Reetablering af naturlig hydrologi i internationale ... - Naturstyrelsen

DET NATURVIDENSKABELIGE FAKULTET
KØBENHAVNS UNIVERSITET
Sektion for Økologi og Evolution
Biologisk Institut
Kandidatspeciale af Jill Grønberg Nothlev
Reetablering af naturlig hydrologi i internationale naturbeskyttelsesområder
- krav, problemer og løsninger
Case study: Gribskov
Afleveret den: 15/04/08
Vejleder:
Ib Johnsen
Københavns Universitet
Biologisk Institut
Sektion for Økologi og Evolution

Stort billede på forsiden: Lokalitet SG set fra øst mod vest.
Lille billede på forsiden: Sphagnum-pude med Palustria- og Acutifolia-arter set på lokalitet FM.
Fotograf: Jill Grønberg Nothlev

Forord
Forord
Idéen til dette speciale blev fremlagt af Skov- og Naturstyrelsen, Nordsjælland (SNS-
Nordsjælland), der er i gang med en omfattende plan for reetablering af naturlig hydrologi i
habitatområdet Gribskov. Det overordnede formål med planen er at genskabe mere naturlig
hydrologi i Gribskov og dermed skabe flere vådområder som moser, enge, kær, søer vandhuller
mv., hvorved der skabes større biodiversitet og dynamik i skoven. Planen er, at der skal
reetableres naturlig hydrologi i hele skoven. I den forbindelse vil SNS-Nordsjælland gerne have
undersøgt, hvor og hvorledes der kan reetableres naturlig hydrologi så det samtidig er i
overensstemmelse med de internationale naturbeskyttelsesregler Gribskov er underlagt, som følge
af at den er udpeget som internationalt naturbeskyttelsesområde.
I forbindelse med udarbejdelsen af specialet vil jeg først og fremmest gerne sige tak til min vejleder
Ib Johnsen for vejledning og inspiration under hele forløbet.
Desuden vil jeg gerne takke:
• Ida Dahl Nielsen, Ole Andersen og Tim Weber Falck fra SNS-Nordsjælland for hjælp med
MapInfo og andre spørgsmål i forbindelse med specialet.
• Gosha Sylvester, Karna Heinsen og Esben Vedel Nielsen for hjælp med de kemiske
analyser.
• Linnea H. Fosdal og Sofie Erbs-Maibing for hjælp med feltarbejdet.
• Kristoffer Nothlev, Majken Sønderholm, Karsten Gjessing Jensen og Mikal Johansen for
hjælp med korrekturlæsning.
• Jeppe Søndergaard for hjælp med oversættelsen af resuméet.
Underskrift: ____________________________________
Dato: _______________
1

Resumé
Resumé
Dræning og intensiv drift af skove er en af de centrale årsager til, at den biologiske mangfoldighed
er trængt, hvilket bedst kan rettes op ved at reetablere den naturlige hydrologi, og dermed
genoprette skovenes vådområder. I Gribskov er der sket en omfattende dræning, som har
resulteret i en tilbagegang i arealet med vådområder på 80 % siden midten af 1800-tallet. Gribskov
er udpeget som EF-habitat- og fuglebeskyttelsesområde. På baggrund af vands og
vandstandshævnings betydning for skovøkosystemet, forholdene i Gribskov, det juridiske grundlag
for beskyttelse af arter og naturtyper der udgør udpegningsgrundlaget, resultaterne af
feltundersøgelser i reetablerede vådområder samt en vurdering af konsekvenserne ved
reetablering af naturlig hydrologi for arter og naturtyper i Gribskov beskyttet efter EFhabitatdirektivet
og EF-fuglebeskyttelsesområdet, gives der i dette speciale en vurdering af, hvor
og hvorledes reetablering kan udføres i forhold til de internationale naturbeskyttelsesregler.
Reetablering af naturlig hydrologi vurderes at være til gavn for skoven og dens beskyttede arter og
naturtyper. Reetableres naturlig hydrologi i Gribskov kan der skabes en større biodiversitet, da det
vil medføre, at der opstår en lang række moser, søer og sumpskove. Der vil blive skabt en større
mosaik og variation i skovtyperne, og flere arealer vil naturligt overgå til urørt skov, hvorved der vil
blive en bedre sammenhæng mellem de allerede eksisterende urørte skovområder.
På de lokaliteter i Gribskov, som blev besøgt i forbindelse med udarbejdelsen af dette speciale,
hvor den naturlige hydrologi er blevet reetableret, så der ud til at have udviklet sig naturtyper, som
på sigt kan blive værdifulde biologiske set. Men generelt for alle områder var, at flere almindelige
og karakteristiske arter, samt sjældne og truede arter, endnu ikke havde spredt sig til områderne.
Generelt synes tilstanden på lokaliteterne dog at være gunstig for, at den etablerede vegetation
forsat kan trives og at flere af de naturtypekarakteristiske arter kan indvandre. Dog kan fortsat pleje
i form af fjernelse af opvækst være nødvendigt, hvis områderne ønskes bevaret som lysåbne.
I forhold til de internationale naturbeskyttelsesregler er der pålagt en forpligtelse til at sikre, at der
ikke sker forringelser eller forstyrrelser af beskyttede naturtyper og arter som forekommer i skoven.
Det skal således sikres, at der ikke sker forringelse af bevaringsstatus for de beskyttede naturtyper
og arter, hverken som følge af reetablering af naturlig hydrologi, eller som følge af påvirkninger
som udtørring og tilgroning. Vurderingen af konsekvenserne for arter og naturtyper i forbindelse
med reetablering af naturlig hydrologi i Gribskov viser, at det vil fremme bevaringsstatus for næsten
alle beskyttede arter og naturtyper. Dog er flere arter og naturtyper kun repræsenteret med få og
spredte forekomster, og det er derfor nødvendigt at tage særlige hensyn til disse. Der er derfor
opstillet et forslag til, hvor og hvorledes reetablering af den naturlige hydrologi kan foregå, så det
sikres at der skabes mest mulig dynamik i Gribskov ved mere naturlig hydrologi, samtidig med at
det ikke bringer reetablering af den naturlige hydrologi i uoverensstemmelse med de internationale
naturbeskyttelsesregler.
2

Abstract
Abstract
Drainage and intensive raft of the forest are some of the main reasons that the biological diversity
within them is hard-pressed. This can best be corrected by repairing the natural hydrology, and
thereby re-establishing the wet areas of the forest. There has been an extensive drainage of the
Grib Forrest, which has resulted in a decline of the wet areas in the forest by 80 % since the middle
of the 18th century. The Grib Forrest has been established as an EC-habitat and bird protection
area. Based on an evaluation of the significance of water; the increased water level’s influence on
the forests ecosystem; the conditions in the Grib Forrest; the legal groundwork for the protection of
species and different types of nature which provides the basis for selection; the results of field trials
in re-established wet areas; and an assessment of the consequences of the re-establishment of
natural hydrology for species and types of nature in the Grib Forrest protected by the EC directive
for habitats and the EC bird protection directive, this thesis will provide an assessment on where
and how re-establishment can be executed in accordance with the international nature protection
regulations.
The re-establishment of natural hydrology is considered to be beneficial to the forest and its
protected species and types of nature. The re-establishment of natural hydrology in the Grib
Forrest will result in greater bio diversity because a number of moors, lakes and marshes will be
formed. There will be created a larger mosaic and variation of types of forest and more areas will
turn into wild forests, thereby creating a better connection between the already existing wild forest
areas. In the visited locations in the Grib Forrest, where the natural hydrology has been reestablished,
several types of nature had developed, which in the long run can be valuable from a
biological perspective. Generally viewed in all the areas, however, many average and characteristic
species, and also valuable and endangered species, had not yet spread to these areas. The
conditions on the locations seemed, however, to be ideal for the already established vegetation to
continue growth, and for more of the characteristic species to develop. However, continued care
and the removal of growth can be necessary if the areas are to remain open for light.
The international nature protection rules create a commitment to insure that there is no reduction or
disturbance of the protected nature types and species of the forest. It is therefore necessary to
insure that the preservation status is not reduced for the protected types and species of nature,
neither as a result of re-establishing natural hydrology, nor as a result of the influences of
desiccation or overgrowth in some areas. This thesis’ assessment of the consequences for species
and types of nature in connection with the re-establishment of natural hydrology in Grib Forrest is
that it would increase the preservation status to almost all of the protected species and types of
nature. However, there are several species and types of nature which are quite rare, and it is
therefore necessary to take specific care of these. Therefore, this thesis suggest a model for where
and how the re-establishment of the natural hydrology can be made, so that it will be insured that
there is as much dynamic as possible in the Grib Forrest, while avoiding that the re-establishment
of the natural hydrology comes into conflict with the international rules concerning the protection of
nature.
3

Indholdsfortegnelse
Indholdsfortegnelse
1 Introduktion .............................................................................................................. 6
2 Reetablering af naturlig hydrologi ........................................................................ 10
2.1 Definition af naturlig hydrologi ....................................................................................... 10
2.2 Tiltag i retning af reetablering af naturlig hydrologi i skov ............................................ 10
2.3 Naturlige skovøkosystemer ........................................................................................... 11
2.3.1 Habitater ........................................................................................................................... 11
2.3.2 Overgangszoner ............................................................................................................... 12
2.4 Reetableringsindgrebet ................................................................................................. 13
2.4.1 Naturligt forfald ................................................................................................................. 14
2.4.2 Tilkastning af grøfter ......................................................................................................... 14
2.4.3 Alternative metoder ........................................................................................................... 15
2.5 Jordbundsforhold under vandlidende forhold ............................................................... 15
2.5.1 Ilt ....................................................................................................................................... 15
2.5.2 CO 2 ................................................................................................................................... 16
2.5.3 Organisk materiale ............................................................................................................ 16
2.5.4 Kvælstof ............................................................................................................................ 16
2.5.5 pH-ændringer og næringsstofstilgængelighed .................................................................. 17
2.6 Udvikling efter reetablering af naturlig hydrologi ........................................................... 18
2.6.1 Jordbundsforhold og vandkemi ......................................................................................... 18
2.6.2 Graden af vandstandshævning ......................................................................................... 19
2.6.3 Succession ....................................................................................................................... 20
2.6.4 Spredning af planter ......................................................................................................... 20
2.7 Næringsstofsudvaskning til grundvand og andre vådområder ..................................... 21
2.7.1 Kvælstof ............................................................................................................................ 21
2.7.2 Fosfor ............................................................................................................................... 22
2.8 Træer og vandlidende forhold ....................................................................................... 22
2.9 Fjernelse af træbevoksning ........................................................................................... 24
2.10 Grundvandsstand på tilstødende arealer ...................................................................... 24
2.11 Betydning for svampe og laver ..................................................................................... 25
2.12 Betydning for dyrelivet .................................................................................................. 25
3 Gribskov .................................................................................................................. 26
3.1 Lokalitetspræsentation .................................................................................................. 26
3.2 Landskabets udvikling ................................................................................................... 26
3.3 Arealanvendelse ........................................................................................................... 28
3.4 Reetablerede vådområder og fremtidigt potentiale ....................................................... 29
3.5 Planter, svampe og dyreliv i Gribskov........................................................................... 29
3.6 Eksterne påvirkninger ................................................................................................... 30
3.7 Beskyttelser og forpligtelser .......................................................................................... 30
3.7.1 Habitatområde nr. 117 ...................................................................................................... 31
3.7.2 Fuglebeskyttelsesområde nr. 108 ..................................................................................... 31
4 Internationale naturbeskyttelsesområder ............................................................ 33
4.1 EF-habitatdirektivet ....................................................................................................... 33
4.1.1 Habitatdirektivet artikel 6, stk. 1 ........................................................................................ 34
4.1.2 Habitatdirektivet artikel 6, stk. 2 ........................................................................................ 35
4.1.3 Habitatdirektivet artikel 6, stk. 3 ........................................................................................ 36
4.1.4 Habitatdirektivet artikel 12 og 13 ...................................................................................... 37
4.2 EF-fuglebeskyttelsesdirektivet ...................................................................................... 37
4.3 Natura 2000 .................................................................................................................. 37
4.4 Natura 2000-planer og -skovplaner .............................................................................. 38
4

Indholdsfortegnelse
5 Feltundersøgelser i Gribskov ................................................................................ 40
5.1 Materialer og metoder ................................................................................................... 40
5.1.1 Lokaliteter ......................................................................................................................... 40
5.1.2 Vegetationsundersøgelser ................................................................................................ 41
5.1.3 Kemiske analyser ............................................................................................................. 42
5.2 Resultater ...................................................................................................................... 43
5.3 Tolkning af resultater .................................................................................................... 56
6 Konsekvensvurdering af naturtyper og arter ....................................................... 59
6.1 Naturtyper udpeget for habitatområde nr. 117 ............................................................. 59
6.1.1 Skovnaturtyper ................................................................................................................. 60
6.1.2 Lysåbne naturtyper ........................................................................................................... 63
6.1.3 Nyindvandrede og nykonstaterede naturtyper .................................................................. 65
6.2 Arter udpeget for habitatområde nr. 117 ...................................................................... 66
6.2.1 Vindelsnegle (Vertigo spp.) .............................................................................................. 67
6.2.2 Stor kærguldsmed (Leucorrhina pectoralis) ...................................................................... 68
6.2.3 Bæklampret (Lampetra planeri) ........................................................................................ 69
6.2.4 Stor vandsalamander (Triturus cristatus) .......................................................................... 69
6.2.5 Grøn buxbaumia (Buxbaumia viridis) ............................................................................... 70
6.3 Bilag IV-arter ................................................................................................................. 70
6.3.1 Flagermus ........................................................................................................................ 70
6.3.2 Padder .............................................................................................................................. 71
6.4 Fuglearter udpeget for fuglebeskyttelsesområde nr. 108 ............................................. 71
6.4.1 Hvepsevåge (Pernis apivorus) .......................................................................................... 72
6.4.2 Plettet rørvagtel (Porzana porzana) .................................................................................. 72
6.4.3 Sortspætte (Dryocopus martius) ....................................................................................... 73
6.4.4 Rødrygget tornskade (Lanius collurio) .............................................................................. 74
6.4.5 Nyindvandrede og nykonstaterede fuglearter ................................................................... 75
6.5 Opsummering og konklusion på konsekvensvurdering ................................................ 76
7 Diskussion ............................................................................................................... 79
7.1 Vil det gavne skoven at den naturlige hydrologi reetableres? ...................................... 79
7.2 Reetablering af naturlig hydrologi i forhold til Natura 2000 .......................................... 80
7.3 Hvorledes skal indgrebet foregå – herunder pleje ........................................................ 82
7.4 Er det muligt at forudsige hvor og hvilke naturtyper der vil udvikle sig?....................... 85
8 Konklusion .............................................................................................................. 86
9 Perspektivering ....................................................................................................... 88
9.1 Fremtidige undersøgelser i Gribskov ............................................................................ 88
9.2 Klimaændringer ............................................................................................................ 88
10 Referencer ............................................................................................................... 91
11 Ordforklaring ........................................................................................................... 99
12 Bilag ....................................................................................................................... 100
5

Introduktion
1 Introduktion
I løbet af 1800-tallet tager industrialiseringen til og befolkningstallet begynder for alvor at vokse,
hvilket resulterer i et voksende krav og behov for øget produktionseffektivitet. Det betyder bl.a. en
intensivering og effektivisering af driften i landbruget, fiskeriet og ikke mindste skovbruget. I
skovene resulterer kravet om effektivitet i dræning og tilplantning af vådområder 1 , satsning på
højtydende monokulturer og effektive produktionssystemer i form af højskov.
Effektiviseringen har resulteret i, at naturen i dag er trængt. Ifølge en temarapport fra Naturrådet
[Holten-Andersen et al. 2000] presses naturen især af, at den frie dynamik har fået mindre plads, at
der er mindre vand i landskabet, samt den manglende kontinuitet i såvel tid og rum, som truer
gamle og sårbare naturtyper. Desuden er næringsstoftilførslen øget, hvilket ændrer balancen og
artssammensætningen i alle naturtyper, og der tilføres miljøfremmede stoffer som reducerer den
biologiske mangfoldighed.
Formålet med specialet er først og fremmest at undersøge, hvorvidt der kan være problemer ved
reetablering af naturlig hydrologi i habitatområdet Gribskov, og i givet fald, hvorledes problemet kan
håndteres. Specialet er tænkt som et redskab og beslutningsgrundlag til brug for SNS-
Nordsjælland, når de skal foretage den videre planlægning af hvornår og hvorledes reetablering af
naturlig hydrologi skal foregå i Gribskov.
Skoven og dens plante- og dyreliv har helt tilbage til stenalderen været under menneskelig
påvirkning på en eller anden måde. Fra slutningen af den ældre stenalder og frem til indførelsen af
fredskovordningen (Skovforordningen af 1805) bekæmpede mennesket nærmest skoven. Først
ved skovrydning, og senere ved direkte skovødelæggelse i form af overudnyttelse [Mikkelsen
1980]. Ved fredskovordningens ikrafttræden i 1805 var skovarealet nede på 2-3 % af Danmarks
samlede areal 2 [Holten-Andersen et al. 2000]. Fredskovforordningen havde til formål at målrette
driften af skoven mod effektiv træproduktion ved højskovsdrift.
Med fredskovordningen ændredes karakteren af indgrebene mod skovøkosystemet. De skove der
var tilbage skulle nu drives effektivt, og fra midten af 1800-tallet og op til 1970’erne blev de fleste af
de danske skove drænet for at optimere produktiviteten. I boks 1.1 er listet nogle af grundene til at
det forstligt set er en fordel at dræne skovene.
Boks 1.1 – Grunde til at skoven blev drænet
Grundene til at dræne skovene var mange set fra en forstlig
betragtning. Her er listet en række af dem [efter Møller 2000].
• Øget iltning af jorden
• Højere bonitet
• Øget stormfasthed
• Øget produktionsareal
• Forbedrede skovdyrkningsforhold i form af mere sluttet skov
• Øget areal med økonomisk værdifulde træarter (ask, bøg og gran)
• Forbedret kvalitet af produktionstræet
1 Dækker i dette speciale over alle typer vådområder, fra fugtige enge og lavninger til mindre søer.
2 Skovarealet udgør i dag 15 % af Danmarks samlede landareal.
6

Introduktion
Dræningsforløbet i Danmark kan groft opdeles i to faser. Første fase foregik i midten 1800-tallet,
hvor hovedgrøfter blev gravet, hvilket resulterede i en omfattende dræning og kultivering af
vådområder i skovene. Anden fase foregik i 1900-tallet, hvor detaildræningen 3 fandt sted. Målet for
detaildræningen var at få drænet områder, hvor bunden var fugtig-halvfugtig, da vandforholdene
der fortsat påvirkede træernes fordeling og tilvækst [Møller 2000].
Formålet med dræningen af skovene var at sænke vandstanden så meget, at de tærskelsættende
perioder blev elimineret. Det betød, at selv i områder, hvor der kunne gå årevis imellem at vandet
stod højt nok til at påvirke vegetationen, også blev grøftet, da ville virke vegetationsfordelende,
især for bøg, der er meget intolerant overfor vandstigning selv i korte perioder.
Fra midten af 1900-tallet og frem aftager nydræning af egentlige vådområder, af årsager som
stormfald i 1960’erne, der økonomisk lammede skovbruget, tørkeperioder i 1970’erne samt at de
rentable projekter nu var gennemført [Møller 2000].
Fra slutningen af 1970’erne førte generelle lovændringer til en vis opbremsning i dræning af de
tilbageværende vådområder. Det skete i første omgang med vådområdebestemmelserne i
Naturfredningsloven af 1978 (§ 43), der beskytter vådområder over en vis størrelse både i og
udenfor skov, og som senere blev yderligere skærpet i Naturbeskyttelsesloven. I 1989, ved
revisionen af 1979-skovloven, blev beskyttelsen af vådområder i skove udvidet, ved at der ikke
længere var angivet en arealundergrænse.
I dag er vådområder i skov beskyttet efter enten naturbeskyttelseslovens 4 § 3 eller skovlovens 5 §
28. Vedligeholdelsen af gamle grøfter og etablering af nye på skovbevoksede arealer kan dog
fortsætte, og blev også støttet af staten helt frem til 1998. Først ved overgangen til
tilskudsordningen 6 om god og flersidig skovdrift i 1998 ophørte Skov- og Naturstyrelsen med at yde
tilskud [Skov- og Naturstyrelsen 2001a].
En anden faktor der påvirker vandstanden er nutidens vandindvinding til drikkevand. Indvindingen
sker fra grundvand og i mindre grad overfladevand. Især grundvandsindvinding har i store dele af
hovedstadsområdet sænket grundvandsstanden med 2-15 meter, blot i 1900-tallet [Møller 2000].
Vandstanden i danske skove er næsten overalt, i større eller mindre grad, påvirket af
vandindvinding og dræning. Generelt for hele landet er, at antallet af vådområder, søer, damme og
vandløb er blevet reduceret med en tredjedel i forhold situationen i 1800-tallet [Møller 2000]. De
tilbageværende vådområder er stærkt regulerede og påvirket af forholdene på
produktionsarealerne.
I tiden fra 1857-58 til 1988 blev mosearealet i de nordsjællandske skove reduceret med op til 80 %.
Mosearealet er gået fra at have udgjort 20-21 % af skovarealet til kun at udgøre 3-4 % [Rune
1997].
3 Et skovdrænsystem er opbygget af et net af hovedgrøfter, hvorfra der udgår ledegrøfter og stikgrøfter, som betegnes
som detaildræning [Møller 2000].
4 LBK nr. 749 af 21. juni 2007 om naturbeskyttelse.
5 LBK nr. 793 af 21. juni 2007 om skove.
6 Formålet med tilskudsordningen er at støtte de skovejere, der ønsker at fremme langsigtede forbedringer at skovenes
stabilitet, produktivitet, sundhed og biologiske mangfoldighed, herunder at udvide løvskovsarealet, samt at sikre særlige
landskabelige, naturhistoriske, kulturhistoriske og miljøbeskyttende hensyn samt friluftslivet [Skov- og Naturstyrelsen
2001a].
7

