). Området omfatter tjue kommuner i fem fylker: Akershus (Nesodden, Oppegård, Lørenskog, Nittedal, Bærum og Asker), Buskerud (Hurum, Røyken, Drammen, Nedre Eiker, Øvre Eiker, Modum, Lier, Hole og Ringerike), Oppland (Lunner og Jevnaker), Vestfold (Svelvik og Sande) og Oslo. Området har en utstrekning på ca km 2 og dekker sentrale deler av Østlandet, fra kyst og til innland, og omfatter byer (Oslo, Drammen) så vel som mer grisgrendte strøk (Jevnaker, nordlige deler av Ringerike, vestlige deler av Modum og Øvre Eiker). Området har en velutvikla infrastruktur med mange store og små veger. Innenfor dette området ble 2275 ruter, hver på 1 km 2, med veg identifisert. Den påfølgende modelleringen av relative forekomstsannsynligheter for artene i disse rutene i 2011 ble evaluert gjennom kontroll av reell forekomst av i 95 ruter á 1 km 2. Rutene ble valgt ut ved bruk av en stratifisert tilfeldig metode. Utvalget dekket alle nivå av sannsynlighet for forekomst av arten, samtidig som områder med høg sannsynlighet (med mye veg og nær bebyggelse) ble overrepresentert i datamaterialet i forhold til det arealet slike ruter dekker. Hver 1-km 2 rute ble delt opp i 100 småruter á 0,01 km 2 og forekomst og fravær av studieartene langs smårutenes vegkanter ble så kartlagt. De fem artene som inngikk i studiet, hadde ulik forekomst i de 95 rutene (i det følgende oppgitt som forekomst i rute/forekomst i smårute); russekål (Bunis orientalis, 31/124), parkslirekne (Fallopia japonica eller Renoutria japonica, 10/11), hagelupin (Lupinus polyphyllus, 44/104), pastinakk (Pastinacea sativa, 12/26) og kanadagullris (Solidago canadensis, 37/186). Figur 2. Kart over undersøkelsesområdet i sentrale Østlandsområdet med de 25 utvalgte rutene avmerket. De 18 rutene det ble gjort transektundersøkelser i er gitt oransje farge, mens de sju rutene som ble forkastet i felt (se forklaring i teksten) er gitt grå farge. 8

9 For årets undersøkelse av spredning fra veg og ut i omgivelsene, valgte vi å inkludere bare to av artene; hagelupin og kanadagullris. Begge artene var relativt vanlige, og har både frøspredning og vegetativ vekst. Artene ble funnet (enkeltvis eller begge to) i 57 av de 95 rutene i 2011-undersøkelsen. Begge artene ble funnet i alle deler av vegkantprofilet i 2011, men hagelupin hadde tyngdepunkt noe lenger vekk fra vegbanen enn kanadagullris (Figur 3). Under søkelsene i 2011 (Auestad et al., 2012) viste at vegkanter med disse artene grensa hovedsakelig til NiN-naturtypene konstruert fastmark (T2), åker og kunstmark (T3) og skogsmark (T23) (sensu Halvorsen et al., 2009), men hagelupin var vanligere enn kanadagullris i de to siste typene (Figur 4). I 2011 ble begge artene funnet i 23 av de 57 rutene; 21 inneholdt bare hagelupin og 14 bare kanadagullris. De 57 rutene inneholdt totalt 270 småruter med forekomst av en eller begge artene. Hagelupin ble funnet i 104 og kanadagullris i 186 småruter, mens bare 20 småruter inneholdt begge artene. 0,7 0,6 hagelupin (n=104) kanadagullris (n=186) 0,5 frekvens 0,4 0,3 0,2 0,1 0,0 S G BKF BKS Figur 3. Frekvens av de to studieartene i ulike deler av vegkantprofilet (S=skulder, G=grøft, BKF=bakkant fylling og BKS=bakkant skjæring) registrert i Frekvensen er beregnet som andel av småruteforekomstene som ligger i de ulike delene av profilet. I og med at en forekomst kan strekke seg over flere deler av profilet, summerer kategoriene opp til mer enn 1. frekvens 1,0 0,9 0,8 0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0,0 hagelupin (n=104) kanadagullris (n=186) S F V T2 T3 T3 T20+25 T23 Figur 4. Frekvens av de to studieartene ved ulike NiN-naturtyper (S=fjære, F=ferskvann, V=våtmark, T2=konstruert fastmark, T3=åker og kunstmarkseng, T4=kultumarkseng, T20+25=nakent berg og åpen grunnlendt mark og T23=fastmarksskogsmark) registrert i Frekvensen er beregnet som andel av småruteforekomstene som ligger i ruter der vegkanten grenser til de ulike naturtypene. I og med at en smårute kan inneholde flere naturtyper, summerer kategoriene opp til mer enn 1. 9