Introduktion
Vandstandssænkningen har haft omfattende negative følger for såvel naturprocesser som for dyreog
plantelivet. I særdeleshed er det gået hårdt ud over hele spektret af mose-, sumpskovs- og
vådbundsarter. Selvom dræning for nogle arter betyder fremgang, ses dræning primært som
negativ påvirkning af naturtilstanden, samt dyre- og plantelivet. Dræning kan dog ikke isoleres fra
andre menneskelige påvirkninger, som luftforurening, eutrofiering og den forstlige måde af drive
skovene på med ensartet træartsvalg, omdriftsalder, aldersfordeling og driftsform [Møller 2000].
Dræningens negative virkning kommer også til udtryk i Rødliste 1997 [Stoltze & Pihl 1998], hvor
det konkluderes, at der er 5 centrale temaer, der går igen som negative faktorer for en stor del af
rødliste-arterne. De 5 temaer er i ikke prioriteret rækkefølge:
• eutrofiering såvel ved direkte udledning i naturen som gennem atmosfæren
• tilgroning af ekstensivt udnyttede naturtyper som enge, overdrev, heder m.v.
• eutrofiering, dræning og efterfølgende tilgroning af naturligt åbne kær og moser
• dræning og intensiv drift af skove
• isolation af bestande
Stoltze & Pihl (1998) vurderer samlet på baggrund af Rødliste 1997, at de naturligt
hjemmehørende arter, og dermed den naturlige biodiversitet i Danmark, bedst kan bevares og
beskyttes ved bl.a. at sikre naturlig høj vandstand i kær, moser og skove, at genoprette enge, kær,
moser m.m., samt at udlægge urørt eller ekstensivt drevet skov. Endvidere skal eutrofiering af
naturlige økosystemer begrænses, gødskning af enge, overdrev og lignende ekstensivt udnyttede
naturområder stoppes, og der bør desuden etableres passende græsning af enge, overdrev og
lignende ekstensivt udnyttede naturområder.
Dræningen i skovene har ført til en ekstremisering af vandstandsforholdene, der betyder at der
groft sagt enten er blevet vedvarende tørt eller etableret frit vandspejl. Det betyder at
overgangszoner med dens gradienter og skiftende plantedække i stor stil er forsvundet. I boks 1.2
er listet en række af de negative konsekvenser, som dræning af skovene har.
Boks 1.2 – Negative konsekvenser ved dræning
Liste over en række af de negative konsekvenser, som dræning af skovene har [efter Møller 2000].
• Generel ensretning og monotonisering.
• Reduktion i, og ofte lokal udslettelse af, specifikke levesteder, især vådområder.
• Indskrænkning af den naturlige variation i træformer og trivselsbetingede fremtoninger.
• Tilgroning af tilbageværende moser og andre tidligere åbne vådområder – en selvforstærkende proces
pga. træernes højere vandforbrug.
• Nedsat luftfugtighed og deraf følgende forringelse af forholdene for mosser og vedboende laver.
• Forandring af konkurrencebetingelser og naturlig træartsfordeling.
• Dynamisk ustabilitet og bevaringsproblemer for særlige arter og tilstande, som f.eks. gammel
naturskov.
• Formørkning af skovene, hvilket er problematisk for en række insektarter, laver og karplanter. Dette
sker dels som følge af indplantning af nåletræer, dels fordi dræningen fører til fremme af udprægede
skyggetræarter som bøg og ær, på bekostning af lystræarter og lysninger, og dels fordi
vandsstandsbetingede lysninger generelt er afvandet og tilplantet.
• Ekstreme vandstandsforhold – enten meget tørt, som bøgebund, eller meget våd, som sø.
Mellemgrupper af fugtig-halvfugtig bund forsvinder, og dermed naturlige voksesteder for en række
træarter, bl.a. stilk-eg, lind, rødel, skærmel og avnbøg.
• Øget afstrømningshastighed.
• Ujævn vandføring i vandløb.
• Øget udskylning og sedimentering af slam, okker, sand, jord, dynd m.v. i vandløb og søer.
• Øget udvaskning af næringsstoffer i vandløb og søer.
• Nedsat vandløbskvalitet.
• Nedsat grundvandsdannelse.
8

Introduktion
I Gribskov planlægger SNS-Nordsjælland at råde bod på tidligere tiders dræning af skoven, ved at
reetablere skovens naturlige hydrologi i størst muligt omfang. Men da Gribskov er udpeget som
habitat- og fuglebeskyttelsesområde er der pligt til at sikre, at der ikke sker forringelse af
bevaringsstatus for de naturtyper og arter, der findes i skoven og som er beskyttet efter habitat- og
fuglebeskyttelsesdirektivet. Det vil derfor i dette speciale blive belyst, hvor og hvorledes
reetablering af naturlig hydrologi kan foretages uden at overtræde regler for beskyttelse efter
habitat- og fuglebeskyttelsesdirektivet.
Dette speciale bygger først og fremmest på et litteraturstudie af reetablering af naturlig hydrologi,
og de faktorer der i den forbindelse er interessante at belyse. Desuden er der udført feltarbejde på
en række lokaliteter i Gribskov, hvor den naturlige hydrologi er blevet reetableret, med henblik på
at belyse tilstanden i områderne og hvorledes de har udviklet sig, samt at skabe et øjebliksbillede
af de relativt nyetablerede vådområder, som udgangspunkt for fremtidige undersøgelser i
områderne. Derudover er der blevet lavet en konsekvensvurdering af effekter af reetablering af
naturlig hydrologi på arter og naturtyper på udpegningsgrundlaget for habitatområdet og
fuglebeskyttelsesområdet, samt udvalgte arter fra habitatdirektivets bilag IV. På grundlag af
teorien, feltundersøgelserne og konsekvensvurderingen er der udarbejdet et forslag til, hvor og
hvorledes den naturlige hydrologi bør foregå i Gribskov og generelt.
De 3 problemstillinger der ønskes undersøgt i dette speciale er:
1. Vil arter og naturtyper beskyttet efter hhv. habitatdirektivet og
fuglebeskyttelsesdirektivet i habitatområde nr. 117 og fuglebeskyttelsesområde nr. 108
blive påvirket negativt af reetablering af naturlig hydrologi i Gribskov?
2. Vil tilbagegang af nogle naturtyper og arter i forbindelse med reetablering af naturlig
hydrologi være et problem i forhold til habitatdirektivets beskyttelser?
3. Hvor og hvorledes bør naturlig hydrologi reetableres?
9

Reetablering af naturlig hydrologi
2 Reetablering af naturlig hydrologi
I dette kapitel redegøres der for faktorer, der har indflydelse på reetablering af naturlig hydrologi.
Først redegøres der for, hvad naturlig hydrologi er, hvilke lovmæssige tiltag der er taget i retning af
mere naturlig hydrologi, hvilken betydning det har for skovøkosystemet og hvordan
reetableringsindgrebet kan udføres. Derefter redegøres der for, hvordan vandlidende forhold
påvirker jordbundsprocesserne, samt hvorledes et område vil udvikle sig efter naturlig hydrologi er
blevet reetableret. Afsluttende redegøres der for hvor stor risikoen er for næringsstofsudvaskning til
grundvand og andre vådområder, hvordan vandstandsforholdene indvirker på træerne, betydning
af om træerne fjernes, grundvandsstanden på tilstødende arealer samt naturlig hydrologis
betydning for svampe og laver samt dyreliv.
2.1 Definition af naturlig hydrologi
I Møller (2000), s. 5, er begrebet naturlig hydrologi defineret som følgende:
”Med naturlige vandstandsforhold [naturlig hydrologi] menes …, at vandstands- og
strømningsforholdene i, over og omkring jordoverfladen, det vil især sige de øverste ca. 2-10 meter af
jorden, inklusive hele rodzonen, i et givent område ikke er styret eller påvirket af menneskelige
indgreb såsom vandindvinding, grøfter eller andre afvandingstiltag og at eventuelle vandløb er
uregulerede og har et naturligt forløb.”
Naturlig hydrologi er altså et udtryk for vandstandsforhold, der er uforstyrret og ikke påvirket af
menneskelige tiltag.
Naturlig hydrologi er ikke ensbetydende med vandstandshævning, da naturlig hydrologi lige så
godt kan betyde at en opstemning fjernes og en menneskeskabt vandstuvning forsvinder, og
resulterer i en vandstandssænkning i et givent område. I de danske skove vil det dog oftest komme
til at betyde en vandstandshævning, pga. tiltag som hurtig bortledning af vandet og vandindvinding.
2.2 Tiltag i retning af reetablering af naturlig hydrologi i skov
Som nævnt i introduktionen, kom der i 1970’erne de første lovmæssige tiltag til en opbremsning i
dræning af nye områder, men lovene indeholdt dog ikke nogen hindring i at eksisterende
dræningssystemer blev opretholdt og vedligeholdt, og helt frem til 1997 ydede staten også tilskud
til vedligeholdelse af dræningssystemerne.
Gennem tiden har der været tiltag i retning af mere vand i skovene, men oftest har det været med
etablering eller reetablering af søer for øje, og ikke sumpskov og vådbundsskov [Møller 2000].
Opmærksomheden omkring denne problematik har dog været tiltagende, og i Naturfredningsrådets
skovstrategi fra 1990 [Aaby & Baagøe 1991] peges der bl.a. på, at der bør ydes en aktiv indsats for
at mindske overfladeafstrømning, så vådområders plante- og dyreliv får bedre levevilkår og
grundvandsmagasiner tilføres mest muligt vand. Som midler anbefales:
• Reduktion af grøftesystemets samlede længde.
• Væsentlig mindre vandafstrømning fra vådområder, der har eller forventes at få stor biologisk
værdi.
• Øget anvendelse af hjemmehørende løvtræsarter (f.eks. ask), som naturligt forekommer på
arealer med høj grundvandsstand.
• Stramning af retningslinier for oprensning af grøfter.
• Begrænsning af vandindvinding i skove.
10

Reetablering af naturlig hydrologi
I 1992 udarbejdede Skov- og Naturstyrelsen ”Strategi for de danske naturskove og andre
bevaringsværdige skovtyper” 7 (Naturskovsstrategien), som skal ses i lyset af FN’s konference om
miljø og udvikling i Rio de Janeiro i 1992, hvor de anbefalinger, der blev vedtaget om bevarelsen af
naturskove og biodiversitet er indarbejdet [Skov- og Naturstyrelsen 1994].
Naturskovsstrategiens overordnet formål er, at genskabe naturlige skovøkosystemer og at bevare
den mangfoldighed, der er af dyre- og plantearter, der er knyttet til skovene. Strategien skal
således sikre levedygtige bestande af flest mulige af skovenes dyr, planter og andre organismer.
Det skal ske gennem naturnær skovdrift, hvor skoven skal forynges naturligt, bestå af
hjemmehørende træarter, have et naturligt successionsforløb samt naturlige afvandingsforhold og
genskabelse af vådområder. Den naturnære skovdrift betyder konvertering til gamle driftsformer,
hvor der er defineret fire bevaringsværdige driftsformer; plukhugst, stævningsskov, græsningsskov
og urørt skov [Skov- og Naturstyrelsen 2005a].
I Naturskovstrategien indgår genopretning af skovenes naturlige hydrologiske forhold som en del
central del af naturnær skovdrift.
I 2002 besluttede regeringen, at statsskovene skulle omlægges til naturnær skovdrift, da
skovdriften ikke længere kun skal levere træ, men også bevare og øge den biologiske
mangfoldighed. Fra år 2005 blev al statsskovenes drift konverteret til naturnær skovdrift, i
overensstemmelse med ”Handlingsplan for naturnær skovdrift af statsskovene” [Skov- og
Naturstyrelsen 2005b] og Wilhjelmudvalgets rapport om natur i Danmark [Wilhjelmudvalget 2001].
2.3 Naturlige skovøkosystemer
I næsten ethvert fuldkomment skovøkosystem indgår vand som en integreret del af systemet. Vand
er styrende for vegetationens sammensætning i store dele af alle skovøkosystemer, men især i
naturlige skovøkosystemer, hvor det genererer et væld af habitater med overgangszoner mellem.
Vandstanden i et givent område afhænger af en række faktorer, såsom nedbørsmængde,
oplandsstørrelse, skovens beliggenhed i oplandet, afstand til vandskel, topografi,
jordbundsmæssige og geologiske forhold, samt omfanget af menneskelige tiltag som dræning og
vandindvinding [Møller 2000].
Afhængigt af de lokale jordbundsmæssige og geologiske forhold kan der være flere
grundvandsspejl pga. f.eks. allag, kompakte lerlag eller andre former for vandstandsende eller
svært gennemtrængelige lag. Rent dynamisk, og i forhold til habitatsdannelse og
vegetationsfordeling, er det vandstandsforholdene i de øverste par meter af jordbunden, også
kaldet øvre eller sekundære grundvandsspejl, der har størst betydning [Møller 2000].
2.3.1 Habitater
I naturlig skov vil der på jævne og små topografisk prægede områder være en veludviklet mosaik,
der styres af selv små højdeforskelle i området, hvor der på hældende områder ofte vil være en
udpræget zonering af træarter, betinget af fugtighedsgradienten under påvirkning af lejlighedsvise
ekstremer, som kilder og væld.
7 Udkom som en trykt bog med forord af miljøministeren i 1994.
11

Reetablering af naturlig hydrologi
Figur 2.1 Eksempel på naturlig hydrologi i et skovøkosystem [fra Emborg & Hahn 2005].
I et bakket terræn vil et naturligt skovøkosystem således være en mosaik af højbund-, fugtigbund-,
vådbund- og sumpskov, kær, små moser og andre mere eller mindre ubevoksede små vådområder
samt kilder og væld, hvor overgangene er præget af jævne gradienter.
I et drænet skovøkosystem er højbundskov oftest den fremherskende naturtype og
habitatdiversiteten langt mindre end i naturlige skovøkosystemer. Figur 2.1 illustrerer et eksempel
på et skovøkosystem med naturlig hydrologi.
Potentialet for stor biologisk mangfoldighed er langt større i et naturligt økosystem med et væld af
naturtyper og små habitater [Hansen & Rotella 1999]. I boks 2.1 er listet en række punkter, hvor
vandet er af betydning for skovøkosystemet.
Der er kun meget få steder i Danmark, hvor vandstandsforholdene er tilnærmelsesvis naturlige.
Selv i områder der længe har været henlagt som urørt naturskov, er vandstandsforholdene stadig
påvirket af såvel direkte som indirekte menneskelige indgreb [Møller 2000].
2.3.2 Overgangszoner
Mellem to naturtyper findes en overgangszone, hvor der er en zonering af plantesamfundene, som
kan være mere eller mindre udbredt. Falinski (1986) skriver, at der tilsyneladende er en
sammenhæng mellem similariteten, vegetations- og strukturmæssigt, af to økosystemer, der
mødes og bredden af overgangszonen imellem dem. Zonen er bredest, hvor to naturtyper med høj
similaritet mødes, og smallest hvor to meget forskellige naturtyper mødes. Hvor to meget ens
naturtyper mødes afhænger bredden af overgangszonen af de topografiske og geologiske forhold,
og vegetationsformationsgrænserne vil ofte være diffuse, mens de ofte er skarpt optrukket i smalle
zoner [Falinski 1986].
12

Reetablering af naturlig hydrologi
Boks 2.1 – Vandets betydning for skovøkosystemet
Liste over en række punkter, hvor vandet er af betydning for skovøkosystemet [Møller 2000].
• Vand genererer høj habitatdiversitet og er dermed grundlag for levesteder for specifikke arter.
• Våde lavninger er en vigtig fødekilde for en lang række arter, især i tørkeperioder.
• Vand er en generel og afgørende artsfordelende faktor.
• Vand skaber dynamik, specielt i naturlige systemer, hvor den skaber variation i form af gradienter,
dødt ved, lysninger og lysåben skov, ved at hæmme stærkt skyggende arter som bøg og ær.
• Høj vandstand i skoven er under urørte og svagt påvirkede forhold med til at skabe større alders- og
formvariation på træer, bl.a. langsomt voksende, krogede og vantrivelige træer, der biologiske set er
af stor værdi.
• Vådområder, vådbundsskov og høj vandstand generelt er med til at skabe et gunstigt skovklima i
skoven som helhed.
• Høj vandstand begrænser omsætningen af organisk materiale, hvilket fremmer kulstofsophobning i
jordbunden i form af f.eks. tørv og humus.
• Høj vandstand fremmer grundvandsdannelse.
• Høj vandstand kan øge reduktionen af bl.a. nitrat til frit kvælstof.
Vegetationen i zonen ændrer sig i takt med abiotiske faktorer, vandforhold, topografi, og
jordbundtyper [Falinski 1986]. Specielt vandforhold influerer kraftigt på fordelingen af arter og på
hvor godt de trives [Wheeler 1999]. Ændringerne i de zoneringsgenererende faktorer forløber
sjældent regelmæssigt, hvilket resulterer i, at der ofte dannes en mosaik af plantesamfund i stedet
for en skrap zonering, hvilket bevirker at sammenhængen mellem faktor og afstand kan være svær
at erkende [Mikkelsen 1980].
I overgangzoner kan findes en meget varieret flora, og der kan observeres bemærkelsesværdige
vegetationstyper. Det skyldes hovedsagelig, at de to naturtypers arter blandes i zonen, samt at der
kan findes arter, som ikke findes i nogen af de to naturtyper. I ekstreme tilfælde udvikles der
mellem to økologisk forskellige naturtyper en overgangszone med en vegetation, hvor der er få
eller ingen arter til fælles med de to nabonaturtyper [Falinski 1986]. Et eksempel her er lagg-zonen
omkring højmoser. Mellem to naturtyper kan der altså udvikle sig en vegetation, der enten kan
klassificeres som varianter eller undervarianter af nabonaturtyperne, eller en vegetation, som er så
forskellig fra begge de to nabonaturtyper, at den ikke kan klassificeres som nogen af
nabonaturtyperne [Falinski 1986]. Generelt er overgangszoner svære at sammenligne, da de
formes af terrænforhold m.m. [Falinski 1986, Wheeler 1999].
Overgangszonen kan ændre sig med tiden som følge af klimaet, hvis det f.eks. bliver vådere eller
tørrere, men succession kan også ændre eller forskyde zoneringen. Successionen sker, fordi der
med tiden opstår ændringer i de zoneringsdefinerende faktorer. Således kan zoneringens
plantesamfund også indeholde arter der tilhører det foregående eller efterfølgende samfund
[Mikkelsen 1980].
2.4 Reetableringsindgrebet
For at reetablere naturlig hydrologi og dermed naturlige skovøkosystemer, er det nødvendigt med
aktive indgreb. For på trods af, at grøfterne dræningsvirkning med tiden reduceres hvis de ikke
vedligeholdes, kan de fortsat have en væsentlig indvirkning på vandstandsforholdende i meget
lang tid, og formodentlig vil der kunne spores en vis effekt i århundreder frem i tiden. I Draved Skov
ses stadig en tydelig vandledning og virkning af grøfter, der ikke har været renset i op til 50-60 år
[Møller 2000].
En grøfts virketid afhænger også af de geologiske og jordbundsmæssige forhold. I det typiske,
østdanske moræneler står grøfterne meget længe, og taber først og fremmest dræningsevnen som
følge af blade, kviste o.l. der gradvis fylder grøften op, men alligevel vil vandet oftere sive bort via
13

Reetablering af naturlig hydrologi
grøften end via den omkringliggende jordbund [Møller 2000]. Grøfter i sandjorde og tørvebund ser
ud til i højere grad at skride sammen. På tørvebund ses desuden ofte at sætning og omsætning
(koldforbrænding) er størst i den udtørrede del, således at grøftebunden efterhånden kommer i
niveau, og at koteforholdene i bassiner med tykke aflejringer ændrer sig stærkt [Møller 2000].
Det spiller også en rolle for virketiden, om eventuelle vandstandsende lag er gennembrudt ved
grøftegravningen eller af træernes rødder, for er en naturlig barriere brudt, vil virketiden blive
betydeligt længere.
Det vil derfor være nødvendigt at tage stilling til, hvor den naturlige hydrologi ønskes reetableret.
Det kan ske på forskellige måder, som vil blive gennemgået i det følgende. Lige meget hvilke
måder der vælges, kan det kombineres med fjernelse af stød, kvas, flis og/eller træernes
overjordiske del.
2.4.1 Naturligt forfald
Naturligt forfald er den nemmeste metode og vælges ofte [Møller 2000, Paulsen 2000a].
Vandstandsændringer sker langsomt over et meget langt tidsrum, hvilket giver den største
mulighed for, at bl.a. trævæksten kan tilpasse sig til ændringerne. Men på trods af den langsomme
vandstandshævning vil bøg og ask have svært ved at tilpasse sig og vil formentlig på sigt gå ud.
Mange steder vil det dog næppe nogensinde være muligt at opnå naturlige vandstandsforhold ved
den metode, da grøfterne meget langt ud i fremtiden vil fortsætte med at være vandledende.
Metoden er uegnet, hvor målet er at skabe egentlige vådområder som moser m.m., men er til
gengæld den mest skånsomme overfor vegetationen [Møller 2000].
2.4.2 Tilkastning af grøfter
Tilkastning af grøfter kan ske i fuld længde, med regelmæssige mellemrum eller blot ved afløbet.
Tilkastning i fuld længde er den metode, der bringer områder nærmest på den oprindelige tilstand.
Skal det være helt optimalt, skal der i videst muligt omfang bruges det materiale der i sin tid blev
gravet op ved etablering og vedligeholdelse. Derved får man også fjernet eventuelle grøftevolde og
bunker af fyld. Det kan dog i praksis vise sig, at være meget vanskeligt, idet materialet dels vil
være gennemvævet af rødder og ofte vil være spredt ud over skovbunden, samt at det vil være
arbejdsmæssigt meget omfattende, især hvis det af naturhensyn skal udføres med håndredskaber.
Tilkastes grøfterne kun med regelmæssige mellemrum, skal det afstemmes efter vandføring og
terrænets fald. Målet er i dette tilfælde at bygge dæmninger op i terrænhøjde, således at kanaliseringen
brydes endeligt. Forudsat at det lykkes at sætte grøfternes vandledende evne ud af kraft, er
dette en væsentligt mindre ressourcekrævende metode end en fuld tilkastning [Møller 2000].
Grøfterne kan også tilkastes kun ved afløbet med f.eks. ler. Denne metode er dog ikke velegnet,
hvis terrænet hælder, da det så vil virke som en opstemning, og kun have lokal effekt [Møller
2000].
Ved tilkastning af grøfter hæves grøftebunden. Det kan gøres enten gradvist over flere år, hvorved
bunden gradvist bringes i niveau med det omkringliggende terræn ved flergangshandling, eller
fuldstændigt, hvorved bunden bringes i niveau ved en engangshandling. Hæves grøftebunden
gradvist, vil det betyde at man skal ind i området flere gange, hvilket vil betyde gentagende
forstyrrelser, samt ødelæggelse af den vegetation, der eventuelt har etableret sig mellem
indgrebene. Samtidig vil en gradvis hævning af grøftebunden betyde, at vandstanden ikke stiger
ligeså drastisk, som hvis grøfterne lukkes fuldstændigt.
14