10 På grunn av begrenset tid til feltarbeid måtte vi velge ut et subsett av de 57 rutene for videre under søkelser. Dette ble gjort slik: de 23 rutene med forekomst av begge artene ble sortert på grunnlag av relativ forekomstsannsynlighet for lupin, og så fjernet vi fire ruter fra hele bredden av sannsynligheter slik at vi stod igjen med 19. Disse ble sortert med hensyn på kanadagullris før vi fjernet ytterligere fire ruter fra datasettet, slik at vi stod igjen med 15 ruter der begge artene forekom. Videre sorterte vi de 21 rutene som inneholdt bare hagelupin med hensyn på relativ forekomstsannsynlighet for denne arten, og valgte ut fem ruter fra hele bredden av forekomstsannsynligheter. På samme måte ble fem av de 14 rutene som inneholdt bare kanadagullris valgt ut. På samme måte ble fem av de 14 rutene som inneholdt bare kanadagullris valgt ut. På denne måten ble 25 ruter valgt ut på en måte som sikret at alle nivå av forekomst-sannsynlighet ble representert for begge artene (Figur 2). Rutene fordelte seg med ei klynge rundt Hønefoss, ei rundt Drammen og ei rundt Oslo. De ble inspisert ved studier av kart og flyfoto, og forekomst av verdifulle naturtyper ble prelimært vurdert før feltarbeid ved bruk av informasjon i Naturbase (Direktoratet for natur forvaltning). Under feltarbeidet i juli og august oppsøkte vi alle forekomst-småruter i de 25 utvalgte rutene. Antall småruter med forekomst av artene varierte mellom 1 og 12 per rute. Småruter ble forkastet dersom de utelukkende grensa til bebygd område og dermed ikke var egnet i en studie av spredning av fremmede arter ut i vill natur (Forman & Deblinger, 2000), se Figur 5 for et eksempel. I denne ruta ble de to studieartene funnet i åtte småruter i 2011, merket med ringer i figuren. Utfra flyfoto vurderte vi fire av smårutene som ikke aktuelle for overvåking fordi vegen grenser til areal som ikke er invaderbart (bebygd, angitt med grå ring). I de resterende fire smårutene grenser vegen til skog, og de ble derfor inkludert i undersøkelsen (markert med rød ring). Vi konsentrerte med andre ord undersøkelsene om småruter med invaderbart areal; hovedsakelig fastmarksskog (T23), kulturmarkseng (T4) og restareal eller konstruert fastmark (T2), men ekskluderte bebygde areal, (undertyper T2A-D). Gjennom dette arbeidet forkastet vi sju ruter slik at vi til slutt stod igjen med 18 ruter som det ble registrert transekt i (se Figur 2). 2.2 Kartleggingsmetodikk Forekomsten av studieartene innenfor hver 0,01 km 2 smårute ble i 2011 anslått som det kumulerte antall m 2 arten dekket i selve vegkanten, uavhengig av antall patcher og størrelsen på disse i vegkanten (Auestad et al., 2012). Avdekking av spredning fra vegkant og ut i omgivelser måtte nødvendigvis gjennomføres med finere oppløsning enn småruteskalaen. Samtidig var det viktig at forekomst og fravær av artene i vegkant og ut i tilgrensende areal ble registrert med begrenset tilfeldig metode. Dette ble løst ved å velge observasjonsområder syste matisk tilfeldig blant ruter (og småruter) der forekomst av studieartene på forhånd var kjent, ved bruk av klare, forhåndsdefinerte forkastningskriterier. Forekomst i vegkant og spredning ut i omkringliggende område ble registrert i transekt som ble lagt vinkelrett på vegbanen ut i omkringliggende areal. Feltundersøkelsene ble utført juli og august. Innenfor hver smårute kunne det finnes flere vegstrekninger som skulle undersøkes. Innenfor hver vegstrekning kunne deler bli forkastet fordi de grenset til areal som ikke ble ansett som aktuelle for undersøkelse av spredning fra vegkant og ut i verdifull natur, i denne sammenhengen definert som ikke invaderbart areal. Ikke invaderbare areal omfattet grovt sett områder dominert av åker- og kunstmarkseng (T3, mest intensiv gras- og kornproduksjon) og de fleste undertypene av konstruert fastmark (T2), som hager, industriområder, parkeringsplasser etc.). Undertypene T2i Kraft- og ledningsgater og T2j Skrotemark ble ikke brukt som forkastingskriterium fordi slike områder, i likhet med vegkantene, ofte inneholder fremmede arter og derfor kan tjene som en korridor for IAS mellom vegkanter og annen tilgrensende natur. I tillegg kunne de andre undertypene av T2 forekomme i mindre, tilgrensende areal og ble derfor registrert. Vi målte opp de aktuelle strekningene innenfor den enkelte smårute med målebånd, og fant punktene som lå på begge sider av vegen 10, 30, 50, 70, 90 osv. m fra kanten av ruta. (I småruter med flere veger, ble dette gjort separat for hver veg). Egenskaper ved oppmålt strekning ble registrert i skjema utviklet for undersøkelsen (Vedlegg 1 del A og C). De registrerte punktene var potensielle startpunkt for transekt, og deres posisjon ble registrert med GPS (Garmin 60CSx) for eventuelt gjenbesøk. 10

11 Meters Figur 5. Eksempel på en 1 km 2 rute med forekomst av begge studie artene. I denne ruta forekom hagelupin i fem og kanadagullris i tre småruter i Nærmere undersøkelser i 2012 av de åtte aktuelle smårutene førte til at fire ble forkastet (merket med grå ringer, mens det ble lagt ut transekt i de resterende fire smårutene (merket med oransje ringer). 11

12 I en meters bredde i hvert potensielle transektpunkt ble mengden av de to studieartene registrert i et eget skjema (Vedlegg 1 del B og C). Dersom arten ikke forekom i vegkanten innenfor denne meteren (fravær-punkt), ble bare enkle karakteristika ved vegkanten registrert, samt dominerende NiN-naturtype og tilhørende økoklinverdier i en meters bredde ut i tilgrensende areal (se Tabell 1 for oversikt over aktuelle NiN-naturtyper og Tabell 2 for oversikt over økokliner og deres trinn registrert i prosjektet). I punkt der arten forekom, men der vegkanten grenset til naturlige barrierer (høge bratte fjellskrenter etc.), eller areal som ikke ble ansett som invaderbare (NiN-typene T3 og alle undertyper av T2 bortsett fra T2i og T2j), ble transektet forkastet. Vi oppsøkte aktuelle vegkantstrekninger i felt dersom vi var i tvil om de burde inkluderes eller forkastes. I punkt med forekomst av fremmedarten i vegkanten, og der vegkanten grenset opp til invaderbart areal (forekomst-punkt) ble det trukket en transektlinje vinkelrett på vegen (figur 6). Egenskaper ved vegkanten ble notert i det samme skjemaet. Deretter forekomst av studieartene og NiN-typer registrert i 1 x 2 m transektruter i det 1 m breie transektet. Det enkelte transekt ble strukket minst 25 m forbi siste forekomst langs linja. I punkter der studiearten forekom bare i den første meteren fra vegbanen, ble derfor transektet 26 m langt. Koordinater for sluttpunktet for hvert transekt ble registrert med GPS. Den ekstra lengden på transektet forbi dagens forekomst sikrer muligheten for registrering av eventuell framtidig videre spredning inn i tilgrensende areal. Samtidig ønsket vi å begrense lengden på transektet til en avstand der vegen kunne sies å være relevant som spredningskilde for arten. Dekningsgraden av fremmedarter i transektrutene og utstrekningen av ulike NiN-naturtyper langs transektene ble anslått. I tillegg registrerte vi hvordan de plasserte seg langs relevante gradienter (økokliner) for NiN-typene ble registrert (bl.a. uttørkingsfare, substrat og eksposisjon/helningsgrad, samt biotiske faktorer som høgde på vegetasjonen). Totalt brukte to personer i felt 115 t på disse undersøkelsene. 2.3 Dataanalyser Vi analyserte sammenhengen mellom ulike faktorer (NiN-type og registrerte miljøforhold; økokliner) i tilgrensende areal og observert forekomst av de to studieartene både i transekt og i transektruter ved hjelp av LMER (linear mixed effects models; f.eks. Crawley, 2007). LMER håndterer pseudoreplikasjon som oppstår ved analyse av nestede data, i vårt tilfelle transekt lokalisert i småruter innenfor 1 km 2 - ruter. I analysene av totalt transektmateriale (n=140 transekt) nøstet vi transektene i (unike) småruter. I analysene av transektruter (n=392 transektruter, i forekomst-transekt) nøstet vi rutene i unike transekt. Hagelupin forekom ikke i noen transektruter med T23, men i alle transekt med forekomst av naturtype T2. For å muliggjøre analyse av relasjonen mellom arten og de aktuelle prediktorene ble et T23-fraværspunkt endret til forekomst (transektrutedata) og et T2-forekomstpunkt endret til fravær (transektdata). LMER er fleksibel og tillater alle typer fordeling av data. Vi spesifiserte modeller med logit-transformering av den binære forekomst/ fraværsvariabelen, og antakelse om binomial feilfunksjon. Dette gir en logistisk blandet modell (logistic mixed model). LMER kan imidlertid ikke estimere frihetsgrader for nøstete design på en sikker måte, noe som i neste omgang hindrer direkte beregning av signifikansnivå (Joachim Spindelböck, pers medd.). Modellenes signifikansnivå evalueres derfor gjennom ANOVA mellom den enkelte modell og en nullmodell, slik at vi får en vurdering av hvorvidt arten fore kommer signifikant oftere enn tilfeldig under bestemte miljøforhold. Alle analyser er gjennomført i R (R Development Core Team, 2008). Prosjektets begrensede omfang gjorde at datamaterialet ble litt for lite til å kunne analysere fremmedartsforekomst mot alle de ulike undertypene av NiN-typene og mot alle trinn i de ulike økoklinene. I rapporten har vi derfor lagt vekt på å demonstrere analyse av denne typen datamateriale, snarere enn å utforske materialet i dybden. Vi forenklet variasjonen langs hver økoklinen til to; referert til som henholdsvis høg og låg verdi. Høg og låg verdi refererer til følgende trinn: KA: 0-3 vs. 4-6; KO: 1 vs 2-9; UF: 1 vs. 2-3; TT: 1-5 vs. 6-10; TS: 1-2 vs. 3-4 og BI: 1 vs. 2-6). For naturtypevariasjon i transektdatasettet skilte vi homogene transekt (med en naturtype) fra variable (de som passerte to eller tre naturtyper). 12