Reetablering af naturlig hydrologi
Petersen (2008) har forslået en alternativ måde at hæve vandstanden gradvist på. I områder hvor
terrænet hælder og hvor der skal reetableres naturlig hydrologi i flere områder, som ligger i flere
niveauer, kunne en eventuel fremgangsprocedure være, at reetablere den naturlige hydrologi
nedefra og op. Tanken er, at der skabes en forhøjet vandstand på højere beliggende områder, ved
lukning på de lavere beliggende.
2.4.3 Alternative metoder
En alternativ metode kunne være opstemning ved brug af stigbord med betonspærring med
mulighed for at regulere eller anbringes stolper over 1-2 meter af grøfteløbet. Disse metoder
forhindrer ikke vandafledning fra arealet, men hæver vandstanden [Paulsen 2000a]. Denne metode
er mest anvendt, hvis målet er sødannelse eller hvor man har villet undgå arbejdet med at gribe ind
i detailgrøftenettet [Møller 2000]. Metoden vil kunne resultere i hurtig vandstandsstigning.
En anden metode er udsætning af bævere, som er en måde at opnå vandstandsdynamik på.
Metoden er ikke optimal ved genopretning af naturlige vandstandsforhold, da den fører til
omfattende sødannelse ved forholdsvis ukontrollerede opstemninger, ledsaget af træers
druknedød samt bævernes træfældninger [Møller 2000].
2.5 Jordbundsforhold under vandlidende forhold
Når vandstanden hæves på et areal, kan der opstå vandlidende forhold, hvormed der menes
vandmættet jord, vandstuvning og egentlig oversvømmelse. I vandlidende jorde opstår der
anaerobe forhold, som vil påvirke og ændre jordbundforholdene.
Ved jordbund forstås den del af jordskorpen, der giver vokseplads for planter og dermed påvirker
deres vækst, og tilgængeligheden af næringsstoffer og flere andre processer er her pH-afhængige
[Mikkelsen 1980].
I de følgende afsnit gennemgås hvorledes vandlidende forhold ændre processer i jord.
2.5.1 Ilt
Ved vandmætning er en af de vigtigste processer nedgangen i iltindholdet (O 2 ) og en akkumulering
af kuldioxid (CO 2 ). Ilten kan opbruges så hurtigt i jorden, at der i en i forvejen luftig og tør jord, kan
opstå iltfattige forhold indenfor få timer, hvor kun de øverste få millimeter af overfladen fortsat vil
være tilstrækkeligt iltede [Ponnamperuma 1984]. De iltfattige forhold opstår, fordi respirationen i
jorden hurtigt udtømmer den tilgængelige ilt, da iltkoncentrationen i vand er 25-30 gange lavere
end i luft ved atmosfærisk ligevægt, samt at ilts diffusionskoefficient er omkring 10 4 gange
langsommere i vand end i ilt 8 [Sand-Jensen 2000].
Jordbundens beskaffenhed, dvs. om den er sandet med grove porer eller lerholdig med mindre
porer, indvirker også på, hvor hurtigt iltforholdene ændres, da en lerjord med små porer hurtigst
vandmættes. Iltindholdet reduceres derfor også hurtigere i en svær lerjord end i en lerblandet
sandjord [Petersen 1994].
8 Både ilts koncentration og diffusionskoefficient er temperaturafhængig [Sand-Jensen 2000].
15

Reetablering af naturlig hydrologi
2.5.2 CO 2
Ved nedbrydning af det organiske materiale dannes CO 2 pga. mikroorganismernes respiration og
den generelle respiration i jorden. CO 2 -koncentrationen vil forsætte med at stige i en vandmættet
jord, fordi respirationen fortsætter.
CO 2 akkumuleres relativt hurtigt i en vandmættet jordbund, da det er letopløseligt i vand og er
kemisk reaktiv [Ponnamperuma 1984]. CO 2 reagerer med vand og danner ligevægten ved
følgende proces:
CO 2 + H 2 O ↔ H + + HCO 3 - ↔ 2H + + CO 3
2-
CO 2 -koncentrationen ved atmosfærisk ligevægt er langt lavere i vand end i luft, og derfor opstår der
hurtigt en overmætning med CO 2 , som modvirkes af, at CO 2 reagerer med vand og der dannes
kulsyre. Dannelse af kulsyre sker dog også i iltede jorde, da jordluften ofte har en forhøjet CO 2 -
koncentration i forhold til ligevægtsforholdet [Petersen 1994].
Dannelse af kulsyre har den negativ effekt, at det forsurer jordvæsken. Den forsuring neutraliseres
dog, hvis der er calciumcarbonat (CaCO 3 ) i jordbunden [Sand-Jensen 2000, Petersen 1994]. Så
længe der er CaCO 3 i jorden, vil pH ligge på 7,5-8, uanset mængden af CaCO 3 [Petersen 1994].
CaCO 3 udvaskes dog med tiden, da det opløses ved reaktion med CO 2 . Når alt CaCO 3 er udvasket
reagerer CO 2 i stedet med de adsorberende metalkationer, hvorved pH falder. Kulsyre er dog en
svag syre og kan kun sænke pH til omkring 4,5-5 [Petersen 1994].
2.5.3 Organisk materiale
På vandlidende jorde kan der ophobes organiske stof, da nedbrydningen af organisk materiale
forløber langsomt i vandmættede jorde, hvilket kan resultere i tørvedannelse. Den langsomme
nedbrydning skyldes bl.a. iltmangel, som betyder at aerobe organismer ikke kan nedbryde det
organiske stof. Nedbrydning varetages i stedet af fakultativt anaerobe organismer ved kortvarig
iltmangel, men overtages af obligat anaerobe organismers nedbrydning ved langvarig
vandpåvirkning [Ross 1989, Ponnamperuma 1984].
Nedbryderorganismerne består i veldrænet jord af svampe, bakterier og dyr, mens nedbrydningen
ved vandlidende forhold stort set kun varetages af anaerobe bakterier [Ponnamperuma 1984]. Den
anaerobe nedbrydning er kun en tredjedel så effektivt som aerob nedbrydning, og nedbrydningen
er mere ufuldstændig [Petersen 1994, Ross 1989]. Derfor går f.eks. nedbrydning af træ under vand
ofte langsommere, end når det er i kontakt til luften [McComb & Lindenmayer 1999]. Endvidere
påvirkes nedbrydningsprocesserne af, at mikroorganismernes aktivitet bliver hæmmet af syrer og
giftige stoffer, der ophobes ved vandlidende forhold. Hvis der tilføres samme mængde organisk
materiale, som ved ikke-vandlidende forhold, vil der ophobes delvist nedbrudt organisk stof og
dannes tørvelag [Petersen 1994, Ross 1989].
2.5.4 Kvælstof
Kvælstof er et makronæringsstof for planterne, og skal for langt de fleste plantearter være på
ammonium- (NH 4 + ) og nitrat- (NO 3 - ) form, for at det kan optages [Petersen & Vestergaard 2006].
Både med og uden ilt i miljøet sker der en mineralisering af kvælstofholdige forbindelser, hvor der
frigøres ammonium ved ammonifikation. Men kun under iltede forhold omdannes ammonium til
nitrat (NO 3 - ) ved nitrifikation. Nitrifikation forløber altså ikke under iltfattige forhold og hæmmes
yderligere af sure forhold [Sand-Jensen 2000].
16

Reetablering af naturlig hydrologi
Under normale, gunstige forhold med bl.a. vegetation og aerobe-forhold, vil jordbunden ikke
indeholde større mængder af ammonium og nitrat. Det skyldes, at ammonium normalt hurtigt
omdannes til nitrat og nitrat optages af planterne så snart det er dannet, idet nitrat er letoptageligt
for planter [Petersen 1994].
Under anaerobe forhold vil der fortsat frigives ammonium ved ammonifikation, men ammonium vil
ikke blive omdannet til nitrat ved nitrifikation, og den nitrat der er, bliver ved denitrifikation anvendt
af bakterier til nedbrydning af organisk materiale, hvorved der dannes frit kvælstof (N 2 ) eller
lattergas (N 2 O), som derefter forsvinder fra jorden [Sand-Jensen 2000]. Denne proces sker især på
vandlidende jorde, hvis der er nitrat til stede [Petersen 1994]. Nitrat kan også forsvinde fra jorden
ved udvaskning, da nitrat er letopløselig og kun let bundet til negativt ladede jordkolloider. Nitrat
udvaskes nemmere fra jorden end ammonium [Sand-Jensen 2000].
Nitrat, der ikke optages af planterne, men i stedet tabes fra jordbunden medvirker til at forsure
jorden. Endvidere virker det også forsurende, når planter optager ammonium [Petersen 1994].
Ved skiftende grundvandsspejl, der er typisk for mange vådområder, vil der ske en mindskelse af
kvælstofpuljen, da der i iltede perioder dannes nitrat, som kan optages af planter, udvaskes ved
oversvømmelser eller omdannes til frit kvælstof eller lattergas når der er iltmangel. Planternes
vækstforhold påvirkes derved af den manglende tilgængelighed af det vigtige makronæringsstof.
2.5.5 pH-ændringer og næringsstofstilgængelighed
Ved vandlidende forhold ændres pH. I sure jorde stiger pH, mens det modsatte sker i alkaliske
jorde. pH i de fleste vandlidende mineraljorde vil ligge på 6,7-7,2.
Stigningen i pH i sur jord, skyldes primært reduktion af Fe 3+ til Fe 2+ . Er koncentrationen af
reducerbart jern meget lav, vil pH sjældent stige til over 5. pH-faldet i alkaliske jorde skyldes CO 2 -
akkumulation under iltfattige forhold [Ponnamperuma 1984]. CO 2 -akkumulation modvirker også pHstigning
i sur jord, specielt i jorde med højt organiske indhold, som tørvejorde, hvor pH i forvejen er
lav pga. organiske syre og næringsstofsindholdet er lavt [Ross 1989]. Sammenholdes det med
figur 2.2, ses det at tilgængeligheden af en række næringsstoffer ændres.
Figur 2.2 Effekt af pH-værdi på jordbundsdannelse, mobilisering og tilgængelighed af næringsstoffer.
Bredden af båndene viser intensiteten eller tilgængeligheden af næringsstoffet [fra Larcher 1995].
17

Reetablering af naturlig hydrologi
2.6 Udvikling efter reetablering af naturlig hydrologi
Efter vandstanden er blevet hævet i et område, er der flere faktorer der er bestemmende for
hvilken vegetation og hvilke naturtyper der udvikles i området. Det er faktorer såsom jordbundens
beskaffenhed, herunder pH, næringsstoffer og arealanvendelse, samt hvor meget vandstanden
hæves, succession og tilstedeværelse af spredningskilder for plantearter [Jensen 2005]. Disse
faktorer vil der blive redegjort for i de følgende afsnit.
2.6.1 Jordbundsforhold og vandkemi
Ved reetablering af naturlig hydrologi spiller vandkemi en afgørende rolle mht. hvilke
plantesamfund, der vil etablere sig [Verhoeven & Bobbink 2001]. Vandkemi forstås som vandets
pH og indhold af næringsstoffer. Vandkemi i et område afhænger af det kemiske indhold i
regnvandet, overfladevandet og grundvandet som tilføres området [Mikkelsen 1980], samt
jordbunden og dens næringsstofindhold forud for indgrebet [Jensen 1980].
For Åmosen i Vestsjælland, hvor der også planlægges reetablering af naturlig hydrologi, har
modelberegninger vist sig at være afhængige af jordens næringsstofpulje. Aaby et al.’s (2006) og
Blemmer et al.’s (2007) modelberegninger viser, hvordan mængden af kvælstof og fosfor i
vandsøjlen vil udvikle sig efter vandstandshævning og dermed oversvømmelse af markarealer.
Modelberegningen viser, at næringsstofsindholdet i jorden vil føre til omfattende næringsstofsfrigivelse
til vandmassen, men også at denne effekt vil aftage indenfor få år, samt at kvælstofkoncentrationen
i jorden falder. Det tilskrives, at næringsstofstilførelsen stoppes, da området ikke
længere dyrkes og gødskes, samt at kvælstoffet i jorden bliver opløst og ført bort eller omsat ved
denitrificering. Hvor hurtigt næringsstofferne forsvinder fra vandmiljøet afhænger meget af
vandudskiftningen [Aaby et al. 2006]. I Gribskovs vådområder vil vandudskiftningen formentlig
være langsommere end på Åmosens markarealer, og næringstofsbalancen være længere om
stabilisere sig på et lavt niveau, men samtidig er næringsstofmængden, som kan frigives formentlig
også mindre, da skove, specielt gamle skove, har langt mindre tilgængeligt kvælstof i jordvandet
[Skov- & Naturstyrelsen 2003]. Betydningen af indholdet af næringsstoffer i jorden afhænger af,
hvor stor en vandmasse i forhold til areal, næringsstofferne opløses i.
Næringsstofsindholdet samt pH i jorden, hvorpå vandstanden hæves, afhænger af jordbundstypen
samt arealanvendelsen. Hvor arealanvendelsen er skov, er jordbundstypen i grove træk betinget
af, om mineraljorden er leret eller sandet, hvor ler betinger muldjord, mens sand betinger morbund
[Møller 1965]. Det hænger sammen med, at sandede jorde har en dårligere evne til at modvirke
forsuring og næringsstofsudvaskning end mere lerholdige jorde. Den forskel skyldes at
vandbevægelsen foregår hurtigere i sandede jorde, som indeholder mange grove porer i forhold til
lerjorde, hvor porerne er mindre [Petersen 1984].
Morbund er karakteriseret ved at være næringsfattig og sur med en pH-værdi på 4 eller lavere. Det
delvist nedbrudte organiske stof ophobes lige over mineraljorden. Morbund udvikles ofte under
nåletræer på sandede jorde og træffes under bøg, men sjældent under eg [Petersen 1994]. Hvor
hurtigt forsuringen og evt. morbundsdannelse sker, afhænger af træarten. F.eks. forsures jorden
hurtigere under rødgran og skovfyr end under eg og bøg [Barnes et al. 1998]. Når mor ofte udvikles
under nåletræer, skyldes det at de planterester, som tilføres jordbund fra nåletræer er fattige på
næringsstoffer, hvilket resulterer i at jorden forsures [Chang 2006]. Morbund udvikles endvidere
hyppigst i områder med høj nedbør [Petersen 1994].
18

Reetablering af naturlig hydrologi
Muldbund er karakteriseret ved højt næringsstofsindhold og pH-værdi over 4,5-5 [Petersen 1994,
Petersen & Vestergaard 2006]. Det organiske stof findes blandet med de uorganiske
jordbestanddele i de overfladenære mineraljordlag, hvor det hurtigt bliver omsat til CO 2 og
humusforbindelser.
I områder med tørvejord er næringsstofsindholdet i tørven præget af de betingelser den er dannet
under. Lavmosetørv, dvs. tørv dannet under næringsrige forhold, vil normalt have høj pH, mens
højmosetørv, dvs. tørv dannet under næringsfattige forhold, normalt vil have lav pH [Petersen
1994]. pH er positivt korreleret med jordens næringsstofsindhold [Barnes et al. 1998, Petersen
1994, Mikkelsen 1980].
2.6.2 Graden af vandstandshævning
Hæves vandstanden i et område vil graden af vandstandshævningen være afgørende for, hvilken
naturtype der kan udvikles. Efter tilpasning til vandmængderne kan der skelnes mellem forskellige
typer af plantesamfund domineret af hhv. vandplanter, sumpplanter, vådbundsplanter,
fugtigbundsplanter og tørbundsplanter, hvor de to sidste kan opdeles i hhv. fugtig eller halvfugtig
og halvtør eller tør [Mikkelsen 1980]. Vand- og sumpplanter findes, hvor der er permanent frit
vandspejl, mens de øvrige plantetyper findes på hhv. våd-, fugtig- og tørbund, jf. figur 2.3.
Figur 2.3 Fugtighedszoner omkring permanent frit vandspejl [efter Mikkelsen 1980].
Alt efter graden af vandstandshævning vil der ske en forskydning af fugtighedszoner samt
etablering af flere, hvis der ikke allerede er permanent frit vandspejl. Såfremt der etableres fugtig
bund, men ikke vedvarende blankt vand, vil det udvikle sig i retning af mose/eng-naturtyper.
Etableres der lavvandet vandspejl, vil der udvikles naturtyper, der er mere prægede af arter
tilpasset vandige forhold. Etableres der dybtvandet vandspejl, udvikles der en sø med blankt vand
[Mikkelsen 1980]. Hvilken vegetation der udvikles, vil under de forskellige vandstandstandsforhold
være præget af næringsindholdet og pH i området (figur 2.4).
Hæves vandstanden så den etablerede vegetation oversvømmes, risikeres det at den oprindelige
vegetation helt forsvinder, da nedgangen i ilttilgængeligheden (jf. afsnit 2.5.1) er utroligt kritisk for
planterne, og kun arter med morfologiske tilpasninger til at kunne optage ilt under vandlidende
forhold, vil kunne overleve på sigt [Petersen 1994].
19

Reetablering af naturlig hydrologi
Figur 2.4 Vandstandshævning kombineret med næringsstofsindhold.
Hedemose = oligotrof mose/eng; lavmose = eutrof mose/eng [fra Mikkelsen 1980].
2.6.3 Succession
Efter et vådområde er blevet reetableret, sker der fortsat ændringer i området ved succession.
Efterhånden som vegetation invaderer området, sker der almindeligvis også en akkumulering af
organisk materiale, hvilket resulterer i, at bunden langsomt hæves og der bliver mindre fugtigt
[Mikkelsen 1980, Kangas 1990]. Akkumulering af organiske materiale og den fortsatte plantevækstog
udbredelse fører til at vådområdet langsomt gror til - der sker terrestrialisation - hvilket
omdanner området til semi-terrestrisk mose, som med tiden udvikler sig videre til en skovbevokset
mose [Verhoeven & Bobbink 2001, Kangas 1990]. Bakker et al. (1994) har for tørvegrave i Holland
fundet, at der var sket terrestrialisation i 35 % af undersøgelsesområdet på 30 år, samt at der efter
52 år var udviklet til skovbevokset mose i 42 % af undersøgelsesområdet. Pleje i form af slåning,
græsning og høslæt eller fjernelse af træopvækst kan standse udviklingen mod træbevokset mose
[Verhoeven & Bobbink 2001].
Den hastighed, hvormed vegetationen udvikler sig, præges af mekanisk påvirkning, som f.eks.
vind, der forårsager vandbevægelse i form af bølger. I områder med stor vandbevægelse, vil
vegetation der breder sig fra bredden og ud, som f.eks. hængesæk, have svært ved at etablere sig
[Kangas 1990].
Figur 2.5 Succession ved tilgroning kombineret med næringsstofsindhold. Hedemose = oligotrof eng;
lavmose = eutrof eng; vidjekrat = kratvegetation [fra Mikkelsen 1980].
2.6.4 Spredning af planter
Hvilke planter der invaderer et vådområde efter det er blevet reetableret afhænger af, hvilke
spiringsdygtige arter der findes i frøbanken, om der er relikter af arter i eller omkring området, samt
om der er spredningskilder i umiddelbar nærhed [Vinther 1985, Verhoeven & Bobbink 2001].
Frøbanken er ofte af mindre betydning [Verhoeven & Bobbink 2001], som følge af, at jo længere et
område er påvirket af dræning, tilgroning m.m. des mindre er sandsynligheden for at der findes en
rig spiringsdygtig frøbank [Boers et al. 2006], og specielt sjældne og truede arters frøbank har ofte
en meget dårlig overlevelsesevne [Middleton et al. 2006]. Maas & Schopp-Guth (1995) har fundet,
20

Reetablering af naturlig hydrologi
at kær-arter var forsvundet fra frøbanken indenfor 5 år efter intensivering af driften (i denne
forbindelse landbrug). Arterne skal således genindvandre fra relikter eller spredes dertil fra nærved
beliggende vådområder.
En arts evne til at sprede sig til nye områder afhænger af dens maksimale spredningsafstand og
spredningsmåde [Vinther 1985]. Det er forskelligt hvorledes plantearter spredes; det kan ske via
vand, luft eller dyr. Spredning via vand er vigtigt for langdistance-spredning af akvatiske planter,
mens det er af ringe betydning for naturtyper, der er afskåret fra vandspredningsveje. Her er det
dyre- og vindspredning, der er afgørende. For dyrespredning gælder, at det over længere afstande
primært sker vha. større dyr [Verhoeven & Bobbink 2001]. Det er primært de almindelige og typiske
arter, der spredes på den måde, men deres spredning hæmmes også af fragmentation og for lange
spredningsafstande [Middleton et al. 2006].
De primære veje for vegetationens reetablering efter vandstandshævning er således særligt for
sjældne og truede arter spredning fra reliktpopulationer i eller omkring områderne, og for mere
almindelige arter spredning fra nærved beliggende vådområder [Vinther 1985, Verhoeven &
Bobbink 2001].
2.7 Næringsstofsudvaskning til grundvand og andre vådområder
Når det kommer til tab af næringsstoffer er det specielt tab af kvælstof og fosfor, der er fokus på
[Lee 1980]. Det skyldes bl.a., at nitratudvaskning til grundvand er en trussel mod vores drikkevand,
at udvaskning af kvælstof og fosfor til andre vådområder kan udgøre betydelig næringsstofberigelse,
at det kan ændre konkurrenceforholdene for dyr og planter, og at de oprindelige
samfund udkonkurreres.
2.7.1 Kvælstof
Kvælstof tabes fra naturlige økosystemer med udvaskning til grundvand og vandløb, hovedsageligt
som nitrat eller organisk kvælstof, sjældent som ammonium. I uforstyrrede områder vil
udvaskningen sædvanligvis være mindre end tilførslen fra luften, hvilket især gør sig gældende
under vandmættede forhold i moser og sumpe [Sand-Jensen 2000]. Men i forbindelse med
forstyrrelser, som f.eks. vandstandshævning og ren afdrift, eller øget tilførsel af kvælstof i form af
atmosfærisk kvælstof eller gødskning med kvælstofsholdige forbindelser, kan der ske øget N-
udvaskning.
Nitratdannelse øger risikoen for nitrattab i økosystemer på land og i det biologiske kredsløb
generelt. Det skyldes, at nitrat er letopløselig, og derfor udvaskes nemt [Sand-Jensen 2000]. Nitrat
der tabes fra rodzonen under udrænede forhold, vil normalt denitrificeres ved nedsivning fra
rodzonen til grundvand og/eller vandløb. Denitrificering sker når nitrat passerer et reducerende
jordlag. Nitratreduktion kan forekomme to steder; i en anaerob zone eller ved ånære områder
[Nielsen et al. 2003]. Passerer det derimod ikke et reducerende jordlag, kan nitratindholdet være
uændret i forhold til indholdet, da det forlod rodzonen.
Modtager et vandløb primært vand fra grundvandet, er det grundvandets N-indholdet, der afgør
næringsstofsbelastningen. I skove tilføres vådområder og vandløb primært vand fra grundvandet
[Chang 2006], da vegetationen reducerer overfladafstømningen.
21