13 Tabell 1. Oversikt over NiN-naturtypene som ble registrert i prosjektet, og tilhørende økokliner. For en oversikt over de ulike økoklinene og deres inndeling i trinn, se tabell 2. NiN-type KA KO UF VM EE HF HI HF TT TS BF BI GG T2 Konstruert X X X X fastmark T23 Fastmarksskog X X X X X X X X T20 Nakent berg X X T25 Åpen grunnlendt X X X X X X mark T3 Åker/kunsteng X X* X X X X T4 Kulturmarkseng X X X X X X X X V Vann * kun trinn 4-6 Tabell 2. Oversikt over alle økoklinene som ble registrert for NiN-typene i prosjektet, og deres inndeling i trinn. For den enkelte naturtype ble bare relevante økokliner registrert (se tabell 1). Økoklin Trinn KA Kalkinnhold 1 ombrogen 2 kalkfattig 3 moderat kalkfattig 4 intermediær 5 kalkrik 6 kalkmark KO Kornstørrelse 1 leir 2 silt 3 fin sand 4 middels-grov sand 5 fin-middels grus 6 grov grus 7 stein 8 blokk 9 (fast) fjell UF Uttørkingsfare 1 frisk 2 moderat tørkeutsatt 3 svært tørkeutsatt VM Vannmetning A1 veldrenert A2 fuktmark EE Engflate-engkant 1 åker- og engflate 2 åker- og engkant HI Grunnleggende hevdintensitet 1 ingen påviselig 2 svært ekstensiv 3 langvarig ekstensiv 4 moderat intensiv 5 intensiv 6 svært intensiv HF Grunnleggende hevdform Y1 slått Y2 beite Y3 avsviing TT Tresjiktstetthet 1 åpen mark uten trær 2 åpen mark med enkelttrær (2.5 %) 3 åpen mark, svært spredt tresetting (2.5 5 %) 4 åpen tresatt mark (5 10 %) 5 skog med svært lav tresjiktstetthet (10 25 %) 6 skog med lav tresjiktstetthet (25 50 %) 7 skog med middels tresjiktstetthet (50 75 %) 8 skog med relativt høy tresjiktstetthet (75 90 %) 9 tett skog (90 %), uten redusert underveg 10 svært tett skog; > 90 %, redusert underveg TS Tresjiktssukse-sjonstilstand 1 åpen fase 2 yngre skog 3 eldre skog 4 gammelskog BF Aktuell bruksintensitet 1 pløying 2 beite 3 slått 4 gjødsling 5 sprøyting 6 avsviing 7 manuell rydding BI Aktuell bruksform 1 ikke i bruk 2 svært ekstensiv 3 langvarig ekstensiv 4 moderat intensiv 5 intensiv 6 svært intensiv GG Gjengroingstilstand 1 i bruk 2 brakklegging 3 tidlig gjenvekst 4 sein gjenvekst 5 ettersuksesjon 13

14 Figur 6. Kartlegging av forekomst ble gjort i 2 m 2 ruter plassert langs åpne transekt med en m bredde. Transektene ble lagt vinkelrett på vegbanen på tilfeldig valgte punkter lokalisert innenfor småruter med kjent forekomst av studieartene. Figuren til høgre viser et transekt på 45 m. Startpunkt, forekomst av arten og endepunktet på transekt ble registrert med GPS. 14

15 3 Resultat I de18 registrerte 1 km 2 rutene (Figur 2), fant vi 30 småruter med strekninger aktuelle for regi strering. Langs disse vegstrekningene ble 140 transektpunkter registrert, 24 med forekomst av artene i transektet og 116 uten forekomst. Lengden på forekomst-transektene varierte mellom 26 og 48 m, gjennomsnittlig transektlengde var 31 m. I tre transekt ble begge artene funnet, mens kanadagullris forekom aleine i 11 transekt og hagelupin aleine i 10 transekt. Kanadagullris hadde totalt større forekomst enn hagelupin (21 resp. 15 transektruter) og ble i større grad enn hagelupin funnet langt (>10 m) fra vegkanten (se Figur 7). Forekomsten av begge arter sank betydelig med økende avstand til vegen. I de 392 transektrutene ble kanadagullris funnet i 28 ruter, og lupin i 41 ruter. Kartlegging av fremmedarter fra transektpunkt og ut i omkringliggende områder fungerte effektivt og godt. Registering av et null-punkt tok 1 2 minutter, mens registrering av et forekomstpunkt tok om lag 10 minutter. Mer tidkrevende var det å lokalisere transektpunkter i 0,01 km 2 småruter på en begrensa tilfeldig måte. Totalt brukte vi 115 t i felt for å registrere de 140 transektpunktene som inngår i undersøkelsen. Den systematiske framgangsmåten sikra at vi plukka ut reelle forekomst- og fraværspunkt på en begrensa tilfeldig måte, men økte også tidsbruken per registrert rute. Selv om de registrerte datapunktene til dels ga presis lokalisering av transektpunktene (de fleste punktene har en nøyaktighet på 2-6 m; estimert fra kartet), viste en gjennomgang av de registrerte punktene i GIS en relativt stor unøyaktighet på enkelte lokaliteter (se Figur 8 for et eksempel). 