Reetablering af naturlig hydrologi
Vandets opholdstid i de hydrologiske kredsløb samt vandets afstrømningsveje er af afgørende
betydning for, hvor meget kvælstof der omsættes på vejen fra rodzonen. Jo længere tid vandet er
undervejs, des større er sandsynlighed for at nitrat reduceres [Nielsen et al. 2003].
Ved eventuel passering af vådområder under transporten fra rodzonen til vandløbet, vil dette øge
muligheden for denitrificering, da vådområder kan omsætte betydelige mængder af nitrat [Nielsen
et al. 2003]. Omfanget af denne effekt afhænger dog af opholdstid i vådområdet [Aaby et al. 2006].
Ændring af afstrømningsvejene bl.a. ved dræning og afvanding har en stor betydning for
kvælstofindholdet, da de bevirker, at vandet løber uproblematisk til recipienterne uden at passere
reducerende jordlag, og nitratreduktionen vil derfor være langt mindre [Nielsen et al. 2003].
Blemmer et al. (2007) har fundet, at N-udvaskningen ikke ændres i forbindelse med
vandstandshævning, da størrelsen af N-udvaskningen ikke er forskellig fra N-udvaskning på en
brakmark, hvor vandstanden er uændret. Med andre ord, så forventes N-tabet ikke at stige som
følge af vandstandshævning.
2.7.2 Fosfor
Fosfor er meget lidt mobilt, fordi det danner uopløselige eller tungtopløselige forbindelser [Sand-
Jensen 2000]. Tab af fosfor fra økosystemer sker primært ved jordfygning og erosion af
jordpartikler, som kan blive ført med overfladevandet til søer og vandløb [Sand-Jensen 2000,
Nielsen et al. 2003]. I de fleste naturlige, terrestriske økosystemer er fosfortabet mindre end
tilførslen.
Fosfor er normalt fast bundet i jorden, fordi den danner tungtopløselige forbindelser med kalk, jern
og aluminium, og planterne er ofte afhængige af mykorrhiza-svampe, som gør fosfor tilgængeligt
for dem [Sand-Jensen 2000]. Risikoen for fosforudvaskning til grundvandet og via drænvand, er
størst hvis jordens fosforpulje er opbrugt og jorden derfor ikke kan binde mere fosfor. Det er dog
primært et problem på landbrugsjorde, der gennem mange år har fået tilført ekstra fosfor [Sand-
Jensen 2000]. Derudover er der formentlig også en risiko for P-tab på organiske jorde med lav pH,
hvor koncentrationen af jern(III)- og aluminiumsforbindelser er lav [Petersen 1994].
Aldous et al. (2007) har fundet, at der fra landbrugsjord, der oversvømmes, i tiden efter frigives P
fra jorden til vandet, men gør også opmærksom på, at andre undersøgelse har vist at det kun
foregår midlertidigt. For at minimere P-tabet til nedstrømsvådområder, anbefales det, at områder
oversvømmes et år forud for at afstrømningsvejene åbnes. Formålet er, at der skal nå at etableres
vådbundsvegetation, som vil medvirke til at minimere jorderosion og nedsætte
afstrømningshastigheden. I deres undersøgelse fandt de også, at der etableres
vådbundsvegetation hurtigt efter oversvømmelse.
2.8 Træer og vandlidende forhold
En ændring af de hydrologiske forhold vil have store betydninger for træartssammensætningen.
Fugtighedsgradienten er en afgørende økologisk parameter, som er bestemmende for træer og
urter, der naturligt lever og forynger sig på et areal [Larsen et al. 2005].
Træernes reaktion på og tolerance overfor vandstandshævning afhænger af art og genotype,
træets alder, vandkvaliteten samt varigheden af vandstandshævningen [Kozlowski 1984].
Træernes forskellige krav til og tolerance i forhold til vandstand, og dermed forskellige
22

Reetablering af naturlig hydrologi
konkurrencepotentiale, er ofte afgørende for træarternes fordeling. Selv mindre ændringer i
vandstandshøjden indvirker på træartsfordelingen [Møller 2000]. Vandstandseffekten på
træartsfordelingen skal ses over en langtidshorisont, men høj vandstand behøver kun at være
tilstede med årtiers mellemrum for at kunne virke som en effektiv tærskelfaktor for f.eks. bøg
[Møller 2000].
Bøg (Fagus sylvatica) er den mest vandstandsfølsomme træart, og er derfor den der nyder størst
fordel ved dræning [Møller 2000]. Vandlidende forhold med iltfattige perioder er problematiske for
bøgen [Larsen et al. 2005]. Sådanne forhold medfører ikke at træarten dør, men den vil blive
forkrøblet og halvrådden og gulne i bladene [Møller 2000].
Eg (Quercus sp.), hermed menes stilk-eg (Q. robur) og vintereg (Q. petraea), er lystræarter med
pioneregenskaber. De forekommer naturligt på tørre næringsfattige lokaliteter, f.eks. egekrat hvor
vintereg dominerer, og især på fugtige næringsstofrige og grundvandspåvirkede lokaliteter, hvor
bøg ikke trives og derfor ikke udkonkurrerer eg. Eg trives ikke på tørvejorde eller hvor der er
tørvedannelse. Vintereg og stilk-eg forekommer ofte sammen, men stilk-eg trives bedre under
vandlidende forhold end vintereg [Larsen et al. 2005].
Rødel (Alnus glutinosa) gror glimrende under våde og meget våde forhold, men tåler ikke
pludselige og markante ændringer i vandstanden [Paulsen 2000b], dog synes træernes alder at
spille en rolle i tolerance overfor vandstandshævning. Paulsen (2000a) observerede i en afdeling i
Als Nørreskov, beliggende indenfor Skov- og Naturstyrelsen, Sønderjyllands område, hvor
vandstanden blev hævet pludseligt. Det bevirkede, at gamle elletræer i den ene del af afdelingen
var gået ud, som følge af vandstandshævningen, mens yngre træer i den anden del så ud til at
trives. Rødel er en udpræget pionerart, især under meget våde forhold, hvor den ikke
udkonkurreres [Ørum 1980]. Vandstandshævning vil også øge dens potentielle udbredelse [Larsen
et al. 2005]. Den trives dog bedst hvor der er vandbevægelse og jordbunden ikke er sur og
næringsfattig [Ørum 1980, Barnes et al. 1998].
Asks (Fraxinus excelsior) økologiske strategi er, at den er gap-specialist, hvormed der menes, at
den i kraft af sin regelmæssige og rigelige frøsætning, der let spredes med vinden, er i stand til at
skyde frem så snart der opstår hul i kronetaget. Ask har en meget bred jordbundsamplitude og den
trives på næringsfattige og -rige jorde, på kalk og moderat sure jorde og på drænede og våde
jorde. Den trives dog ikke med stagnerende vand [Ørum 1980]. Den findes oftest, hvor den ikke
bliver udkonkurreret af bøg [Larsen et al. 2005].
Birk (Betula sp.), hermed menes dun-birk (B. pubescens) og vortebirk (B. pendula), er udprægede
pionerarter, der kræver meget lys. Hvor der er tilstrækkelig vandforsyning har birken et meget højt
vandforbrug. Birken har en ekstremt stor jordbundsamplitude og den kan vokse på alle jorde fra de
mest næringsfattige til næringsrige jorde og fra tørre til våde (grundvandspåvirkede) jorde [Larsen
et al. 2005].
23

Reetablering af naturlig hydrologi
2.9 Fjernelse af træbevoksning
Ved afdrift eller tynding kan sommerens grundvandssænkning blive mindre end ved sluttet
bevoksning [Haarløv 1980], som følge af at vandoverskuddet øges. Vandoverskuddet øges som
regel mest ved afdrift af nåletræsskov, dernæst løvtræsskov, kratskov og sidst græsland [Chang
2006]. Når vandoverskuddet er størst ved nåletræsafdrift, skyldes det at nåletræ har en højere
interception og transpiration end løvtræer, og derfor forsvinder der almindeligvis mindre vand ved
nedsivning og afstrømning fra disse arealer [Chang 2006, Lee 1980]. På lavtliggende arealer kan
det betyde, at vandstanden stiger så meget, at området bliver vandmættet og der dermed opstår
anaerobe forhold, som er skadelige for træerne [Chang 2006].
Fjernelse af træbevoksningen indvirker også på andre faktorer. Af figur 2.6 ses, at
næringsstofstabet stiger, set i forhold til en uforstyrret skov (behandling a), hvis der sker afdrift af
træbevoksningen (behandling c) og yderligere hvis stødene også fjernes (behandling d). Tyndes
bevoksningen kun (behandling b) er stigningen mindre end ved fuldstændig afdrift, men der sker en
stigning i forhold til uforstyrret skov. Sker der yderligere behandling af skovbunden i forbindelse
med afdrift, bliver næringsstofstabene endnu større. Det samme billede tegner sig for
vandafstrømning (primært overfladeafstrømning) og tab af sediment ved jorderosion. Størrelsen af
næringsstofstab, vandafstrømning og jorderosion afhænger af områdets topografi,
nedbørsmængde, jordbundstype og overfladeforhold (vegetation m.m.) [Chang 2006]. Derfor kan
størrelsen i stigningen mellem forskellige behandlinger ikke direkte overføres til et andet
skovområde. Når man fælder træer og fjerner dem, forsvinder der basiske næringsstoffer fra
jorden, hvilket bidrager til forsuringen [Barnes et al. 1998].
Figur 2.6 Effekten af 6 forskellige behandlinger (treatments) i nåletræsområde i Texas.
Målingerne blev fortaget efter regnvejr. a: uforstyrret moden skov; b: 50 % tynding;
c: afdrift uden fjernelse af stød; d: afdrift og fjernelse af stød [efter Chang 2006]
2.10 Grundvandsstand på tilstødende arealer
Hensel & Miller (1991) har undersøgt nyetablerede vådområders effekt på grundvandsstanden
oven- og nedenfor vådområderne. De fandt, at vandstanden steg ovenfor og faldt nedenfor
vådområder i områder, hvor jordbunden består af silt- og lermoræne, mens vandstanden var
uændret overfor vådområder på sand- og grusmoræne. Nedenfor vådområder på sand- og
grusmoræne steg vandstanden, hvilket Hensel & Miller (1991) dog tilskriver at vandstanden i
vådområdet, var højere end ovenfor liggende områder, og at der derfor skete en tilførsel af vand til
24

Reetablering af naturlig hydrologi
grundvandet, som resulterede i den forhøjede grundvandsstand nedenfor vådområdet.
Baggrunden for denne konklusion er, at vandet løber hurtigere igennem sandet jord end gennem
lerjord, hvilket de også har påvist i deres undersøgelse. Når vandgennemstrømningen er
langsommere i en lerjord, skyldes det et stort indhold af fine porer, som medfører en kraftig
fastholdelse af vand [Petersen 1994, Lee 1980], hvorved de vandlidende forhold tidsmæssigt vil
kunne forlænges. En tørvejord har ligeledes en stor vandholdende evne [Petersen 1994].
2.11 Betydning for svampe og laver
Vandstandshævning kan være til gavn for træboende svampe og laver, ved at skabe et stort input
af dødt ved i oversvømmede områder, hvis træerne ikke fjernes, og såfremt det ikke indebærer at
skovbevoksede områder med værdi for træboende svampe og laver sættes under vand. På
længere sigt vil en kombination af vandstandshævning og urørthed i skovbevoksede områder
kunne skabe et meget værdifuldt miljø for flora og fauna tilknyttet dødt træ i sumpskove. Denne
skovtype er meget sjælden i Danmark og indeholder en lang række arter, der er sjældne eller
truede [Aaby et al. 2006].
2.12 Betydning for dyrelivet
En vandstandshævning vil næsten overalt være til gavn for insektfaunaen. Dog bør man være
meget opmærksom på, at skovenge, der græsses eller tages høslæt på, ikke bliver så våde, at
plejen ikke længere kan findes sted, da åbenholdelse i form af græsnings/høslætspleje kan være til
stor gavn for insektfauanen [Aaby et al. 2006].
Padder og kryddyr vil også nyde gavn af, at skoven bliver mere våd, da mange af disse arter er
truede pga. at mange vådområder er forsvundet, ikke kun i skov, men generelt i landskabet [Fog et
al. 2001].
I kraft af at insektfaunaen samt padder og krybdyr får bedre kår i form af flere levesteder, og
bestanden derfor kan vokse, vil flere vådområder være til gavn for mange fuglearter.
En højere vandstand vil gavne arter, der sætter stor pris på vand som flagermus, hvoraf flere arter
gerne jager over åbne vandflader, især nær løvskov, løvtræer eller buske [Aaby et al. 2006].
25

Gribskov
3 Gribskov
Dette kapitel indeholder en beskrivelse af lokaliteten Gribskov, som danner baggrund for
undersøgelsen af reetablering af naturlig hydrologi. I kapitlet præsenteres lokaliteten, landskabets
udvikling og en beskrivelse af arealanvendelsen. Det vises også, hvor der er reetableret naturlig
hydrologi og der redegøres for det fremtidige potentiale. Skovens plante-, svampe- og dyreliv samt
eksterne påvirkninger beskrives kort. Til sidst følger hvilke beskyttelser skoven er underlagt samt
udpegningsgrundlaget for skoven i forbindelse med EF-habitat- og fuglebeskyttelsesdirektivet.
3.1 Lokalitetspræsentation
Gribskov et stort skovområde, der er meget varieret med talrige, både små og store våde lavninger
(kort 3.1). Mange af disse præges dog af udgrøftning og tilplantning [Møller & Staun 2001].
Gribskov er beliggende i Nordsjælland og er ifølge Skov- og Naturstyrelsens skovopgørelse fra
2004 Danmarks fjerde største skov med et areal på ca. 56 km 2 (5600 ha), og er Sjællands største
skov [Miljøministeriet 2004].
Gribskov er den sidste rest af det vældige vildnis, der i oldtiden dækkede hele Nordsjælland.
Navnet, Gribskov, dukker op for første gang i Kong Valdemars Jordebog i 1231, hvor den kaldes
Gripscogh. Mest sandsynligt rummer navnet den gamle betegnelse grib, der f.eks. i begrebet
gribsjord angiver et areal, som ikke er hegnet ind og derfor ikke ejes af nogen bestemt. Man kan
altså forestille sig at skoven har været en art fællesskov eller gribeskov, som enhver kunne udnytte
efter behov [DN 2008]. Hele skoven er i dag statsejet og administreres af Skov- og Naturstyrelsen.
3.2 Landskabets udvikling
Gribskov er beliggende på en stærkt kuperet nord-sydgående højderyg med randmoræne og
dødisprægede områder, der blev dannet under sidste istid, Weichsel-istiden, som sluttede for ca.
10.000 år siden [Nielsen 1975, Møller & Staun 2001].
Randmorænebakkerne i Gribskov er en del af et randmorænesystem, der strækker sig gennem
hele Gribskov, Store Dyrehave og ned til Rude Skov. Randmorænesystemet angiver et sidste
isfremstød fra nordøst til området og består overvejende af smeltevandssand og grus, der flere
steder dækker over moræneler [Nielsen 1975]. Lavninger i bakkerne er mange steder tørvefyldte
[Møller & Staun 2001]. Randmorænebakkerne præger især den sydlige del af Gribskov, jf. bilag 1.
Den nordlige del af Gribskov bærer præg af isens stagnation med et dødislandskab som følge, jf.
bilag 1. Dødispræget karakteriseres ved talrige små afløbsløse lavninger, som er delvist fyldt af
senglaciale aflejringer, kaldet ferskvandstørv, bestående af tørv og gytje samt ler og silt [GEUS
1989]. Dødispræget genkendes i landskabet som mindre sø- og mosearealer uden til- eller afløb
og andre steder som forhøjninger [Nielsen 1975].
Generelt består jordbunden i Gribskov overvejende af smeltevandssand og -grus med et lavt
lerindhold, dog er de nordøstlige og sydøstlige dele mere lerede [Møller & Staun 2001]. I de
centrale og ofte sandede dele af skoven er jordbunden generelt mager, mens den er mere frodig i
de østlige og vestlige dele [Skov- og Naturstyrelsen 2008].
26

Gribskov
Kort 3.1 Kort over Gribskov [Mapinfo Skov- og Naturstyrelsen].
27

Gribskov
Ifølge Andersen (2008) er en præcis og brugbar jordbundskortlægning svær i Gribskov, da
jordartsfordelingen veksler meget - selv inden for få meter. Det vil derfor være stort set umuligt, ud
fra eksisterende jordbundskortlægninger, at forudsige hvordan et område vil udvikle sig efter
tilkastningen af grøfter. Er der en lermembran kan en sø opstå, er der derimod smeltevandsgrus
eller ferskvandstørv kan askesumpe eller våde enge være en mulig udvikling for arealet.
Hvorvidt et areal, hvor grøfterne stoppes, udvikler sig til et vådområde eller en sø kan
Kvartermesterens kort fra 1857-58 give en idé om (bilag 2). Distriktets erfaringer viser, at det er
svært, at forudsige hvordan genetablerede vådområder udvikler sig. Sandskredssøen i Gribskov er
et eksempel på en sø, der er opstået i et område, hvor der tidligere var været en sø, hvilket kan
skyldes at tørven har sat sig.
3.3 Arealanvendelse
Før 1800-tallet blev Gribskov først og fremmest anvendt til jagt, og den var mere en
forlystelsespark for kongen end en økonomisk ressource. Opvæksten af træer fik stort set lov til at
passe sig selv og gavntræ blev hentet, hvor der tilfældigvis var noget at finde, og bønderne sendte
deres husdyr på græs i skoven [DN 2008]. Omkring 1700-tallet ændredes skovbilledet, som følge
af at bøndernes brugsrettigheder til skoven i 1780’erne blev afviklet, samt som følge af
skovforordningen i 1805 [DN 2008]. Med skovforordningen blev produktionen af træ en vigtigere
faktor, man begyndte at planlægge en langsigtet skovdrift og der blev igangsat et større
dræningsarbejde i skoven. Bøg, eg og rødgran blev plantet i stor stil, rødgran især på tidligere engog
mosearealer [Nielsen 1980].
Tilplantning og dræning ændrede markant på arealanvendelsen i Gribskov, der tidligere i høj grad
var præget en af mosaik af lysåbne og skovbevoksede arealer [Clausen et al. 2006]. I dag udgør
andelen af det totale skovareal, der ikke er skovbevokset i alt 543 ha, ca. 10 % [Lind & Grønning
2004]. Fordelingen af de lysåbne arealer kan ses af figur 3.1 (diagrammet til højre).
Moser er den mest udbredte vådområdetype i Gribskov i dag, men moser og vådområder har
generelt været langt mere udbredt i Gribskov. Tilbage i 1857 var der 1120 ha vådområder,
svarende til 20 % af skoven, men siden er andelen af vådområder faldet drastisk. Således var der i
1988 kun 170 ha vådområder, svarende til 3 % af skoven, hvilket svarer til en tilbagegang på 80 %.
Større søer er ikke medtaget i beregningen af vådområder [Rune 1997]. Allerede da var der flere
grøfter, og det vurderes, at der før grøftningen startede i middelalderen var 25-30 % vådområder i
skoven [Dahl-Nielsen 2006]. Af bilag 3 ses udbredelsen af vådområder i dag og af bilag 2 ses
udbredelsen af vådområder i midten af 1800-tallet ifølge Kvartermesterens kort fra 1857-58.
Træartsfordelingen er også præget af skovdriften i skoven. De løvtræsbevoksede arealer udgør 56
% af det skovbevoksede areal i Gribskov. Heraf udgør bøg 59 % og eg 25 %, mens mindre andele
udgøres af birk, el, rødeg, ær og ask, se figur 3.1. Nåletræsarealet dækker 44 % af det
skovbevoksede areal i Gribskov. Heraf udgør rødgran 92 %, mens mindre andele udgøres af lærk,
sitkagran, skovfyr, douglasgran og nordmannsgran [Grønning & Lind 2004].
Arealanvendelsen i Gribskov har siden lanceringen af Naturskovstrategien i 1992 ændret sig. I dag
bliver der arbejdet hen imod at mindske granskovsarealet, til fordel for hjemmehørende
løvtræsarter, især eg, samt flere mose- og engarealer og øge naturskovsarealet. Arealer, hvor
træerne er af direkte efterkommere af selvsået skov, udlægges derfor til naturskov. Dele af
naturskovsarealerne er udlagt som urørt skov, andre dele drives med gamle driftsformer som
plukhugst, græsningsskov eller stævningsskov. Endvidere arbejdes der mod færre grøfter
[Skovbasisanalyse 2007].
28

Gribskov
Fordeling af løvtræsarter
Fordeling af lysåbne arealer
Bøg 59%
Eg 25%
El 3%
Reg 1%
Ær 3%
Ask 2%
Birk 7%
Overdrev
12%
Sletter 2%
Publikumsarealer
2%
Ukultiveret
4%
Sø 7%
Eng 14%
Ager 8%
Vej 21%
Mose 31%
Figur 3.1 Diagrammet til venstre viser fordelingen af arealer med løvtræsarter i Gribskov. Diagrammet til
højre viser fordelingen af lysåbne arealer i Gribskov. Begge diagrammer er baseret på SNS-Nordsjællands
skovkort fra 1991 [efter Lind og Grønning 2004]
Med beslutning om at konvertere alle statsskove til naturnær skovdrift fra 2005, kan denne
udvikling kun forventes at forsætte. I dag er der ca. 1200 ha naturskov i Gribskov
[Skovbasisanalyse 2007]. Skoven vil generelt udvikle sig i retning af større variation, hvor
træarternes tolerance over for vandstuvning vil være en afgørende faktor for træartsfordelingen.
Arter som el, birk og ask vil gå frem pga. deres tolerance for vand, hvor bøgen modsætningsvist er
mindre tolerant og vil derfor gå tilbage [Larsen et al. 2005].
3.4 Reetablerede vådområder og fremtidigt potentiale
I Gribskov har SNS-Nordsjælland siden starten af 1980’erne arbejdet hen imod at reetablere den
naturlige hydrologi, hvorved tidligere vådområder er blevet genskabt, jf. bilag 3. I dag er der
omkring 260 ha vådområder, svarende til 5 % af skoven [Dahl-Nielsen 2006].
Gribskov har, som tidligere nævnt, været udsat for en omfattende dræning. I Gribskov er der på
nuværende tidspunkt er ca. 500 km grøfter. Dertil kommer minimum 10 % grøfter, som ikke er
registreret på skovkortene. Yderligere er der enkelte rørlagte strækninger og almindelige drænrør,
som efter en nærmere vurdering formodentlig mange steder kan fjernes [Dahl-Nielsen 2006].
Grøfterne er blevet vedligeholdt helt frem til 1990 [Clausen et al. 2006]. I kraft af de mange
drænede område er der mange steder i Gribskov et stort potentiale for at genetablere mere
naturlige hydrologiske forhold.
En genetablering af den naturlige hydrologi i Gribskov kan ske ved tilkastning af de eksisterende
grøfter samt sløjfning af dræn. Distriktet vurderer, at det umiddelbart vil være muligt at genskabe
yderligere omkring 560 ha, svarende til 10 % af skoven, idet omkring 260 ha ikke kan genskabes af
hensyn til diverse forhold, som gennemgås i afsnit 2.7. Det betyder, at der på sigt vil blive i alt ca.
840 ha vådområder, svarende til 15 % vådområder.
SNS-Nordsjælland planlægger at starte med primært at reetablere naturlig hydrologi indenfor en
afgrænset del af skoven. Første etape/projektområder fremgår af bilag 4. Projektområdet er på 726
ha, hvoraf 161 ha i midten af 1800-tallet var vådområder.
3.5 Planter, svampe og dyreliv i Gribskov
Gribskov en af de, biologisk set, rigeste skove i Danmark med et stort indhold af sjældne arter.
Ifølge Grønning & Lind (2004) er der registreret et betydeligt antal relativt sjældne plantearter, i alt
29