3.1 Transektnivå: NiN-naturtyper, økokliner og invasjonsrisiko Utenfor den rene vegkantsonen skar transektene stort sett gjennom mellom en eller to naturtyper (hhv. 78 og 60 lokaliteter). I tre lokaliteter skal transektet gjennom tre naturtyper. De vanligste naturtypene i materialet er ulike typer av fastmarksskogsmark (T 23; 113 lokaliteter) og konstruert fastmark (T2; 74 lokaliteter), se Tabell 3. Den vanligste 'skogtypen' er fastmarksskogsmark dominert av en blanding av bar- og lauvtre (47 observasjoner) eller dominert av edellauvtre (24 observasjoner). Transportutbyggingsareal (T2D) var den vanligste kategorien konstruert fastmark (54 observasjoner) mens skrote mark var nest vanligst (T2J; 26 observasjoner, figur 9). Mindre vanlig er kulturmarkseng (T4; 11 lokaliteter) og åpen grunnlendt mark (T25) og vannforekomster (V), begge observert tre ganger hver. Disse natur typene er også mindre vanlige i undersøkelsesområdet for øvrig. Den lave forekomsten av kulturmarkseng (T4) og vannforekomster (V) i studieområdet gjorde at vi hadde for få observasjoner til å kunne gjøre noen slutninger om studieartenes forhold til disse naturtypene. antall transektruter med forekomst av art hagelupin kanadagullris avstand fra vegkant Figur 7. Antall transektruter med forekomst av de to artene sank med økende avstand fra vegen. 15

16 Figur 8. En del av GPS-registreringene av datapunkt er relativ unøyaktige, men de fleste er innenfor en akseptabel feil margin. Alle de seks punktene på denne strekningen ble registrert i kanten mellom vegbane og rabatt mot gangveg, men de to midterste har feilmarginer på mellom fem og ti meter, og har havnet på feil side av vegbanen eller i gangvegen innenfor rabatten. Dette oppstår på grunn av begrenset nøyaktighet i vanlige GPSer, som kan gi betydelige feil, særlig i kupert og bratt terreng. Tabell 3. Frekvens av registeringer av ulike NiN-naturtyper og undertyper i de 140 transektene. NiN-naturtype Undertype Antall funn T2 konstruert fastmark B-bolig 2 D-transportutbygging 54 F-massedeponi 2 I-kraft- og ledningsgater 10 J-skrotemark 26 T23 fastmarksskog Treslag: edellauvtre 24 Treslag: lauvblanding 11 Treslag: lauvblanding og gran 47 Treslag: lauvblanding og furu 16 Treslag: furu 15 T4 kulturmarkseng 11 T25 åpen grunnlendt mark 3 V vann 3 16

17 Figur 9. Studieartene var relativt vanlige i vegkanter som grenset til konstruert fastmark (NiN-type T2). Her er et eksempel på skrotemark (T2J) med mektige bestand av kanadagullris, i tillegg til andre høgvokste flerårige arter (vanlig høymole, mjødurt og åkertistel). LMER-analysene av sammenheng mellom NiNnaturtype og forekomst/fravær av fremmedarter på transektnivå (se Tabell 4) viste at begge artene var mer vanlige i transekt med innslag av T2 konstruert fastmark utenfor vegkantsona (P<0,01). Kanadagullris var også signifikant vanligere i transekt med mer enn en naturtype, enn i transekt med bare én type (P<0,05). Lupin viste en (ikke-signifikant) tendens til å foretrekke transekt uten innslag av skog, mens kanadagullris ikke viste noen slik tendens. Det lave antallet transekt i forhold til antall småruter påvirket trolig muligheten for at signifikante sammen henger mellom forekomst av fremmedarter og økoklintrinn skulle avsløres ved LMER-analysene (se Tabell 5). Eneste signifikante sammenheng (P<0,05) var en tendens for kanadagullris til å opptre noe hyppigere i transekt med høgere kalkinnhold (KA) sammenliknet med transekt med lavere kalkinnhold i jorda. Begge artene viste tendens til å foretrekke transekt med lavere uttørkingsfare (UF), og kanadagullris tenderte til høgere frekvens i områder med finere substrat (kornstørrelse, KO). 17