Gribskov
82, tilmed i betydelige mængder. Arterne synes at være jævnt fordelt over skoven, dog ses større
koncentrationer omkring Tinghus Plantage i Esbønderup Skov, ved Buresø Mose i Ostrup Skov,
ved Gadevang Skov, ved Stenholt Indelukke og Piber Vang i Nødebo Skov [Grønning & Lind
2004]. Mht. rød- og gullistearter er der registreret 134 arter fordelt på karplanter (9 arter), svampe
(50), laver (26), insekter og bløddyr (31), fisk (2), padder og krybdyr (8), fugle (6) og pattedyr (2).
Generelt for mange af disse arter er, at de er knyttet til urørt eller gammel skov samt løvskov, men
mange er også knyttet til næringsfattige søer, moser generelt, ferske enge og højmoser [Stoltze &
Pihl 1998, Grønning & Lind 2004].
3.6 Eksterne påvirkninger
To af de vigtigste eksterne påvirkninger af Gribskov er kvælstofsdepositionen på naturområderne,
som ligger mellem 13 og 22 kg N/ha/år, alt afhængig af den lokale husdyrtæthed og
naturområdernes overfladeruhed [Basisanalyse 2006], samt at grundvandsstanden i Gribskovområdet
vurderes at være faldet med 0-5 m i perioden 1900-1986 som følge af
grundvandsindvinding [Rune 1997].
3.7 Beskyttelser og forpligtelser
I Gribskov er der mange markante kulturspor, der sætter deres præg på skoven, som f.eks.
gravhøje, hulveje, trækulsmiler, parforcejagt, veje og jord-/stendiger, der tidligere indhegnede
stutterivange og skovbebyggelser med deres agersystemer [Kulturarvsstyrelsen 2008].
Skovbebyggelserne med tilhørende dyrkningsarealer er af national betydning, da der intet andet
sted i landet er bevaret hustomter i forbindelse med systemer af højryggede agre. Enkelte
fortidsminder forventes at kunne blive berørt i forskellig grad af reetablering af naturlige hydrologi,
enten ved en ændring indenfor fortidsmindernes beskyttelseszone eller ved en hel eller delvis
oversvømmelse. Derudover er der fredninger, som kan indeholde restriktioner, som en
vandstandshævning ikke vil harmonere med.
I Gribskov findes også en række tekniske anlæg, hvor af mange er af betydelig karakter og det er
afgørende, at de ikke bliver berørt af en vandpåvirkning. Anlæg der ikke må blive berørt er:
banelinierne, offentlige asfaltveje, asfaltveje i skoven, militæranlæg, bygninger og huse. Yderligere
findes der flere mindre veje, som anvendes til skovens huse og anlæg. Derudover er der skovveje
og stier, som også kan være hindringer, hvis disse ikke kan undværes, og flytning eller hævning
ikke er muligt. De forskellig former for anlæg kan også fungere som dæmninger.
Lukning af grøfter kan også være et problem i forhold til forpligtelser om at modtage vand fra og
afgive vand til naboarealer, jf. skovlovens 9 § 6, da ændringer kan udgøre en risiko for at disse
bliver forsumpet. Det er typisk landbrugsarealer, der kan opstå problemer på.
Sidst, men ikke mindst, så er hele Gribskov udpeget som EF-habitatområde og EFfuglebeskyttelsesområde.
Udpegningen som internationalt naturbeskyttelsesområde betyder, at
skoven er underlagt strenge regler for, hvilke indgreb, der må udføres.
I dette speciale vurderes det kun, hvad den internationale beskyttelse betyder for reetablering af
naturlig hydrologi i et internationalt naturbeskyttelsesområde.
9 LKB nr. 789 af 21. juni 2007.
30

Gribskov
3.7.1 Habitatområde nr. 117
Hele Gribskov med undtagelse af Stenholt Vang og Møllekrogen er udpeget som EF-habibtatområde
(kort 3.2). Udpegningsgrundlaget omfatter de arter og naturtyper, for hvilke det skal sikres,
at de bevares inden for det udpegede område. For at en naturtype eller en art kan indgå på
udpegningsgrundlaget skal naturtypen være anført på EF-habitatdirektivets bilag I og arten være
anført på direktivets bilag II. Udpegningsgrundlaget for habitatområde nr. 117 ses i boks 3.1.
Boks 3.1 – EF-habibtatområde nr. 117
Udpegningsgrundlaget for Gribskov. For alle arter og naturtyper er angivet Natura 2000-koden samt det
danske navn. Naturtyper og arter markeret med stjerne (*) er særligt prioriterede [By- og
Landskabsstyrelsen 2008].
1014 Skæv vindelsnegl (Vertigo angustior)
1016 Sumpvindelsnegl (Vertigo moulinsiana)
1042 Stor kærguldsmed (Leucorrhina pectoralis)
1096 Bæklampret (Lampetra planeri)
1166 Stor vandsalamander (Triturus cristatus)
1386 Grøn buxbaumia (Buxbaumia viridis)
3160 Brunvandede søer og vandhuller
3260 Vandløb med vandplanter
4030 Tørre dværgbusksamfund (heder)
6410 Tidvis våde enge på mager eller kalkrig
bund, ofte med blåtop
6430 Bræmmer med høje urter langs vandløb eller
skyggende skovbryn
7140 Hængesæk og andre kærsamfund dannet
flydende i vand
7220 *Kilder og væld med kalkholdigt (hårdt) vand
7230 Rigkær
9110 Bøgeskove på morbund uden kristtorn
9130 Bøgeskove på muldbund
9160 Egeskove og blandskove på mere eller
mindre rig jordbund
91D0
91E0
*Skovbevoksede tørvemoser
*Elle- og askeskove ved vandløb, søer og
væld
3.7.2 Fuglebeskyttelsesområde nr. 108
Hele Gribskov med undtagelse af Stenholt Vang er udpeget som EF-fuglebeskyttelsesområde (kort
3.2). Udpegningsgrundlaget omfatter de fuglearter, for hvilke det skal sikres, at de kan overleve og
formere sig i deres udbredelsesområde. For at en art kan indgå i udpegningsgrundlaget skal arten
være angivet på EF-fuglebeskyttelsesdirektivets bilag I, jf. artikel 4, stk. 1 eller regelmæssigt
forekomme i antal af international eller national betydning, jf. artikel 4, stk. 2 10 .
Udpegningsgrundlaget for fuglebeskyttelsesområde nr. 108 ses i boks 3.2. For Gribskov er der ikke
udpeget fuglearter, der er beskyttet efter artikel 4, stk. 2.
Boks 3.2 – EF-fuglebeskyttelsesområde nr. 108
Udpegningsgrundlaget for Gribskov. Til højre for tabellen er angivet
signaturerforklaringer [By- og Landskabsstyrelsen 2008].
Arter på bilag I, jf. artikel 4, stk. 1 Livscyklus-periode Kriterier 11
arten forekommer i
beskyttelsesområdet
Hvepsevåge Y F1
Plettet rørvagtel Y F1
Sortspætte Y F1
Rødrygget tornskade Y F1
Y: Ynglende art
F1: Arten er opført på
fuglebeskyttelsesdirektivets
p.t. gældende Bilag I og
yngler regelmæssigt i det
givne område i væsentligt
antal, dvs. med 1 % eller
mere af den nationale
bestand.
I kapitel 4 gennemgås, hvilke konsekvenser det har, at Gribskov er udlagt som EF-habitatområde
og EF-fuglebeskyttelsesområde, og i kapitel 6 belyses hvilke konsekvenser reetablering af naturlig
hydrologi kan have for arter og naturtyper i Gribskov beskyttet efter habitat- og
fuglebeskyttelsesdirektivet.
10 Artikel 4, stk. 2 omfatter regelmæssigt tilbagevendende trækfuglearter, som ikke er anført på EF-fuglebeskyttelsesdirektivets
bilag I, og beskytter de pågældende arters yngle-, fjerskifte- og overvintringsområder samt rasteområderne
indenfor deres trækruter.
11 Kriterier angiver, hvilken vurdering der ligger til grund for, om fuglearten opfylder betingelserne for, at være på
udpegningsgrundlaget for et givent fuglebeskyttelsesområde. Der findes i alt 7 kriterier.
31

Gribskov
Kort 3.2 Kort over udstrækning af habitat- og fuglebeskyttelsesområde [Mapinfo Skov- og Naturstyrelsen].
32

Internationale naturbeskyttelsesområder
4 Internationale naturbeskyttelsesområder
Gribskov er udpeget som internationalt naturbeskyttelsesområde i Natura 2000-netværket. Da de
internationale naturbeskyttelsesregler spiller en central rolle i forhold til reetablering af naturlig
hydrologi, vil de blive behandlet nærmere i dette kapitel. Der vil især blive lagt vægt på
habitatdirektivets artikel 6, stk. 1-3, men også artikel 12 og 13 samt fuglebeskyttelsesdirektivet vil
kort blive berørt. Kun punkter der relaterer sig til problematikken omkring reetablering af naturlig
hydrologi vil blive berørt.
Tolkning af artikel 6, stk. 1-3 er udarbejdet på baggrund af en vejledning om forvaltning af Natura
2000-områder [Europa Kommissionen 2001] udarbejdet af Kommissionen for De Europæiske
Fællesskaber.
4.1 EF-habitatdirektivet
Habitatdirektivet, der blev vedtaget i 1992, forpligter medlemsstaterne til at bevare naturtyper og
arter, der er af betydning for EU.
Habitatdirektivets formål der er defineret i artikel 2, stk. 1, lyder som følger:
”Formålet med dette direktiv er at bidrage til at sikre den biologiske diversitet ved at bevare
naturtyperne samt de vilde dyr og planter inden for det af medlemsstaternes område i Europa, hvor
traktaten finder anvendelse.”
Og er nærmere specificeret i artikel 2, stk. 2, der lyder som følger:
”De foranstaltninger, der træffes efter dette direktiv, tager sigte på at opretholde eller genoprette en
gunstig bevaringsstatus for naturtyper samt vilde dyre- og plantearter af fællesskabets betydning.”
I artikel 1, litra e), punkt 2 defineres det, hvornår en naturtypes bevaringsstatus anses for gunstig,
hvilket den er, når:
”… det naturlige udbredelsesområde og de arealer, det dækker inden for dette område, er stabile
eller i udbredelse, og den særlige struktur og de særlige funktioner, der er nødvendige for dets
opretholdelse på lang sigt, er til stede og sandsynligvis fortsat vil være det i en overskuelig fremtid,
samt når bevaringsstatus for de arter, der er karakteristiske for den pågældende naturtype, er gunstig
…”
I artikel 1, litra i) defineres det, hvornår en arts bevaringsstatus anses for gunstig, hvilket den er,
når:
”… data vedrørende bestandsudvikling af den pågældende art viser, at arten på lang sigt vil
opretholde sig som en levedygtig bestanddel af dens naturlige levesteder, og artens naturlige
udbredelsesområde hverken er i tilbagegang, eller der er sandsynlighed for, at det inden for en
overskuelig fremtid vil blive mindsket, og der er og sandsynligvis fortsat vil være et tilstrækkeligt stort
levested til på lang sigt at bevare dens bestande”
Beskyttede naturtyper og arter, der er af fællesskabsbetydning, fremgår af direktivets bilag I, II, IV
og V. Beskyttede naturtyper er listet i bilag I og arter er listet i bilag II, IV og V. Bilag II omfatter
arter, for hvilke der skal udpeges særlige beskyttelsesområder, bilag IV omfatter arter, der kræver
streng beskyttelse, hvilket indbefatter beskyttelse, hvor de forekommer, og bilag V, der omfatter
33

Internationale naturbeskyttelsesområder
arter man skal have tilladelse til at indsamle og udnytte. Derudover er nogle naturtyper og arter
særligt prioriterede og for disse gælder der særligt skrappe regler for beskyttelse (jf. artikel 6, stk.
4, del 2), da disse er ved helt at forsvinde eller trues af udryddelse indenfor EU. De kaldes
prioriterede naturtyper og arter og er markeret med *.
Til at sikre genopretning eller opretholdelse af en gunstig bevaringsstatus for naturtyper listet i bilag
I og arter listet i bilag II har medlemslande udpeget særlige bevaringsområder (SBO), som kaldes
habitatområder. De naturtyper, og eventuelt arter, som et givent habitatområde er udpeget for,
udgør habitatområdets udpegningsgrundlag.
4.1.1 Habitatdirektivet artikel 6, stk. 1
Boks 4.1 – Habitatdirektivets artikel 6, stk. 1. Ordlyden.
”For de særlige bevaringsområder iværksætter medlemsstaterne de nødvendige
bevaringsforanstaltninger, hvilket i givet fald kan indebære hensigtsmæssige forvaltningsplaner, som er
specifikke for lokaliteterne eller integreret i andre udviklingsplaner, samt de relevante retsakter,
administrative bestemmelser eller aftaler, der opfylder de økologiske behov for naturtyperne i bilag I og
de arter i bilag II, der findes på lokaliteterne”.
I artikel 6, stk. 1 opstilles generelle bevaringsregler, som medlemsstaterne skal indføre for
habitatområderne. I artikel 1, litra e) beskrives en naturtypes bevaringsstatus som:
”resultatet af alle de forhold, der indvirker på en naturtype og på de karakteristiske arter, som lever
der, og som på lang sigt kan påvirke dens naturlige udbredelse, dens struktur og funktion, samt de
karakteristiske arters overlevelse på lang sigt…”
For en arts bevaringsstatus hedder det i artikel 1, litra i), at det er:
”resultatet af alle de forhold, der indvirker på arten, og som på lang sigt kan få indflydelse på dens
bestandes udbredelse og talrighed ...”
Medlemsstaterne skal således tage hensyn til alle de forhold, der har indflydelse på de udvalgte
naturtyper og arter i habitatområderne. Det kræves, at der for hver enkelt lokalitet vedtages og
iværksættes aktive og fremadrettede foranstaltninger, der bevarer de relevante arter og naturtyper.
Medlemsstaterne skal iværksætte de nødvendige bevaringsforanstaltninger for alle
habitatområderne. I artikel 1, litra a) defineres bevaring som:
”de foranstaltninger, der er nødvendige for at opretholde eller genoprette naturtyper og bestande af
arter af vilde dyr og planter i en gunstig tilstand som defineret i [artikel 1] henholdsvis litra e) og i)”
Bevaringsforanstaltninger er positive og gælder for alle naturtyper og arter et område er udpeget
for. Hvilke bevaringsforanstaltninger der er nødvendige at iværksætte i hvert enkelt af de udpegede
områder afhænger af områdets bevaringsmålsætning.
De foranstaltninger der iværksættes skal opfylde direktivets generelle formål, som anført i artikel 2,
stk. 1, om at sikre den biologiske diversitet, ved at sigte mod at opretholde eller genoprette den
gunstige bevaringsstatus for naturtyper og arter af fællesskabsbetydning, som anført i artikel 2, stk.
2. Foranstaltninger gennemføres pga. Natura 2000-nettet under hensyntagen til økonomiske,
sociale og kulturelle behov og regionale og lokale særpræg, som anført i artikel 2, stk. 3.
34

Internationale naturbeskyttelsesområder
De nødvendige bevaringsforanstaltninger skal opfylde de økologiske behov for naturtyperne i bilag
I og de arter i bilag II, der findes på lokaliteten. Habitatdirektivet indeholder ikke nogen definition på
de ”økologiske behov”, men skal ifølge Europa-Kommissionen (2001) forstås som:
”… formålet med og konteksten for artikel 6, stk. 1, at der menes alle de økologiske behov for
abiotiske og biotiske faktorer, der er nødvendige for at sikre naturtyperne og arterne en gunstig
bevaringsstatus, herunder også deres samspil med miljøet (luft, vand, jord, plantevækst osv.). Disse
behov er videnskabeligt baserede og kan kun defineres på et sag til sag-grundlag, alt efter
naturtyperne i bilag I, arterne i bilag II og de områder, hvor de findes.”
Allerede eksisterende aktiviteter i et habitatområde skal omfattes af de nødvendige
bevaringsforanstaltninger, hvis aktiviteten forårsager forringelse af naturtyper eller forstyrrelse af
arter.
4.1.2 Habitatdirektivet artikel 6, stk. 2
Boks 4.2 – Habitatdirektivets artikel 6, stk. 2. Ordlyden.
”Medlemsstaterne træffer passende foranstaltninger for at undgå forringelse af naturtyperne og
levestederne for arterne i de særlige bevaringsområder samt forstyrrelser af de arter, for hvilke
områderne er udpeget, for så vidt disse forstyrrelser har betydelig konsekvenser for dette direktivs
målsætninger.”
Foranstaltningerne i artikel 6, stk. 2 bygger videre på de bevaringsforanstaltninger, der omtales
ovenfor i artikel 6, stk. 1 og kan vedrøre tidligere, nuværende eller fremtidige aktiviteter eller
begivenheder. Tekstens ”undgå” og ”har betydelige konsekvenser” 12 understreger, at der er tale
om forebyggende foranstaltninger. Det er altså ikke acceptabelt først at træffe foranstaltningerne,
når forringelsen eller forstyrrelsen allerede gør sig gældende. Medlemsstaterne er altså forpligtet til
at træffe forebyggende foranstaltninger for at undgå forringelse eller forstyrrelser som følge af
forudselige begivenheder. De passende foranstaltninger vedrører kun naturtyper og arter ”for
hvilken områderne er udpeget”. Sigtet er derfor ikke at træffe generelle bevaringsforanstaltninger,
men snarere at træffe foranstaltninger rettet mod de arter og naturtyper, som lå til grund for
udvælgelsen af det særlige bevaringsområde.
Med hensyn til ”forringelse” giver teksten ikke udtrykkeligt en sådan margin, men ifølge Europa-
Kommissionens vejledning skal ”forringelse” fortolkes som en fysisk forringelse af en naturtype
eller et levested. Der er tale om forringelse i en naturtype eller et levested, når det areal naturtypen
eller levestedet dækker bliver reduceret, eller når den særlige struktur og de særlige funktioner, der
er nødvendige for de arter, der er karakteristiske for den pågældende naturtype, på lang sigt er
svækket i forhold til den oprindelige status. Således kan enhver svækkelse af de faktorer, der er
nødvendige for opretholdelse af naturtyper på lang sigt, betragtes som en forringelse, og enhver
udvikling, der bidrager til at mindske arealet for en naturtype, for hvilket området er udpeget, kan
betragtes som en forringelse. Betydningen af en forringelse skal mht. mindskelsen af naturtypens
areal vurderes i forhold til naturtypens andel af områdets samlede areal i overensstemmelse med
den pågældende naturtypes bevaringsstatus. Mht. funktioner skal det vurderes, om der sker
forringelser af de funktioner, der er nødvendige for opretholdelse af en given naturtype eller arts
levested på lang sigt. Hvilke funktioner, det er nødvendigt at opretholde afhænger af den
pågældende naturtype. Medlemsstaten skal tage hensyn til alle påvirkninger af det miljø, hvor
12 Ukorrekt oversættelse af habitatdirektivets tekst, den korrekt oversættelse er ”kan have signifikante konsekvenser”
[Pagh 2001].
35

Internationale naturbeskyttelsesområder
naturtyperne og levestederne findes. Hvis disse påvirkninger resulterer i, at naturtypens eller
levestedernes bevaringsstatus er mindre gunstig end før, kan det skønnes, at der er tale om en
forringelse.
I forhold til ”forstyrrelse” antager Europa-Kommissionen, at det skal må bedømmes på grundlag af
forebyggelses- og forsigtighedsprincippet, hvilket støttes på ordlyden af den engelske version,
hvori pligten til at hindre forstyrrelser er udstrakt til: ”in so far as such disturbance could be
significant in relation to the objective of this directive”. Det er altså ikke nødvendigt at bevise, at der
virkelig vil indtræde betydelige virkninger, men sandsynligheden alene (”kan være”) er nok som
grundlag for udbedrende foranstaltninger [Pagh 2001]. Alt hvad der på lang sigt bidrager til at
mindske eller øge sandsynligheden for mindskelse af artens udbredelse i området betragtes som
en betydelig forstyrrelse. Den danske oversættelse fra ”could be significant” til ”har betydelig” må
anses for en fejlfortolkning [Pagh 2003].
Habitatdirektivets artikel 6, stk. 2 pålægger således medlemsstaterne en forebyggelsespligt med
hensyn til at undgå forringelser eller forstyrrelser af arter og naturtyper området er udpeget for.
Bestemmelsen er efter sin ordlyd ikke begrænset til at angå forebyggelse eller genopretning af
menneskeskabte forstyrrelser, men kan også omfatte naturgivne forringelser.
4.1.3 Habitatdirektivet artikel 6, stk. 3
Boks 4.3 – Habitatdirektivets artikel 6, stk. 3. Ordlyden.
”Alle planer eller projekter, der ikke er direkte forbundet med eller nødvendige for lokalitetens forvaltning,
men som i sig selv eller i forbindelse med andre planer og projekter kan påvirke en sådan lokalitet
væsentligt, vurderes med hensyn til deres virkninger på lokaliteten under hensyn til
bevaringsmålsætningerne for denne. På baggrund af konklusionerne af vurderingen af virkningerne på
lokaliteten, og med forbehold af stk. 4 13 , giver de kompetente nationale myndigheder først deres
tilslutning til en plan eller et projekt, når de har sikret sig at den/det ikke skader lokalitetens integritet, og
når de – hvis det anses for nødvendigt – har hørt offentligheden.”
Aktiviteter, der virker positivt i eller er tilpasset en lokalitet, kan være omfattet af artikel 6, stk. 1 og
2 (f.eks. traditionelle landbrugsmetoder, der opretholder visse naturtyper og bestande af arter),
mens aktiviteter, i form af planer og projekter, med negative konsekvenser i en fremtidig udvikling i
området, er omfattet af artikel 6, stk. 3 og 4. Bestemmelserne i artikel 6, stk. 3 og 4 opstiller
betingelser for om en plan eller et projekt med negative virkninger kan tillades eller ej.
De planer og projekter, der skal vurderes efter artikel 6, stk. 3, er de planer og projekter som ikke
direkte er forbundet med eller nødvendige for lokalitetens forvaltning. Med lokalitetens forvaltning
skal forstås lokalitetens bevaringsmæssige forvaltning, og skal tillægges den betydning, der er
brugt i artikel 6, stk. 1. Da bevaringsforanstaltningsplaner, som f.eks. Natura 2000-planer, kan
integreres med ikke-bevaringsorienterede planer, betyder det at de ikke-bevaringsorienterede dele
er omfattet af artikel 6, stk. 3. Et eksempel på en ikke-bevaringsorienteret del af en Natura 2000-
plan, kan være kommerciel skovhugst i et skovområde udpeget som habitatområde, hvor det vil
være nødvendigt at gennemføre en vurdering af denne del efter artikel 6, stk. 3.
13 Henviser til artikel 6, stk. 4, undtagelsesbestemmelsen, der giver tilladelse til planer eller projekter, der kan have
negativ virkning på lokaliteten, men alligevel skal gennemføres af bydende nødvendige hensyn til væsentlige
samfundsinteresser, da der ingen alternativ løsning findes.
36