18 Tabell 4. Resultat av LMER-analyse på transektnivå (lineær modell, n=140, nestet på småruter) av effekten av utvalgte NiN-naturtyper og heterogenitet i miljøet (naturtypevariasjon); prediktor; på forekomst/fravær av invaderende fremmede arter (responsvariabel). Fortegn på estimat angir positiv (+) eller negativ (-) verdi. Z angir styrken på testen. P-verdien er estimert på grunnlag av ANOVA mellom modellen og en null-modell. Signifikante sammenhenger (P<0.05) er indikert med fet font. Responsvariabel Prediktor Estimat Z P Forekomst av hagelupin T2 konstruert fastmark* + 2,21 <0,001 T23 skog - -1,67 0,076 Naturtypevariasjon + 1,36 0,124 Forekomst av kanadagullris T2 konstruert fastmark + 2,03 <0,01 T23 skog - -0,50 0,607 Naturtypevariasjon + 1,92 <0,05 *se kommentar i Materiale og metode om denne analysen Tabell 5. Resultat av LMER-analyse på transektnivå (lineær modell, n=140, nestet på småruter) av effekten av utvalgte økokliner; prediktor; på forekomst/fravær av invaderende fremmede arter (responsvariabel). Fortegn på estimat angir positiv (+) eller negativ (-) verdi. Z angir styrken på testen. P-verdien er estimert på grunnlag av ANOVA mellom modellen og en null-modell. Signifikante sammenhenger (P<0.05) er indikert med fet font. Responsvariabel Prediktor Estimat Z P Forekomst av hagelupin KA kalkinnhold + 1,24 0,126 KO kornstørrelse - -0,71 0,342 UF uttørkingsfare - -1,37 0,065 TT tresjiktstetthet - -0,18 0,852 TS tresjiktsuksesjon - -0,14 0,877 Forekomst av kanadagullris KA kalkinnhold + 2,05 <0,01 KO kornstørrelse - -1,45 0,057 UF uttørkingsfare - -1,42 0,055 TT tretetthet - -0,17 0,869 TS tresjikt - -0,59 0,529 18

19 3.2 Transektrutenivå: NiN-naturtyper, økokliner og invasjonsrisiko PPå finere skala (transektrutenivå, se Tabell 6) fant vi flere signifikante sammenhenger enn på transektnivå, sannsynligvis fordi tallet transektruter var mye høyere enn tallet transekt (392 ruter nøstet i 140 transekt mot 140 transekt nøstet i 30 småruter). Begge artene foretrakk konstruert fastmark (T2) samtidig som de var vanligere i ruter uten skog (T23), P<0,001. Dette mønsteret var tydeligst for hagelupin. Artene viste også tydelig preferanse (P<0,001) for bestemte trinn av mange av de målte økoklinene på denne skalaen. Hagelupin foretrakk spredt tresetting framfor tett skog (reflektert i økoklinen tretetthet (TT). Arten var også vanligere i skog i åpen eller ung fase sammenliknet med eldre og mer velutviklet skog (reflektert i TS, tresjiktssuksesjonstilstand), og den foretrakk høg framfor låg bruksintensitet (BI). Den var tydelig vanligere på grus og stein enn på fint substrat (KO, kornstørrelse). Også kanadagullris trivdes bedre i åpnere miljø (vanligere forekommende i unge faser og åpen skog; TT og TS), men responderte ikke på substratstørrelse (KO). I likhet med hagelupin var den vanligere i ruter med høgere bruksintensitet (BI). 4 Drøfting Dette prosjektet har hatt som viktigste formål å teste ut metoder for å kartlegge spredning av fremmede arter fra veg og ut i omgivelsene. Drøftingen vil derfor fokusere på hvor egnet de ulike elementene i den uttestete metoden er for denne type undersøkelser. I tillegg vil vi kort diskutere resultatene av dataanalyser av sammenheng mellom fremmedartsforekomst og naturtyper og økokliner på transekt- og transektruteskala. Vi har studert to flerårige, urteaktige, forvillede prydplanter, som er typiske eksempler på arter som forekommer relativt hyppig i vegkanter. Anbefalingene er i første rekke gyldige for denne typen arter, men en del av konklusjonene antas å være overførbare til andre organismer. Blant trekløveret av faktorer som påvirker spredning av fremmede arter propagulepress, abiotiske faktorer og biotiske egenskaper ved de invaderende artene (Catford et al., 2009) blir to (kunnskap om spredningsøkologi og biotiske egenskaper, dvs. artsspesifikk respons på urbanisering gjennom utbredelsesmodellering) brukt som utgangspunkt for å lage en metode for å kvantifisere betydningen av den tredje; de abiotiske faktorene. Tabell 6. Resultat av LMER-analyse på transektrutenivå (lineær modell, n=392, nestet på transekt) av effekten av utvalgte NiN-naturtyper og heterogenitet i miljøet (naturtypevariasjon); prediktor; på forekomst/fravær av invaderende fremmede arter (responsvariabel). Fortegn på estimat angir positiv (+) eller negativ (-) verdi. Z angir styrken på testen. P-verdien er estimert på grunnlag av ANOVA mellom modellen og en null-modell. Signifikante sammenhenger (P<0.05) er indikert med fet font. Responsvariabel Prediktor Estimat Z P Forekomst av hagelupin T2 konstruert fastmark + 3,91 <0,001 T23 skog* - -4,48 <0,001 Forekomst av kanadagullris T2 konstruert fastmark + 4,09 <0,001 T23 skog - -3,16 <0,001 * se kommentar i Materiale og metode om denne analysen 19

20 4.1 Utvelgelse av overvåkingsområder med utbredelsesmodellering og plassering av transektpunkt Etter vårt syn fungerte metoden for utvelgelse av overvåkingsområder på grov skala (1 km 2 ) svært godt. På grunnlag av relativ predikert forekomstsannsynlighet kunne vi velge ut områder som hadde ulik relativ sannsynlighet for forekomst av artene, og dermed sikre brei representasjon, samtidig som vi kunne overrepresentere høgrisiko-områder på en kontrollert måte. Evalueringsrutene som ble undersøkt i forbindelse med utbredelsesmodelleringen av fem fremmede arter på Østlandet i 2011 (Auestad et al., 2012) viste seg svært velegnet som utgangspunkt for å finne egnete lokaliteter for overvåking. Vi anbefaler derfor at områder for overvåking velges ut på grunnlag av utbredelsesmodellering. Selv om det finnes klare fellestrekk mellom preferansene til invaderende fremmedarter som trives i vegkanter, vil det likevel være en variasjon mellom deres predikerte, relative forekomstsannsynligheter. I denne undersøkelsen valgte vi ut områder ut fra de to artenes unike prediksjoner. Dersom man skal lage et overvåkingsopplegg for et større antall arter, bør man velge ut studiearter på en måte som sikrer at man dekker bredden i slike arters habitatkrav. Da er det er naturlig å kombinere prediksjonene for mange arter til en felles trekksannsynlighet som brukes til utvelgelse av observasjonsenheter i overvåkingsundersøkelsen. Selv om vi tok utgangspunkt i forekomster funnet ved tidligere kartlegging, krevde tilfeldig plassering av transekt innenfor småruter en del arbeid. Transektene dekket et relativt lite areal av vegkanten og omkringliggende areal (bredde 1 m, transekt plassert med 20 m avstand). Gjennom studier av kart og flyfoto i forkant av feltarbeidet hadde vi dannet oss et bilde av vegetasjonen i overvåkingsområdet, men vi valgte å oppsøke rutene i felt for endelig vurdering av invasjonspotensiale i omgiv elsene. Erfaringen vår gjennom prosjektet var at mest mulig av utvelgelsesarbeidet bør gjøres inne før man drar ut i felt, og at det er fullt mulig å gjøre gode vurderinger av hvilke områder som bør forkastes dersom man bruker litt tid på å lære sammenhengen mellom terreng og flyfoto (se figur 5). Samtidig vil helt ensartete utvelgelses- og forkastnings-kriterier for alle områder kunne føre til at viktige områder forkastes. Studieområdet omfattet både tettbygd strøk og mer rurale områder. I tettbygd strøk kan relativt små arealer ha stor lokal (men i en del tilfeller også regional og nasjonal) verdi fordi de kan representere sjeldne naturtyper i ellers nedbygde områder, og derfor være interessante å kjenne eventuell fremmedartsspredning i. I undersøkelsen valgte vi derfor å inkludere og oppsøke småruter med restarealer i tettbygd strøk, mens tilsvarende områder i mer rurale strøk i noen tilfeller ikke ble oppsøkt, fordi vi anså større og mer sammenhengende områder som viktigere (slike områder er gjerne helt fraværende i tettbygd strøk). En slik preliminær vurdering av aktuelle transektlokaliteter er nødvendig for å holde tidsbruken i arbeidet nede, for det tok relativt lang tid å identifisere egnede strekninger for utlegging i felt. Dette gjenspeiles i den moderate mengden data som ble samlet inn. Men dette er etableringsomkostninger, ved gjenbesøk vil registreringene gå mye fortere. Vårt ønske om å legge ut transektene tilfeldig begrenset førte også til at bare en mindre andel av transektpunktene falt slik at transektene fanget opp fremmedarter. Dette er en reell utfordring når man ønsker å registrere relativt uvanlige fenomener på fin skala. Vi anbefaler likevel ikke større grad av målretting mot forekomster av artene, fordi undersøkelsene i så fall ikke vil speile et representativt utvalg transekt. Utvalget vil i så fall bli forskjøvet mot forekomster, slik at den forventete utviklingen over tid vil bli en svak, men ikke kvantifiserbar nedgang (Crawley, 1990). Vi brukte en standard GPS for å koordinatfeste transektpunkter, men tidvis stor unøyaktighet gjør at vi anbefaler bruk av høgpresisjons GPS-utstyr for å oppnå ønsket presisjon. Da er en nøyaktighet ned til desimetere og centimetere oppnåelig. Merking av fastruter i vegkanten er ikke tilrådelig. Vegkantene er utsatt for så mye planlagt og tilfeldig forstyrrelse at en slik merking ville måtte blitt inspisert årlig for å sikre at merkingen ikke blir ødelagt eller forsvinner. 20