Internationale naturbeskyttelsesområder
4.1.4 Habitatdirektivet artikel 12 og 13
Artikel 12 og 13 omhandler de strengt beskyttede dyre- og plantearter, der er opført i direktivets
bilag IV (bilag IV-arter) og medlemslandene skal i henhold til habitatdirektivets artikel 12 og 13
indføre en streng beskyttelse af disse dyre- og plantearter, uanset om de forekommer indenfor eller
udenfor et udpeget habitatområder [By- og Landskabsstyrelsen 2008]. Direktivbestemmelsen
indebærer altså, at hvor der inden for en arts naturlige udbredelsesområde er regelmæssig
forekomst af bilag IV-arter, må der ikke gives tilladelse til aktiviteter, der kan beskadige eller
ødelægge de pågældende arters yngle- og rasteområder [Skov- og Naturstyrelsen 2001b].
4.2 EF-fuglebeskyttelsesdirektivet
Fuglebeskyttelsesdirektivets primære formål er, indenfor medlemsstaternes område, at beskytte
levestederne for vilde fuglearter, som er sjældne, truede eller følsomme overfor ændringer af
levesteder i EU. Det gælder både for områder, hvor disse fugle yngler, og for områder, som fuglene
regelmæssigt gæster, hvor de raster under trækket eller overvintrer. For disse arter kræver
direktivets artikel 3 generelt, at medlemsstaterne opretholder og om nødvendigt genskaber
tilstrækkeligt forskelligartede udstrakte levesteder. Medlemsstaterne kan dog tage hensyn til
samfundsøkonomiske forhold, når det ikke drejer sig om truede arter eller trækfugle.
For arter, som er anført i direktivets bilag I, skal der træffes særlige beskyttelsesforanstaltninger
med hensyn til deres levesteder for at sikre, at de kan overleve og formere sig i deres
udbredelsesområde, jf. artikel 4, stk. 1. Ligeledes skal der træffes tilsvarende foranstaltninger med
hensyn til regelmæssigt tilbagevendende trækfuglearter, som ikke er anført i bilag I, for så vidt
angår de pågældende arters yngle-, fjerskifte- og overvintringsområder samt rasteområderne inden
for deres trækruter, jf. artikel 4, stk. 2.
For de beskyttede fuglearter skal medlemsstaterne udpege særlige beskyttede områder (SBO), jf.
artikel 3, stk. 2, litra a). Beskyttelsen af disse områder er undergivet habitatdirektivets artikel 6, stk.
2-4 14 , suppleret af en pligt til at medlemsstaterne ”...bestræber sig på at undgå forurening eller
forringelse af levesteder også uden for disse beskyttede områder”, jf. fuglebeskyttelsesdirektivet
artikel 4, stk. 4, sidste punkt. Fuglebeskyttelsesdirektivet er således temmelig omfattende i dets
bestemmelser for håndteringen af påvirkninger og ændringer af arternes levesteder indenfor de
udpegede områder.
4.3 Natura 2000
Habitatdirektivet og fuglebeskyttelsesdirektivet skaber tilsammen et netværk af beskyttede
naturområder i hele Europa, også kaldet internationale naturbeskyttelsesområder (INO). Netværket
går under den fælles EU-betegnelse Natura 2000. Nettet består af lokaliteter, der omfatter
naturtyper og arter af fællesskabsbetydning, som skal sikres opretholdelse eller genopretning af en
gunstig bevaringsstatus for de pågældende naturtyper og arter i deres naturlige
udbredelsesområde.
De internationale naturbeskyttelsesområder udpeges og ændres af miljøministeren i henhold til
miljømålslovens § 36, og udpegningen gennemføres ved ”Bekendtgørelse nr. 408 af 1. maj 2007
om udpegning og administration af internationale naturbeskyttelsesområder samt beskyttelse af
visse arter” (habitatbekendtgørelsen) med senere ændring.
14 Habitatdirektivet artikel 6, stk. 1 gælder ikke for fugle.
37

Internationale naturbeskyttelsesområder
Natura 2000-netværket er beskyttet af bestemmelserne i habitat- og fuglebeskyttelsesdirektivet.
Disse bestemmelser skal implementeres i national ret – dvs. at kravene i direktiverne skal gives
retskraft gennem national lovgivning (jf. EF-traktaten artikel 249, stk. 3). Implementeringen af
bestemmelserne i dansk lov har været en langvarig proces, der groft kan opdeles i to faser.
Ved første fase blev der udstedt en særlig bekendtgørelse, habitatbekendtgørelsen 15 , der søgte at
overvinde de forskelle der var mellem EU-rettens krav til naturbeskyttelse og de mekanismer, som
var udviklet i dansk ret. Den modtog dog en del kritik [Pagh 2001, Kammeradvokaten 2002], da
den langt fra var tilstrækkelig til at opfylde EU-rettens krav.
Den utilstrækkelige danske implementering førte til at Europa-Kommissionen i 2003 tog første
skridt imod et søgsmål mod Danmark for slap implementering, i form af Europa-Kommissionens
åbningsskrivelse af 11. juli 2003. Det førte til at den danske regering iværksatte en række tiltag, for
at sikre en bedre gennemførelse af habitatdirektivet i dansk lovgivning og dermed en bedre
beskyttelse af habitatområderne. I denne anden fase af den danske implementering blev
habitatbekendtgørelsen 16 og skovloven 17 opdateret, miljømålsloven 18 vedtaget og ændringer af
naturbeskyttelsesloven vedtaget.
4.4 Natura 2000-planer og -skovplaner
Ifølge Miljømålslovens § 37 skal der udarbejdes Natura 2000-planer for internationale
naturbeskyttelsesområder, dog er skovbevoksede fredskovspligtige arealer i internationale
naturbeskyttelsesområder ikke omfattet af Miljømålsloven, jf. § 37, stk. 2. For skovbevoksede
fredskovspligtige arealer skal der udarbejdes Natura 2000-skovplaner, jf. Skovlovens § 14. Kravet
om Natura 2000-(skov)planlægning udspringer af habitatdirektivets artikel 6, stk. 1.
Disse planer skal, jf. miljømålslovens § 43 stk. 2 og skovlovens § 8, stk. 4, senest være klar ved
udgangen af 2009 og skal, jf. miljømålslovens §§ 39-42 og § 2 i ”Bekendtgørelse om
tilvejebringelse af Natura 2000-skovplanlægning” indeholde:
1. En basisanalyse bestående af: A) Kortlægning af habitatnaturtyper og levested for de arter, som
områderne er udpeget for. B) Vurdering af tilstanden og foreløbig vurdering af trusler. C) Et
resumé, som på kortbilag angiver beliggenheden af de kortlagte arealer og tilstanden.
2. Mål for naturtilstanden (bevaringsmålsætning) i internationale naturbeskyttelsesområde.
3. Et indsatsprogram, der udarbejdes på grundlag af basisanalysen, foreliggende overvågningsdata
og forslag m.v., der skal indeholde retningslinjer for hhv. kommunalbestyrelsernes handleplaner
og Skov- og Naturstyrelsens skovhandleplaner. Indsatsprogrammet kan indeholde konkrete
forslag til disse handleplaner.
Herefter udarbejder hhv. kommunalbestyrelserne og Skov- og Naturstyrelsen en konkret
handlingsplan til gennemførelse af Natura 2000-planer og -skovplaner, jf. Miljømålslovens § 37a og
§ 1 i ”Bekendtgørelse om tilvejebringelse af Natura 2000-skovplanlægning”. Handleplanerne skal
indeholde en plan for en langsigtet aktiv forvaltning af områderne med henblik på at sikre eller
genoprette en gunstig naturtilstand for arter og naturtyper. Aktiv forvaltning er her forstået som de
15 ”BEK nr. 782 af 1. november 1998 om afgrænsning og administration af internationale naturbeskyttelsesområder” med
senere ændringer.
16 ”BEK nr. 477 af 7. juni 2003 om afgrænsning og administration af internationale naturbeskyttelsesområder (EFfuglebeskyttelsesområder,
EF-habitatområder og Ramsarområder)” med senere ændringer.
17 ”Lov nr. 453 af 9. juni 2004 om skove” med senere ændringer.
18 ”Lov nr. 1150 af 17. december 2003 om miljømål m.v. for vandforekomster og internationale
naturbeskyttelsesområder” med senere ændringer.
38

Internationale naturbeskyttelsesområder
aktiviteter eller foranstaltninger, som myndigheder iværksætter for at beskytte områderne udover
den beskyttelse, der måtte gælde i forvejen. Det kan både være i form af f.eks. begrænsning af
igangværende aktiviteter gennem aftaler eller fredninger eller i form af aktive fysiske indgreb
(naturgenopretning, pleje o.lign.) [Rudfelt 2003]. Handleplanerne skal, jf. miljømålslovens § 46c og
§ 9 i ”Bekendtgørelse om tilvejebringelse af Natura 2000-skovplanlægning”, senest være færdig
ved udgangen af 2010 og skal, jf. hhv. § 46a og § 3, indeholde:
1. Prioritering af hhv. kommunalbestyrelsens og Skov- og Naturstyrelsens forventede
forvaltningsindsats i planperioden.
2. Angivelse af mål og forventet effekt for de enkelte aktiviteter.
3. Forventede metoder og forvaltningstiltag, som hhv. kommunalbestyrelsen og Skov- og
Naturstyrelsen vil tage i anvendelse for at forbedre naturtilstanden eller fastholde gunstig
bevaringsstatus.
Herefter er det hhv. kommunalbestyrelsen og Skov- og Naturstyrelsen, der skal sikre
gennemførelse af en vedtaget handleplan og skovhandleplan, jf. Miljømålslovens § 46a, stk. 4 og §
14 i ”Bekendtgørelse om tilvejebringelse af Natura 2000-skovplanlægning”.
Indtil der foreligger en færdig udarbejdet handleplan eller skovhandleplan for de internationale
naturbeskyttelsesområder sker forvaltningen af områderne gennem gældende regler og
naturforvaltning jf. habitatbekendtgørelsen.
I fremtiden – fra år 2010 – vil disse Natura 2000-planer og -skovplaner udgøre grundlaget for at
iværksætte den nødvendige forvaltningsindsats til at sikre eller genoprette de udpegede
internationale naturbeskyttelsesområder og vil være grundlag for myndighedsudøvelsen i øvrigt.
Planerne vil således blive centrale i efterlevelsen af habitatdirektivets bestemmelser i artikel 6, stk.
1-3 og fuglebeskyttelsesdirektivets artikel 4, stk. 1 og 2.
Handleplaner og skovhandleplaner revideres hhv. hvert 6. og 12. år, jf. hhv. Miljømålslovens § 46
og § 7 i ”Bekendtgørelse om tilvejebringelse af Natura 2000-skovplanlægning”.
39

Feltundersøgelser i Gribskov
5 Feltundersøgelser i Gribskov
I dette kapitel præsenteres feltundersøgelseslokaliteterne. Det gennemgås, hvilke materialer og
metoder der blev anvendt ved feltundersøgelser og kemiske analyser, hvilke resultater det gav, og
en tolkning af disse.
5.1 Materialer og metoder
I forbindelse med basisanalyserne, er naturtyper i Gribskov blevet kortlagt og vegetationen
undersøgt. I den forbindelse bestemmes Sphagnum ikke, men slægten registreres kun som
tilstedeværende. I fattigkærsamfund udgør tørvemosser en betydelig del af vegetationen, og det vil
derfor være interessant at få dem bestemt nærmere, da de vil kunne bidrage til at beskrive
udviklingen i fattigkæret. Derfor blev der udvalgt lokaliteter i Gribskov, hvor den naturlige hydrologi
er blevet reetableret og hvor der er udviklet fattigkær. Derudover er det interessant at analysere
hvilken vegetation der har udviklet sig, om det svarer til det, der ud fra teorien forventes at være,
samt hvilke arter der har etableret sig.
Vegetationsundersøgelserne blev udført i august-september 2007. Prøverne til kemiske analyser
blev indsamlet i slutningen af september 2007.
5.1.1 Lokaliteter
Der blev udvalgt 5 lokaliteter i Gribskov, hvor den naturlige hydrologi er blevet reetableret, se tabel
5.1 og kort 5.1. Lokaliteter blev udvalgt efter, hvornår vandstandshævningen blev gennemført samt
hvorvidt træerne blev fjernet før indgrebet. Endvidere skulle området være overskueligt. Kun
områder, hvor der før vandstandshævningen var rødgransbevoksning, blev besøgt, da det ikke var
muligt på dette tidspunkt at finde egnede lokaliteter, der havde løvtræsbevoksning før indgrebet.
I et område havde en ræv gravet sin grav i en grøft, hvilket har resulteret i at grøften gradvist blev
lukket. Intentionen var at lave vegetationsundersøgelser dér, men to områder blev forvekslet, og et
forkert område besøgt. Det blev desværre opdaget for sent til at rette op på fejlen.
Tabel 5.1 – Feltundersøgelses lokaliteter
Oversigt over de lokaliteter der blev undersøgt i Gribskov. * Jf. SNS Nordsjællands skovkort fra 1991. **
Angiver hvilket årstal den naturlige hydrologi blev reetableret. *** Angiver om træer og stød blev fjernet
inden grøfterne blev lukket. **** Jf. kortlægning i forbindelse med udarbejdelse af Basisanalyse (2006) og
Skovbasisanalyse (2007).
Lokalitet 1 - FM 2 - TT 3 - SG 4 - SGT 5 - TH
Afdeling* 697f 722d og h 833d 833d 805a
År for indgrebet** Før 1991 1996 1999 1999 1999
Areal (ha) 1,3 2,7 2,1 0,4 0,2
Grøfter lukket Ja – ved afløb Ja Ja – i fuld Ja – ved afløb Ja – ved afløb
længde
Træer fjernet*** Ja Ja Ja Nej Nej
Stød fjernet*** Nej Nej Nej Nej Nej
Naturtype**** 7140 7140, 3160 7140, 6410, Ikke bestemt Ikke bestemt
Arealanvendelse
før
3160
Rødgran Rødgran, kær Rødgran, kær Rødgran Rødgran
40

Feltundersøgelser i Gribskov
Kort 5.1 Kort der viser placering af de 5 undersøgte lokaliteter. 1: Lokalitet FM; 2: Lokalitet TT; 3: Lokalitet
SG; 4: Lokalitet SGT; 5: Lokalitet TH. [Mapinfo Skov- & Naturstyrelsen]
5.1.2 Vegetationsundersøgelser
For hver lokalitet blev der skabt et overblik over området ved brug af ortofoto samt ved inspektion
af lokaliteten. Derefter blev lokaliteten inddelt i delområder, hvori vegetationen var homogen.
Vegetationen blev analyseret ved brug af Raunkiærs analysemetode [Petersen & Vestergaard
2006]. Ved denne metode blev artsfrekvenserne bestemt ved, at der i hvert delområde blev udlagt
25 raunkæir-cirkler (prøveflader) á 0,1 m 2 og floraen indenfor prøvefladen blev registreret. Kun
arter rodfæstet indenfor prøvefladen blev noteret.
Prøvefladerne blev udlagt langs et målebånd, der blev placeret gennem delområdet, så vidt muligt i
nord-syd gående retning. Prøvefladerne blev fordelt jævnt på begge sider af målebåndet, langs
den del der var indenfor delområdet. Prøvefladerne blev placeret i en meters afstand fra og
vinkelret på målebåndet vha. en tommestok. Faldt en prøveflade ovenpå et stød blev
tommestokken forskudt en ½ meter tættere på eller væk fra målebåndet.
Arter udenfor prøvefladerne blev registreret, og indgår i delområdernes samlede artsliste.
41

Feltundersøgelser i Gribskov
Alle plantearter fundet på lokaliteterne blev bestemt og plantefloraen følger nomenklaturen i ”Dansk
flora” [Frederiksen et al. 2006].
Blandt mosser blev kun tørvemosser bestemt. Øvrige mosser blev registeret som mos spp., men
ikke bestemt. Tørvemosser er bestemt efter bestemmelsesnøglen i ”Vitmossor i Norden”
[Mossornas Vänner 1995] og følger også dennes nomenklatur. Danske navne følger Mogensen &
Goldberg (2005).
Andre mosser end tørvemos (Sphagnum) voksede primært på stød og var ikke en del af
fattigkærsvegetationen, derfor blev det ikke prioriteret at bestemme andet end tørvemosser.
5.1.3 Kemiske analyser
Fra hvert delområde blev indsamlet 3 vand- og tørveprøver. Prøver blev indsamlet fra 3 tilfældigt
udvalgte steder indenfor delområdet. Prøverne blevet udtaget i sæt, bestående af en vandprøve og
en tørveprøve, som begge blev udtaget indenfor den samme ¼ m 2 . Det påvirkede dog graden af
tilfældighed, da der indenfor den ¼ m 2 skulle være Sphagnum fallax, samt vand til udtagning af
vandprøve.
Vandprøver
Vandprøverne blev indsamlet i 100 ml plastflaske, ved at trykke flasken forsigtigt ned i tørven, indtil
flasken var fyldt. Forud for vandprøveindsamlingen blev flasken skyllet i vand tættest muligt på
indsamlingsstedet. Efter udtagning blev vandprøverne lagt i køleboks og ved hjemkomsten lagt i
køleskab for at minimere omsætningen i prøverne.
Indenfor 24 timer efter indsamling af vandprøver blev de filtreret gennem 1,4-2,9 μm filterpapir
(filtreringshastighed middel). Efter filtrering blev en del af vandprøven stillet tilbage på køl og på
den anden del blev der målt pH og ledningsevne. Denne del af prøven blev efterfølgende kasseret.
Ledningsevne blev målt først på vandprøverne, da pH-måling kan kontaminere prøverne og
påvirke ledningsevnemålingen. pH blev målt på pH-meter (PMH240) med 2 decimalers
nøjagtighed. Ledningsevne blev målt på CDM83 Conductivity Meter med 3 decimalers nøjagtighed.
Vandprøverne blev analyseret for kalium (K + ) og calcium (Ca 2+ ) ved kationanalyse med
atomabsorptionsspektrofotometri, og for nitrat (NO 3 -N), ammonium (NH 4 -N) og uorganisk fosfor
(PO 4 -P) ved flow-injection på FIAstar 5000-Analyzer. Alle analyser blev lavet efter vejledningen i
”Kemisk analysemetodik” [Schmidt et al. 2005]
Tørveprøver
S. fallax blev udvalgt til tørveprøve-analyser, da det er den anbefalede i Fredshavn et al. (2005).
Tørveprøverne blev udtaget og opbevaret efter vejledningen i ”Overvågning af terrestriske
naturtyper” [Fredshavn et al. 2004], dog blev tørveprøver først renset for ”fremmede” tørvemosser
m.m. og klippet til hjemme i laboratoriet.
Indenfor 48 timer efter indsamling, blev tørveprøverne sorteret og lagt til tørring, jf. ”Total-N og -C i
tørveprøver”. Tørveprøverne lå på køl indtil sortering og tørring.
Tørveprøverne blev tørret i tørreskab ved 80 °C i min. 48 timer, og efterfølgende fint malet med en
plantemølle, og derefter opbevaret i et lufttæt plastikbæger indtil analysen blev foretaget.
Prøverne blev analyseret for total-N og -C ved tørforbrænding efter vejledningen i ”Kemisk
analysemetodik” [Schmidt et al. 2005] på LECO TruSpec CN.
42

Feltundersøgelser i Gribskov
5.2 Resultater
Dun-birk og vorte-birk blev samlet bestemt som birk sp. (Betula sp.), da det nærmest er umuligt at
kende unge individer fra hinanden.
Andre mosser end Sphagnum groede næsten udelukkende på stød i området. Det blev antaget, at
mosser på stød primært var i området, som følge af stødene, samt at de vil forsvinde fra området,
når stødene er borte. De blev derfor ikke betragtet som en del af kærsamfundene. Af den grund,
samt at tidsmæssige årsager, blev andre mosser end Sphagnum ikke bestemt, kun noteret som
mos spp.
Ved bestemmelse af Sphagnum blev der, for de forskellige sektioner, lagt særlig vægt på bestemte
karakterer:
• Arter under Pallustria-sektionen, også kaldet Sphagnum-sektionen, jf. Mossornas Vänner, (1995)
blev alle bestemt efter hjemkomsten, hvor der blev lagt særlig vægt på klorofylcellernes form i
grenbladene og antallet af porer i stængelbarken.
• Arter under Cuspidata-sektionen, jf. Mossornas Vänner (1995), blev primært bestemt i felten på
baggrund af stængelbladenes form. Ved tvivl blev de efterbestemt efter hjemkomsten. S. fallax,
S. isoviitae, S. brevfolium og S. angustifolium blev alle bestemt som S. fallax, da disse arter kun
kan skelnes fra hinanden af eksperter. Endvidere har de en meget ens økologi og vokser side
om side [Johnsen 2007].
• Arter under Acutifolia-sektionen, jf. Mossornas Vänner (1995), blev alle bestemt efter
hjemkomsten, med undtagelse af S. fimbriatum, der har en meget karakteristisk
stængelbladsform. Ved bestemmelsen blev der lagt særlig vægt på stængelbladenes form samt
om stængelbladene havde fibriller og antallet af septa. Grenbladenes form m.m. blev tillagt
mindre vægt.
• Arter under Sgaurrosa-sektionen, jf. Mossornas Vänner (1995), blev ofte efterbestemt efter
hjemkomsten, hvor der blev lagt særlig vægt på stængel- og grenbladenes længde.
Resultatet af vegetationsanalyserne fremgår af tabel 5.2-5.6, og lokalitetens afgrænsning fremgår
af kort 5.2-5.6. En samlet artsliste for alle lokaliteter fremgår bilag 5. Derudover er der billeder fra
lokaliteterne på bilag 30 (CD-rom). På bilag 30 er der under Diverse også billeder fra andre
lokaliteter, hvor den naturlige hydrologi reetableret.
Lokalitet FM blev opdelt i 6 delområder, hvoraf 3, D1-D3, var meget små områder, hvorfor der kun
blev udlagt 10 prøveflader i hvert af disse delområder, jf. kort 5.2 og tabel 5.2. Delområde A var
den vådeste del af lokaliteten, som var domineret af smalbladet kæruld (100 %), og med rig
forekomst af tue-kæruld (44 %), S. fallax (76 %) og S. cuspidatum (48 %). Delområde C havde
fugtig bund og var fuldstændig domineret af blåtop i tuer. Overgangen mellem delområde A og C
var meget skarp, se billede 5.2. Delområde B var en blanding af delområde A og C. Delområder
D1-D3 var partier i delområde C, hvor der var rig forekomst af lyse-siv, hhv. 90 %, 60 % og 30 %.
På resten af lokaliteten forekom lyse-siv kun sporadisk.
Generelt var der ikke meget træopvækst på lokaliteten. I den østlige del af delområde C, var der en
del ældre rødgraner og birke, der trivedes. Sphagnum-arter fra Palustria-sektionen var klumpet
fordelt og forekomsterne var tætte, hvælvede puder, der overvoksede den omkringværende
bevoksning. På lokaliteten var der stød i nedbrydning og på disse voksede brombær sp., hindbær,
lyng-snerre, skovstjerne, skovsyre og dueurt sp. I den vestlige del af lokaliteten voksede
ørnebregne fra den tilstødende ege-bevoksning ud på lokaliteten, hvor den ikke så ud til at trives,
da den her havde visne bladdele. Derudover blev der registret hedelyng på lokaliteten.
43

Feltundersøgelser i Gribskov
Tabel 5.2 – Lokalitet FM
Under arter er angivet arter registret på lokalitenen. A-D angiver delområderne og
herunder er angivet arternes hyppighed i % i delområderne. D-1, D-2 og D-3 angiver
tre separate små områder, hvor lyse-siv dominerede. + betyder at arten er observeret
i delområdet, men ikke registret indenfor prøvefladerne. - betyder at arten ikke er
observeret i delområdet.
Arter A B C D1 D2 D3
Smalbladet kæruld 100 68 12 - - +
Tue-kæruld 44 8 + - + +
Blåtop 12 72 100 50 50 90
Alm. star 4 + + 10 - 10
Bølget bunke + + + + + +
Birk sp. + + 4 20 + -
Mos spp. + 12 16 + 10 20
Lyse-siv + 8 4 90 60 30
Pil sp. + - - - - -
Smalbladet mangeløv + 4 8 - 10 +
Rødgran + - + - - -
Hedelyng - 4 + 20 - -
Brombær sp. - - + + - -
Hindbær - - + - - -
Lyng-snerre - - + - - -
Rød eg - - + - - -
Skovstjerne - - 12 - - -
Skovsyre - - 8 - + -
Ørnebregne - - + - - -
Alm. fredløs - - - - + -
Bjerg-rørhvene - - - + - -
Dueurt sp. - - + 10 - -
Hunde-hvene - - - - + -
Sphagnum fallax 76 76 28 40 20 80
Sphagnum cuspidatum 48 48 20 60 + +
Sphagnum magellanicum + - - + + +
Sphagnum palustre + 16 24 40 20 10
Sphagnum papillosum + - - - + -
Sphagnum riparium + - - - - -
Sphagnum fimbriatum - 12 20 20 70 80
Sphagnum squarrosum - 4 + 10 10 -
Sphagnum rubellum - - + - - 10
Sphagnum russowii - - + 10 - -
Sphagnum subnitens - - + + - -
Billede 5.1 Lokalitet FM set fra syd mod nord.
Forrest ses delområde A. Foto af Jill Grønberg
Nothlev, sommeren 2007.
Billede 5.2 Lokalitet FM. Overgangen mellem
delområde A og C. Foto af Jill Grønberg
Nothlev, sommeren 2007.
44

Feltundersøgelser i Gribskov
Tabel 5.3 – Lokalitet TT
Under arter er angivet arter registret på lokaliteten. A-C
angiver delområderne og herunder er angivet arternes
hyppighed i % i delområderne. + betyder at arten er
observeret i delområdet, men ikke registret indenfor
prøvefladene. - betyder at arten ikke er observeret i
delområdet.
rter A B C
Tue-kæruld 84 16 24
Smalbladet kæruld 8 48 +
Blåtop 8 20 92
Alm. star 4 80 8
Lyse-siv + 4 -
Smalbladet mangeløv + - 12
Birk sp. + - +
Fyr sp. + - -
Rødgran + - +
Mos spp. - - 32
Bølget bunke - - 8
Næbstar - - +
Sphagnum fallax 80 20 60
Sphagnum cuspidatum 8 80 +
Sphagnum palustre + + 4
Sphagnum fimbriatum - - 40
Sphagnum squarrosum - - 4
Sphagnum riparium - - +
Lokalitet TT blev opdelt i 3 delområder,
jf. kort 5.3 og tabel 5.3. Delområde A
udgjorde hovedparten af lokaliteten og
var meget homogen og våd. Delområde
A var domineret af to arter, tue-kæruld
(84 %) og S. fallax (80 %). Delområde B
var en form for lagg-zone, og var den
vådeste del af lokaliteten. Delområde B
var domineret af alm. star (80 %) og S.
cuspidatum (80 %) og med rig forekomst
af smalbladet kæruld (48 %). Hvor alm.
star og smalbladet kæruld stod, var de
dominerede. Delområde C var det
tørreste delområde, hvor blåtop
dominerede (92 %) med kraftig
tuedannelse. S. fallax (60 %) og S.
fimbriatum (40 %) havde en rig
forekomst og stod primært i vådpartier,
hvor blåtop-tuer stod mindre tæt.
Generelt for lokaliteten var, at grænsen
mellem skov og kær var meget skarp, på nær mellem skov og delområde C, hvor den var mere
flydende. I delområder A og C var der enkelte fyr spp. og rødgran, der mistrivedes, og få spredte
birketræer, som trivedes. Der blev observeret snoge og hugorme på lokaliteten, se billede 5.3 og
5.4.
Billede 5.3 Hugorm observeret på lokaliteten TT.
Foto af Jill Grønberg Nothlev, sommeren 2007.
Billede 5.4 Snog observeret på lokaliteten TT. Foto
af Jill Grønberg Nothlev, sommeren 2007.
45

Feltundersøgelser i Gribskov
Tabel 5.4 – Lokalitet SG
Under arter er angivet arter registret på lokaliteten. A-E angiver
delområderne, herunder er angivet arternes hyppighed i % i delområderne.
+ betyder at arten er observeret i delområdet, men ikke registret
indenfor prøvefladerne. - betyder at arten ikke er observeret i delområdet.
Arter A B C D E
Blåtop 100 100 68 92 44
Mos spp. 36 52 28 36 +
Bølget bunke 16 36 12 24 -
Hedelyng 4 4 + 12 -
Blåbær 4 + + - -
Tue-kæruld + 12 4 + 60
Smalbladet mangeløv + + 4 - -
Lyse-siv + + 12 + 8
Kærmysse + + - - +
Hindbær + + + - -
Birk sp. + 4 8 28 4
Alm. star + + 8 + 52
Ørnebregne - - + - -
Smalbladet kæruld - + 4 - 4
Rødgran - - + - -
Pil sp. - - + + +
Lyng-snerre - + - - -
Håret frytle - - + - -
Glanskapslet siv - - - - +
Eng-rørhvene - - 4 - -
Eg sp. - 4 + - -
Dunhammer sp. - - - - +
Dueurt sp. - + - - -
Blærerod sp. - - - - +
Alm. skjolddrager - - - - +
Sphagnum fallax 44 40 48 60 68
Sphagnum cuspidatum 40 20 44 40 92
Sphagnum fimbriatum 8 8 24 28 +
Sphagnum rubellum 4 4 - 4 +
Sphagnum palustre 4 8 8 16 4
Sphagnum capillifolium 4 4 4 8 -
Sphagnum subnitens + 4 + + -
Sphagnum magellanicum + + - + +
Sphagnum flexuosum + - - - -
Sphagnum squarrosum - - - - +
Sphagnum russowii - 4 - - -
Sphagnum riparium - - - 8 -
Sphagnum papillosum - + - 4 -
Lokalitet SG blev opdelt i 5 delområder, jf. kort 5.4 og tabel 5.4. Delområde A, B C og D var
forholdsvis ens områder. De var alle domineret af blåtop og med rig forekomst af S. fallax og S.
cuspidatum, og i delområde C og D fandtes S. fimbriatum også med forholdsvis stor frekvens.
Delområde E var meget vådt og var domineret S. cuspidatum (92 %) og havde rig forekomst af tuekæruld
(60 %), alm. star (52 %), blåtop (44 %) og S. fallax (68 %).
Overalt på hele lokaliteten var der birkeopvækst, som dog var mest udbredt i delområde D og i
tilsyneladende fremgang i delområde B og C. Træopvæksten så generelt ud til at trives. På
lokaliteten var der stød i nedbrydning og på disse voksede, ligesom for lokalitet FM, brombær spp.,
hindbær, lyng-snerre, skovstjerne, skovsyre og dueurt spp. Ligeledes var ørnebregne i den sydøstlige
del af lokaliteten, som voksede fra den tilstødende bøge-bevoksning ud på lokaliteten, hvor
den ikke så ud til at trives. Smalbladet kæruld forekom kun i små, sporadiske forekomster. I
lokalitetens nord-vestlige tange (se evt. kort 5.4) var der en lille brunvandet sø, hvori der voksede
blærerod sp.. Desuden blev der observeret flere hugorme på lokaliteten.
46

Feltundersøgelser i Gribskov
Tabel 5.5 – Lokalitet SGT
Under arter er angivet arter registret
på lokaliteten. A angiver delområdet,
herunder er angivet arternes hyppighed
i % i delområdet. + betyder at
arter er observeret i delområdet, men
ikke registret indenfor prøvefladerne.
Arter
A
Alm. star 68
Blåtop 32
Mos spp. 8
Tue-kæruld 4
Birk sp. +
Bølget bunke +
Lyse siv +
Smalbladet mangeløv +
Sphagnum fallax 64
Sphagnum palustre 56
Sphagnum cuspidatum 36
Sphagnum fimbriatum 16
Sphagnum capillifolium 4
Sphagnum magellanicum +
Sphagnum papillosum +
Sphagnum subnitens +
Sphagnum riparium +
Tabel 5.6 – Lokalitet TH
Under arter er angivet arter registret
på lokaliteten. A angiver delområdet,
herunder er angivet arternes hyppighed
i % i delområdet. + betyder at
arter er observeret i delområdet, men
ikke registret indenfor prøvefladerne.
Arter
A
Alm. star 92
Lyse-siv 8
Birk sp. 4
Mos spp. 4
Smalbladet mangeløv 4
Brombær sp. +
Bølget bunke +
Eng-rørhvene +
Rødgran +
Smalbladet kæruld +
Sphagnum fallax 84
Sphagnum palustre 68
Sphagnum fimbriatum 16
Sphagnum squarrosum 8
Sphagnum cuspidatum 4
Sphagnum riparium 4
Sphagnum capillifolium 4
Sphagnum magellanicum +
Sphagnum papillosum +
Sphagnum russowii +
Sphagnum rubellum +
Sphagnum subnitens +
Lokalitet SGT var til dels opdelt i to separate delområder,
jf. kort 5.5, men der blev kun udlagt prøveflader i den
østlige del, da det var vanskeligt at komme ud i den
vestlige del. Den analyserede del af lokaliteten var et
forholdsvis lille og homogent område både mht.
fugtighedsforhold og vegetation, og blev derfor ikke opdelt
i delområder, jf. tabel 5.5. Lokaliteten havde rig forekomst
af alm. star (68 %), S. fallax (64 %) og S. palustre (56 %).
Træerne blev ikke fjernet før vandstandshævning, og
derfor var der mange udgåede nåletræer på lokaliteten.
Der var nogle få levende birke, som så ud til at mistrives.
Den omgivende bevoksning stod helt ned til lokalitetens
kant. Der var tendens til at vegetationen bevægede sig
ind mellem træer, og der var en overgang på ca. en
meter. På lokaliteten var der ikke smalbladet kæruld, og
kun få forekomster af tue-kæruld.
Lokalitetens naturtype er ikke officielt bestemt. Den
vurderes her til naturtype 7140, efter nøgle i Skov- &
Naturstyrelsen (2000).
Lokalitet TH er et forholdsvis lille og homogent område
både mht. fugtighedsforhold og vegetation, og blev derfor
ikke opdelt i delområder, jf. kort 5.6 og tabel 5.6.
Lokaliteten var domineret af alm. star (92 %) og S. fallax
(84 %) og med rig forekomst af S. palustre (68 %).
Træerne blev ikke fjernet før vandstandshævning, og
derfor var der mange udgåede nåle- og birketræer på
lokaliteten. Der var kun få levende vedplanter på
lokaliteten, som alle så ud til at mistrives.
Den omgivende bevoksning stod helt ned til lokalitetens
kant. Der var tendens til at vegetationen bevægede sig
ind mellem træer, men overgangen var fortsat meget
skarp. Langs lokalitetens nordøstlige afgrænsning løb
grøften. På lokaliteten blev der ikke registret blåtop og
tue-kæruld, og kun mindre forekomster af smalbladet
kæruld. Lyse-siv forekom sporadisk på lokaliteten på
lokaliteten, men var fuldstændig dominerende i grøften.
Lokalitetens naturtype er ikke officielt bestemt. Den
vurderes her til naturtype 7140, efter nøgle i Skov- &
Naturstyrelsen (2000).
47

Feltundersøgelser i Gribskov
Hvorledes vegetationssammensætningen er i et delområde,
afhænger også af vandstandsforholdene. Vandstandsforholdene
blev subjektivt vurderet og givet en værdi fra 1-4,
hvor 1 = meget vådt, 2 = vådt, 3 = vådt til fugtigt og 4 =
fugtigt. Resultaterne fremgår af tabel 5.7.
FM-A
For at analysere hvilke arter eller typer af arter, der FM-B
FM-C
prægede delområderne, er der lavet diagrammer, der for
FM-D1
hvert delområde viser den procentvis fordeling af FM-D2
Sphagnum-arter og/eller karplante-arter (incl. mos spp.).
FM-D3
TT-A
Antallet af registreringer for hver art i et givent delområde
TT-B
svarer til antallet af prøveflader i delområdet. I alle TT-C
delområder var der arter, der blev ikke registreret på nogen SG-A
SG-B
af prøvefladerne. For at få disse arter med i den samlede
SG-C
registrering, er der lagt én til alle registreringsantal. Eks.: SG-D
Alm. star på lokaliteten TH, delområde A, har et SG-E
SGT
registreringsantal på 92/4 + 1 = 23 + 1 = 24, mens
TH
smalbladet kæruld får 0 + 1 = 1. Frekvensen divideres med
4 for alle delområder, på nær lokalitet FM, delområde D1-
D3, hvor der divideres med 10, da der kun er udlagt 10 prøveflader i hver.
Tabel 5.7 – Vandstandsforhold
Vandstandsforholdene i delområderne
blev vurderet subjektivt på
en skala fra 1-4, hvor 1 = meget
vådt, 2 = vådt, 3 = vådt til fugtigt og 4
= fugtigt.
Lokalitet 1 2 3 4
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
Den procentvise fordeling af registreringer af hhv. Sphagnum-arter og karplante-arter (incl. mos
spp.) i hvert delområde, fremgår af figur 5.1. Det er illustreret, hvor stor en procentdel af det
samlede antal registreringer hhv. Sphagnum-arter og karplante-arter udgør i hvert delområde.
Diagrammet viser, at Sphagnum-registreringerne udgør mellem 32-51 % af det samlede antal
registreringer i delområder, hvor træerne blev fjernet, og 60-61 %, hvor træerne ikke blev fjernet, jf.
tabel 5.1.
Den procentvise fordeling af registreringer af karplante-arter (incl. mos spp.) i hvert delområde,
hvor arterne enten er repræsenteret som en enkelt art eller som del af en gruppe, fremgår af figur
5.2. Det er illustreret, hvor stor en procentdel af det samlede antal registreringer af karplante-arter
(incl. mos spp.), en enkelt art eller en gruppe udgør i et delområde. Gruppen Naturtype-arter
omfatter de arter, som kan genfindes på artsoversigten for naturtype 6410, jf. Plöger & Asbjerg
(2007a) og naturtype 7140, jf. Plöger & Asbjerg (2007b), mens gruppen Ikke-naturtype-arter
omfatter arter som ikke fremgår af disse artsoversigter. Diagrammet viser en tendens til, at blåtop
og grupperne Naturtype-arter og Ikke-naturtype-arter udgør hovedparten af registreringerne i
delområder, der har vandstandsforholdsværdi 3 eller 4. I delområder med vandstandsforholdsværdi
1 og 2, er tendensen, at kæruld-arter og alm. star udgør hovedparten af registreringerne i
delområderne.
Den procentvise fordeling af registreringer af Sphagnum-arter i hvert delområde, hvor arterne
enten er repræsenteret som en enkelt art eller som en sektion, fremgår af figur 5.3. Det er
illustreret, hvor stor en procentdel af det samlede antal registreringer af Sphagnum-arter, en enkelt
art eller en gruppe udgør i et delområde. Diagrammet viser, at S. fallax, S. fimbriatum og arter fra
Palustria-sektionen – primært S. palustre, jf. tabler med vegetationsanalyse resultaterne – udgør
over 50 % af alle registreringerne i alle delområderne.
48

Feltundersøgelser i Gribskov
Den procentvise fordeling af antal registrerede Sphagnum-arter og karplante-arter for hvert
delområde fremgår af figur 5.4. Her er det illustreret, hvor stor en procentdel af alle de registrerede
arter hhv. Sphagnum-arter og karplante-arter udgør i et delområde. Sphagnum-arter udgør i
gennemsnit for alle delområder 39 % af alle de registrerede arter.
Resultater af de kemiske analyser fremgår af tabel 5.8. Der blev ikke indsamlet tørveprøve på
lokalitet TT, delområde B, da S. fallax kun forekom meget spredt og det var derfor ikke muligt at
indsamle tilstrækkeligt med prøvemateriale indenfor et mindre område. Resultaterne viser ikke
nogle nævneværdige forskelle i analyseparametrene mellem delområder eller lokaliteter. Der er
dog en tendens til, at Ca 2+ -koncentrationen på lokalitet SG ligger lidt højere end for de øvrige
lokaliteter.
Tabel 5.8 – Resultat af kemiske analyser
Tabellen indeholder resultaterne af de kemiske analyser af vand- og tørveprøverne. Resultaterne er et
gennemsnit af prøverne indsamlet i hvert delområde. I alle delområder, på nær FM-D, blev der indsamlet 3
prøver. I FM-D blev indsamlet to prøver i hvert område. Der blev ikke indsamlet tørveprøve i TT-B.
Lokalitet Ledningsevne
pH K + Ca 2+ PO 4 -P NO 2 +NO 3 -
N
NH4+NH 3 -
N
Total tilg.
N
Total-N
i tørv
C/N
i tørv
μS/cm mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L N/mg TW
FM-A 89 4,6 0,7 1,8 0,002 0,013 0,093 0,106 0,882 0,019
FM-B 89 3,9 1,1 1,6 0,010 0,007 0,059 0,065 1,019 0,023
FM-C 72 4,3 1,4 1,7 0,018 0,004 0,000 0,004 1,338 0,030
FM-D1 77 3,9 1,3 1,7 0,005 0,005 0,035 0,040 1,268 0,028
FM-D2 57 4,9 3,1 1,1 0,123 0,006 0,712 0,718 1,390 0,030
FM-D3 83 4,0 0,7 1,2 0,004 0,004 0,017 0,021 1,235 0,027
TT-A 45 4,1 0,3 0,6 0,006 0,005 0,040 0,045 1,305 0,029
TT-B 29 4,6 0,5 1,4 0,017 0,003 0,000 0,003 - -
TT-C 30 4,4 0,9 0,7 0,012 0,011 0,005 0,016 1,368 0,030
SG-A 102 3,7 0,2 2,3 0,195 0,017 0,024 0,041 1,207 0,027
SG-B 107 3,8 0,6 3,3 0,101 0,022 0,041 0,062 1,206 0,027
SG-C 89 4,1 1,6 6,9 0,048 0,022 0,000 0,022 1,472 0,033
SG-D 89 3,9 1,2 2,8 0,086 0,011 0,051 0,062 1,370 0,031
SG-E 76 3,9 0,1 3,0 0,004 0,009 0,039 0,048 1,254 0,028
SGT 47 4,1 0,2 1,9 0,014 0,005 0,026 0,031 1,136 0,026
TH 36 4,2 0,4 0,2 0,036 0,001 0,001 0,002 1,063 0,023
I tabel 5.9 er vist standard intervalværdier for kemiske analyseparametre for ekstremfattigkær. Det
ses, at denne undersøgelses resultater, med få undtagelser, ligger under intervallernes højeste
værdi.
Tabel 5.9 – Analyseparametre
Standard-intervalværdier for en række kemiske
analyseparametre målt i vandprøver fra ekstremfattigkær.
Værdier er fra forskellige afhandlinger [efter Risager 2005].
Analyseparameter
Ekstremfattigkær
Ledningsevne (μS/cm) 189 - 225
pH 4,0 - 5,9
K + (mg/L) 1,5 - 9,1
Ca 2+ (mg/L) 1,7 - 8,0
PO 4 -P (mg/L) 0,003 - 0,007
NO 2 +NO 3 -N (mg/L) 0,008
NH4+NH 3 -N (mg/L) 0,19 - 0,28
49

Feltundersøgelser i Gribskov
100%
Procentvis fordeling af registreringer af hhv. Sphagnum -arter
og karplante-arter i hvert delområde
%-vis fordeling af registringer
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
Karplanter
Sphagnum
TH (2)
SGT (1)
SG-E (1)
SG-D (4)
SG-C (3)
SG-B (3)
SG-A (3)
TT-C (3)
TT-B (1)
TT-A (2)
FM-D3 (3)
FM-D2 (3)
FM-D1 (3)
FM-C (4)
FM-B (2)
FM-A (2)
Delområder
Figur 5.1 Procentvis fordeling af registreringer af hhv. Sphagnum-arter og karplante-arter (incl. mos spp.) i
hvert delområde. Søjlerne viser, hvor stor en procentdel af det samlede antal registreringer Sphagnum-arter
og karplante-arter udgør i et delområde. Tal i parentes angiver delområdernes vandstandsforholdsværdi.
100%
Procentvis fordeling af registreringer af karplante-arter i hvert delområde
%-vis fordeling af registreringer
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
Lyse-siv
Hedelyng
Træarter
Ikke-naturtype-arter
Naturtype-arter
Alm. star
Smalbladet kæruld
Tue-kæruld
Blåtop
TH (2)
SGT (1)
SG-E (1)
SG-D (4)
SG-C (3)
SG-B (3)
SG-A (3)
TT-C (3)
TT-B (1)
TT-A (2)
FM-D3 (3)
FM-D2 (3)
FM-D1 (3)
FM-C (4)
FM-B (2)
FM-A (2)
Delområder
Figur 5.2 Procentvis fordeling af registreringer af karplante-arter (incl. mos spp.) i hvert delområde, hvor
arterne enten er repræsenteret som en enkelt art eller som del af en gruppe. Søjlerne viser, hvor stor en
procentdel af det samlede antal registreringer en enkelt art eller en gruppe udgør i et delområde. Gruppen
Naturtype-arter omfatter alm. fredløs, alm. skjolddrager, bjerg- og eng-rørhvene, blærerod sp., blåbær,
brombær sp, bølget bunke, dueurt sp., glanskapslet siv, hindbær, hunde-hvene, håret frytle, smalbladet
mangeløv og næbstar. Gruppen Ikke-naturtype-arter omfatter dunhammer sp, kærmysse, lyng-snerre, mos
spp., skovstjerne, skovsyre og ørnebregne. Tal i parentes angiver delområdernes vandstandsforholdsværdi.
50