21 4.2 Registrering i transekt: metode og nin-typer og økokliner Registreringer av forekomst/ fravær og NiN-naturtyper og økoklintrinn i felt gikk hurtig, og bruken av transekt sikret at vi fanget opp variasjonen fra vegkant og ut i omgivelser på en enkel og systematisk måte. Metoden som ble anvendt har klare paralleller til kartleggingsmetoden Rew et al. (2006) anbefaler (de kaller den targeted transects method). De framhever denne metodens kombinasjon av treffsikkerhet, tidsøkonomi og evnen til å treffe rett i forhold til populasjonens utbredelse, i sær for arter som er knytta til veg. Også Sandvik og Sæther (2012) har merket seg dette, og støtter en slik utleggelse av undersøkelsesflater for generell overvåking av fremmede arter. NiN fungerte greit som registreringsverktøy for egenskapene til transekt og transektruter. Systemet kan tilpasses ulike detaljeringsnivå. Vi valgte å fokusere på et grovt utvalg NiN-typer (se tabell 3) og gikk ikke i detalj inn og bestemte til ulike grunntyper (NiN skiller for eksempel mellom 24 grunntyper av fastmarksskog, mens vi forenklet dette til én type med ulike arter i tresjiikt). Erfaring eller opplæring er nødvendig for at innsamlete data skal bli presise og undertyper av de ulike hovednaturtypene skal fanges opp. Vi tok utgangspunkt i NiNs systematisering av miljøfaktorer (økokliner) for registrering av en rekke relevante økologiske forhold. De fleste økoklinene er i utgangspunktet delt inn i mange trinn (kornstørrelse KO er for eksempel delt i ni trinn) som vi forenklet noe. Likevel var datamaterialet for lite til at vi kunne analysere hvordan forekomst av studieartene relaterte seg til slik finskala variasjon (det nøstete designet med ruter i transekt og transekt i ruter reduserer antall frihetsgrader betraktelig). Vi løste dette ved å slå sammen trinn innenfor økoklinene; for eksempel ble de ni trinnene for kornstørrelse fordelt på to grupper; grovt substrat og fint substrat. I videre arbeid vil det være gunstig å gjøre en kritisk vurdering av bruken av økoklintrinn. Hvor fin inndeling trengs for å vurdere artenes økologi. Registering i fine trinn er krevende å håndtere i felt, og mange trinn øker muligheten for variasjon mellom registratorer. 4.3 Lmer-analyser hva sier de om artenes biologi? Frekvensen av studieartene sank med økende avstand til veg for begge de to studieartene, men relaterte seg også til bestemte miljøfaktorer; økokliner, vist i LMER-analysene. Den begrensede kunnskapen om sammenhenger mellom fremmedarter og økologiske faktorer (Rew et al., 2006 s. 537) gjør denne typen undersøkelser viktige. På grov skala (transektnivå) fant vi få tegn til signifikant respons på trinn langs de registrerte økoklinene. Unntaket var kanadagullris, som viste preferanse for rikere framfor mer fattige næringsforhold (høgere KA-trinn). Dette kan indikere at denne arten kan representere en trussel mot verdifulle naturtyper som edellauvskoger. Analysene av forekomst i NiN-naturtyper både på transekt- og transektrutenivå bekreftet at begge studieartene i stor grad tolererer forstyrrelse (og derfor forekommer på konstruert fastmark, T2). Dette forklarer trolig også artenes preferanse for høg framfor låg bruksintensitet (BI). Denne preferansen deler de med svært mange andre invaderende fremmede arter (Martin et al., 2009). Lupin er spesielt kjent som en art som foretrekker forstyrrete (ruderate) forhold, og som kan etablere populasjoner i lysåpne miljø (Fremstad, 2010). NiN-typen T2 omfatter bl.a. skrotemark, dvs. restarealer som ikke skjøttes regelmessig, men som er så sterkt utsatt for ulike typer inngrep at det ikke etableres tett skog der, men bare innslag av unge trær. Konstruert fastmark har vanligvis ikke blitt ansett som en verdifull naturtype, men flere studier peker på at også slike områder kan ha betydning for biologisk mangfold, spesielt i urbane strøk (Angold et al., 2006; Meffert & Dziock, 2012). Invasjon av fremmedarter i slike områder kan med andre ord redusere leveområdene til planter, insekter, pattedyr og fugler som er ønsket i norsk natur. I denne studien har åpne små «bekke daler» blitt inkludert i T2. Selv om disse områdene har skrotemarkspreg og i en del tilfeller blir brukt som dumpingområder,kan de representere en lokalt verdifull miljøvariasjon i ellers homogene landskap dominert av skog T23 og intensivt dyrka mark T3. Slike områder er sårbare for invasjon av arter som japanpestrot og kjempespringfrø. Videre kan skrote markene fungere som stepping stones mellom primære invasjonsområder og områder som blir sekundært invadert. Et område med store forekomster av T2 vil sannsynligvis ha større popula- 21