Feltundersøgelser i Gribskov
Procentvis fordeling af registreringer af Sphagnum-arter i hvert delområde
%-vis fordeling af registringer
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
Squarrosa - S. squarrosum
Palustria - alle arter
Acutifolia - øvrige arter
Acutifolia - S. fimbriatum
Cuspidatum - øvrige arter
Cuspidatum - S. fallax
Cuspidatum - S. cuspidatum
TH (2)
SGT (1)
SG-E (1)
SG-D (4)
SG-C (3)
SG-B (3)
SG-A (3)
TT-C (3)
TT-B (1)
TT-A (2)
FM-D3 (3)
FM-D2 (3)
FM-D1 (3)
FM-C (4)
FM-B (2)
FM-A (2)
Delområde
Figur 5.3 Procentvis fordeling af registreringer af Sphagnum-arter i hvert delområde, hvor arterne enten er
repræsenteret som en enkelt art eller som sektion. Søjlerne viser, hvor stor en procentdel af det samlede antal
registreringer en enkelt art eller en sektion udgør i et delområde. Palustria – alle arter omfatter S. palustre, S.
magellanicum og S. papillosum. Acutifolia – ørige arter omfatter S. capillifolium, S. russowii, S. rubellum og
S. subnitens. Cuspidatum – øvrige arter omfatter S. flexuosum og S. riparium. Tal i parentes angiver
delområdernes vandstandsforholdsværdi.
Procentvis fordeling af antallet af registreret Sphagnum-arter og
karplante-arter for hvert delområde
100%
90%
11 10 19 10 10 8 9 5 10 12 16 18 9 13 8 10
%-vis fordeling af antal arter
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
Karplanter
Sphagnum
10%
0%
6 5 8 8 7 6 3 3 6 9 10 6 10 7 9 12
TH (2)
SGT (1)
SG-E (1)
SG-D (4)
SG-C (3)
SG-B (3)
SG-A (3)
TT-C (3)
TT-B (1)
TT-A (2)
FM-D3 (3)
FM-D2 (3)
FM-D1 (3)
FM-C (4)
FM-B (2)
FM-A (2)
Delområder
Figur 5.4 Procentvis fordeling af antallet af registreret Sphagnum-arter og karplante-arter (incl. mos spp.) for
hvert delområde. Søjlerne viser, hvor stor en procentdel af alle de registrerede arter hhv. Sphagnum-arter og
karplante-arter udgør. Tal på søjlerne angiver antallet af registrerede arter i hvert delområde. Tal i parentes
angiver delområdernes vandstandsforholdsværdi.
51

Feltundersøgelser i Gribskov
Kort 5.2 Lokalitet FM. De pink streger angiver afgrænsningen af lokaliteten samt delområderne
A-C og D1-D3. Den omgivende bevoksning består af rødgran på 20-40 år, på nær mod vest,
hvor den består af eg, alder ukendt. Ortofoto 2004 [Mapinfo Skov- & Naturstyrelsen].
52

Feltundersøgelser i Gribskov
Kort 5.3 Lokalitet TT. De pink streger angiver afgrænsningen af lokaliteten samt delområderne A-C. Det
prikkede område angiver en holm med birketræer. Den omgivende bevoksning er på østsidens nordlige del
80-90 år gamle bøge og på den sydlige del ca. 60 år gamle ege. Mod nord og syd er der rødgran på hhv. 20-
30 år og ca. 50 år. Mod vest er der forholdsvis nyplantet eg og birk. Ortofoto 2004 [Mapinfo Skov- &
Naturstyrelsen].
53

Feltundersøgelser i Gribskov
Kort 5.4 Lokalitet SG. De pink streger angiver afgrænsningen af lokaliteten samt delområderne A-E. Den
omgivende bevoksning består af bøg mod sydøst, rødgran mod nordøst og sydvest og eg mod nordvest og
holm på lokaliteten. Ortofoto 2004 [Mapinfo Skov- & Naturstyrelsen].
54

Feltundersøgelser i Gribskov
Kort 5.5 Lokalitet SGT. De pink streger angiver afgrænsningen af lokaliteten. Den omgivende
bevoksning består af ca. 20 år gammel rødgran. Ortofoto 2004 [Mapinfo Skov- & Naturstyrelsen].
Kort 5.6 Lokalitet TH. De pink streger angiver afgrænsningen af lokaliteten. Den omgivende
bevoksning består af rødgran plantet efter 1991. Ortofoto 2004 [Mapinfo Skov- & Naturstyrelsen].
55

Feltundersøgelser i Gribskov
5.3 Tolkning af resultater
På lokaliteterne var der rødgransbevoksninger før den naturlige hydrologi blev reetableret.
Jordbundsforholdene har derfor antageligt været meget sure og næringsfattige. Da næringsstofsforholdene
og pH forventes at spille en afgørende rolle mht. hvilken vegetation der vil udvikle sig i
et område, forventes det, at der i disse områder vil etablere sig en vegetation, der er præget af
plantearter tilpasset disse forhold, eksempelvis Sphagnum og andre fattigkærarter. Vegetationsundersøgelserne
viser, at der i de undersøgte områder har etableret sig en sådan vegetation, med
rig forekomst af Sphagnum og andre arter karakteristiske for sure og næringsfattige miljøer.
Områderne har derfor udviklet sig i den forventede retning, mod hedemose og
fattigkær/hængesæk-samfund med rig forekomst af Sphagnum, kæruld og blåtop.
Ifølge kortlægningen i forbindelse med udarbejdelsen af Basisanalyse (2006) og Skovbasisanalyse
(2007) er lokaliteterne FM, TT og SG kortlagt som naturtype 7140 (Hængesæk og andre
kærsamfund dannet flydende i vand). For lokaliteterne SGT og TH er naturtypen ikke officielt
bestemt (naturtype 9999), men er i forbindelse med dette speciale blevet vurderet som værende
naturtype 7140. Lokalitet SG er officielt også udpeget som naturtype 6410 (Tidvis våde enge på
mager eller kalkrig bund, ofte med blåtop) og denne naturtype vurderes endvidere at forekomme
på lokalitet FM og TT. Groft sagt kan det siges at delområder med vandstandsforholdsværdi 1 og 2
var 7140 og delområder med værdi 3 og 4 var 6410, jf. tabel 5.7. Det hænger også sammen med
teorien om, at hvor der ikke etableres vedvarende frit vandspejl (vandstandsforholdsværdi 3 og 4)
samt er næringsfattigt, vil der udvikle sig hedemose (figur 2.4) med eksempelvis blåtop, Sphagnum
og lyse-siv [Mikkelsen 1980], mens der med vedvarende frit vandspejl (vandstandsforholdsværdi 1
og 2), som ikke er for dybt, vil udvikles hængesæk, da Sphagnum kræver forholdsvis lavvandede
forhold for at kunne etablere sig [Gore 1983]. På lokaliteterne TT og SG var der også forekomster
af naturtype 3160 (Brunvandede søer og vandhuller). Disse blev betragtet som en del af 7140.
Fordelingen af naturtyperne efter vandstandsforhold kan også ses af figur 5.2. Det blev observeret,
at hvor der ikke var etableret permanent frit vandspejl var blåtop stærkt dominerende og hvor der
var permanent vandspejl dannede Sphagnum et tæt bunddække. Blåtop udgør en betydelig del af
registreringer i delområder med vandstandsholdsværdi 3 og 4, hvilket også ses af figur 5.2, men
var dog langt mere dominerende end figur 5.2 viser. Skulle det have fremgået, skulle
dækningsgraden også have været bestemt. Af figur 5.2 fremgår det også at Ikke-naturtype-arter
udgør den største del af registreringerne de fugtige områder, hvilket primært hænger sammen med
at de flest er knyttet til stød, som ikke var oversvømmet i disse områder. Derudover viser figur 5.2
også fint, at de arter, som kæruld og alm-star, som er forbundet med hængesækken, dominerer i
delområder med vandstandsforholdsværdi 1 og 2. Mht. til Sphagnum, så fandtes de i alle
delområder, hvilket figur 5.1 også viser. Dog ses det også af figur 5.1, at der ikke er nogen
sammenhæng mellem hvor stor en del af alle registreringerne Sphagnum udgør, og hvor vådt der
er. Sphagnum dannede dog kun tæt bunddække (hængesæk), hvor der var frit vandspejl. I mellem
blåtop-tuerne kunne Sphagnum findes i form af få skud, hvor der var fugtigt, men som større
bestande, hvor der var vådere. Skulle det have fremgået tydeligere, skulle dækningsgraden
ligeledes have været bestemt.
Ved vegetationsanalyserne blev i der registreret 6 karplantearter, som ikke er på artsoversigten for
hverken naturtype 6410 eller 7140, jf. hhv. Plöger & Asbjerg (2007a) og Plöger & Asbejrg (2007b).
Der er arterne dunhammer sp., kærmysse, lyng-snerre, skovstjerne, skovsyre og ørnebregne.
Lyng-snerre, skovstjerne og skovsyre blev primært observeret på eller ved stød. Ørnebregne
56

Feltundersøgelser i Gribskov
fandtes på lokaliteter, hvor den også fandtes i den tilstødende skovbevoksning. Arten er primært en
tørbundsart, og så ikke ud til at trives og forventes ikke at blive et problem pga. af de våde forhold.
Kærmysse og dunhammer blev kun registreret på lokaliteten SG. Kærmysse kan forventes at
findes i hængesæk og tørvemoser [Frederiksen et al. 2006]. Dunhammer findes normalt ved
søbredder hvor den danner rørskov og er bestandsdannende [Frederiksen et al. 2006], og bør ikke
findes i hængesæk og tørvemoser. Dunhammer kan sprede sig aggressivt, og der bør derfor
holdes øje med den [Hald 2007]. Ellers er der ingen indikationer på, at vegetationsudviklingen
udvikler sig væk fra fattigkærsamfund. På lokalitet SG er der dog en del birkeopvækskt, der kan
ændre området væk fra den lysåbne naturtype.
Mht. hvilke Sphagnum-arter der blev registreret, så betragtes S. fallax, S. palustre og S. fimbriatum
som problem-arter, jf. feltskema til naturovervågning på By- og Landskabsstyrelsens (2008)
hjemmeside. Det kan skyldes at de trives under let oligotrofe til mesotrofe forhold [DNF 2008]. Ser
man på fordelingen af Sphagnum-arter, jf. figur 5.4, ses det at S. fallax, S. fimbriatum og arter fra
Palustris-sektion – primært S. palustre, jf. tabel med vegetationsanalyse resultaterne – udgør over
50 % af alle registreringerne i alle delområder. Der er således er rig forekomst af de lidt mere
næringselskende Sphagnum-arter. Det vurderes dog ikke umiddelbart som et problem på
lokaliteterne, da der også blev registreret positiv-arter og særligt værdifulde positiv-arter (jf.
feltskema), såsom S. cuspidatum, S. magellanicum fra Palustria-sektionen og S. rubellum fra
Acutifolia-sektionen, og disse arter så ud til at trives.
Sammenligning af de registrerede arter med artsoversigterne for 6410 og 7140 viser, at mange af
de arter, som betragtes som karakteristiske og almindeligt forekommende, ikke fandtes på
lokaliteterne. Kun hedelyng blev registreret, mens arter som revling, tranebær og rundbladet soldug
var fuldstændig fraværende. Hedelyng blev registreret på lokaliteterne SG og FM, og her kun
meget sporadisk. Dog synes der, at være potentiale for, at de manglende arter vil kunne invadere
områderne, men først på sigt, da der i de fleste af de delområder, hvor Sphagnum-arter har dannet
et tæt bunddække, fortsat er for vådt og ustabilt, og tørvedannelsen endnu ikke er tilstrækkelig
fremskreden til at kun huse arterne.
Til lokalitet TT ligger der en potentiel spredningskilde lige op til lokaliteten. Det er et område, hvor
den naturlige hydrologi er blevet reetableret i 1986 19 . Her blev der observeret tranebær, rundbladet
soldug og blomstersiv (Scheuchzeria palustris). I kraft af, at der blev observeret blomstersiv,
formodes det, at der har været et veletableret kærsamfund før indgrebet, da det virker usandsynligt
at arten skulle være indvandret på så relativt kort tid. Men i forhold til lokalitet TT betyder det, at der
er en spredningskilde for i hvert fald to karakteristiske fattigkærsarter meget nær ved.
Resultaterne at de kemiske analyser viser er at der ikke er nogen nævneværdig forskel mellem
lokaliteter og delområder. De viser generelt, at der i alle delområder er næringsfattigt og surt,
hvilket det også forventes, eftersom der før vandstandshævningen var rødgransbevoksning, samt
at der er rig forekomst at Sphagnum. Sphagnum sænker aktivt pH i mosevandet ved at optage
Ca 2+ fra vandet og udskille H + [Clymo & Hayward 1982]. Endvidere øger Sphagnum koncentration
af plantetoksiske forbindelser og fjerner næringsstofferne [Kangas 1990].
Sammenholdes resultaterne fra de kemiske analyser med standardintervalværdierne for
ekstremfattigkær (tabel 5.9), ligger resultaterne indenfor eller tæt ved intervallerne. For en del af
19 Vegetationen i dette område blev ikke analyseret. Området blev besøgt, men fravalgt, idet området er meget stort samt
fordi sommerens store nedbørsmængde gjorde det svært at komme omkring i området.
57

Feltundersøgelser i Gribskov
resultaterne gælder det, at de ligger lavere end intervallerne, hvilke sandsynligvis skyldes at der
faldt megen regn sommeren 2007, hvilket har fortyndet mosevandet. Det er således
næringsstofsforhold som er gunstige for ekstremfattigkær.
Det er interessant at se, at resultaterne af de kemiske analyser viser, at der ikke umiddelbart er
nogen forskel på om træerne fjernes eller ej, da der ikke er nogen forskel mellem lokalitet SGT
(træer ikke fjernet) og delområde SG-E (træer fjernet). SGT og SG-E kan med rette sammenlignes,
da vandstanden er blevet hævet samme år (1999), vandstandsforholdene er relativt ens og de
ligger meget tæt på hinanden. SGT og SG-E er dog forbundet via en smal tange, så deres meget
identiske vandkemiforhold kan skyldes dette faktum. Det synes dog modbevist af, at
vandkemiforholdene på lokalitet TH (træerne ikke fjernet) ikke adskiller sig nævneværdigt fra de
andre lokaliteter. TH ligger fuldstændig afskåret fra de to andre lokalitet, jf. kort 5.1, men kan med
rette sammenlignes med SGT og SG-E, da den ligger i den samme del at skoven,
vandstandsforholdene er relativt ens med SGT og SG-E, og vandstanden er hævet samme år.
Konklusionen på denne undersøgelses resultater for disse områder er, at det ikke umiddelbart har
nogen betydning, om træerne fjernes eller ej - i hvert fald efter 9 år. Blemmer et al. (2007) fandt, at
næringsstofsforholdene efter en kort årrække vil være stabiliseret, hvilket netop også ses på de
undersøgte lokaliteter, i kraft af at der ikke nogen umiddelbar forskel på, om det er 9-10 år siden
eller mere end 17 år siden vandstandshævningen fandt sted.
De kemiske resultater fra SGT, SG-E og TH viser, at der efter 9 år ikke har nogen betydning for
vandkemi om træer fjernes eller ej, men der synes dog at kunne spores en forskel i vegetationen.
Figur 5.1 viser nemlig, at på lokaliteter SGT og TH udgjorde Sphagnum den størstedel af det
samlede antal registreringerne (60-61 %), mens Sphagnum på de øvrige lokaliteter udgjorde 32-51
%. Det kan skyldes at Sphagnum i lidt højere grad er skyggetolerant end f.eks. blåtop, lyse-siv og
kæruld-arterne, som ellers, i alle andre delområder, er meget udbredte, som det også fremgår af
figur 5.2. Af figur 5.2 ses, at de 4 arter i alle lysåbne områder udgør minimum 50 % af det samlede
antal registreringer. At lysmængden er en årsag til at Sphagnum udgør en større del af
registreringer, hvor træerne er fjernet, underbygges af, at Sphagnum-arter udgør en større
procentdel af del samlede antal registrerede arter i SGT og TH samt i SG-D, jf. figur 5.3, som alle
er mindre lyseksponerede end resten af delområderne. SGT og TH er forholdsvis små områder
med rødgranbevoksning helt ned det områdernes kant, samt mange døde træer i området, mens
der i delområde SG-D er en tæt birkeopvækst og partier med bar jord. At Sphagnum ikke udgør en
større del af registreringer i SG-D, skyldes at der kun var fugtig bund.
Om træerne fjernes eller ej synes således at have en betydning for vegetationen, da udviklingen
synes at går langsommere, når træerne ikke fjernes.
Mht. til antallet af år siden vandstandshævning i forhold til lokaliteternes vegetation, er der ikke
nogen tendens at spore. SG og FM, hvor vandstanden blev hævet for hhv. 9 år og over 17 år
siden, har begge et højt artsantal – i forhold de andre lokaliteter – mens TT hvor vandstanden
blevet hævet for 12 år siden har det lavest artsantal. For alle tre lokaliteter er der på skovkort
angivet kær-signatur før vandstandshævning, så det kan ikke forklare, hvorfor TT er bagud. Hvad
der kan være årsag vides ikke, men vandstandshævningen kan have været større i TT.
Det vil være meget interessant at følge lokaliteternes udvikling, hvilket også er baggrunden for at
resultaterne af vegetationsanalyser er på tabelform og at delområder indtegnet på kort. Således er
der skabt et udgangspunkt til monitering af lokaliteternes udvikling, inspireret af Rune (2007), som
har besøgt områder i Gribskov, som blev moniteret i 1915.
58

Konsekvensvurdering af arter og naturtyper
6 Konsekvensvurdering af naturtyper og arter
I dette kapitel vurderes det, hvilke konsekvenser reetablering af naturlig hydrologi kan have for
arter og naturtyper, der forekommer i Gribskov, og som er udpeget for habitatområdet og
fuglebeskyttelsesområdet, samt bilag IV-arter.
I konsekvensvurderingen vil der blive lagt særlig vægt på de naturtyper og arter der udgør
udpegningsgrundlaget. Nyindvandrede og nykonstaterede naturtyper og arter vil kun kort blive
vurderet, og kun de bilag IV-arter, som ifølge Basisanalyse (2006) og Grønning & Lind (2004)
forekommer i Gribskov, vil blive vurderet. Afslutningsvis opsummeres det, hvilke naturtyper der
kræver særlige hensyn ved reetablering af naturlig hydrologi indenfor projektområdet, jf. bilag 4,
samt hvilke konsekvenser indgrebet har for arterne.
6.1 Naturtyper udpeget for habitatområde nr. 117
Naturtyperne i Gribskov kan opdeles i skovnaturtyper og lysåbne naturtyper.
Ud fra registreringer, i forbindelse med udarbejdelsen af basisanalyserne for Gribskov, fremgår det,
ikke overraskende, at de fremherskende naturtyper i Gribskov er skovnaturtyperne, jf. tabel 6.1,
som, jf. udpegningsgrundlaget (boks 3.1), omfatter:
• Bøgeskove på morbund uden kristtorn (9110)
• Bøgeskove på muldbund (9130)
• Egeskove og blandskove på mere eller mindre rig jordbund (9160)
• *Skovbevoksede tørvemoser (91D0)
• *Elle- og askeskove ved vandløb, søer og væld (91E0)
De lysåbne naturtyper udgør en langt mindre del af det samlede kortlagte areal, jf. tabel 6.1. De
udpegede lysåbne naturtyper er, jf. udpegningsgrundlaget (boks 3.1):
• Brunvandede søer og vandhuller (3160)
• Vandløb med vandplanter (3260)
• Tidvis våde enge på mager eller kalkrig bund, ofte med blåtop (6410)
• Bræmmer med høje urter langs vandløb eller skyggende skovbryn (6430)
• Hængesæk og andre kærsamfund dannet flydende i vand (7140)
• *Kilder og væld med kalkholdigt (hårdt) vand (7220)
• Rigkær (7230)
Naturtypen Tørre dværgbusksamfund (heder) (4030) blev ikke fundet ved kortlægningen i
forbindelse med basisanalyserne, og vil derfor ikke blive konsekvensvurderet. De arealer, der ved
udpegningen, blev antaget at indeholde naturtypen, er i dag så ændrede, at de ikke længere kan
defineres som naturtypen [Basisanalyse 2006].
I habitatområderne er der områder, der ikke er kortlagt, idet Skov- og Naturstyrelsen til
skovbasisanalysen kun skulle kortlægge de fredskovpligtige arealer, hvilket også betyder at
skovnaturtyper på ikke-fredskovspligtige arealer ikke er kortlagt [Basisanalyse 2006]. Derudover er
der lysåbne arealer indenfor Gribskovs fredskovpligtige areal, som er kortlagt, men naturtypen er
ikke bestemt. Disse områder er betegnet naturtype 9999, og vil indgå i den afsluttende vurdering
af, hvor naturlig hydrologi kan reetableres.
59

Konsekvensvurdering af arter og naturtyper
Tabel 6.1 – Registrerede naturtyper i habitatområde nr. 117, Gribskov.
I habitatområdet er kortlagt i alt 3194,1 ha, hvor af 1977,1 ha er kortlagt af Skov- og Naturstyrelsen og
1217,0 ha af Frederiksborg Amt. Der er registreret i alt 21 forskellige naturtyper, hvoraf 8 ikke er på
udpegningsgrundlaget. Habitatområdets samlede areal, Natura 2000-arealet, er 6042 ha. Det samlede
fredskovpligtige areal er 4953 ha, mens det samlede skovbevoksede areal er 5030 ha. Naturtypenavne
fremgår af bilag 6. [Basisanalyse 2006, Basisanalyse 2006]
1 Kortlægning er foretaget af Frederiksborg Amt. 2 Kortlægning er foretaget af Skov- og Naturstyrelsen.
* Naturtypen opgøres i længde, ikke areal.
Naturtype nr. Areal (ha) Antal
registrerede
forekomster
% af fredskovspligtigt
areal
% af skovbevokset
areal
% af samlede
kortlagte
areal
% af Natura
2000-arealet
Naturtyper på udpegningsgrundlaget
3160 1 23,5 28 - - 0,7 0,4
3260 1, * 17558 m* - - - - -
4030 1 0 0 - - 0,0 0,0
6410 1 7,1 10 - - 0,2 0,1
6430 1 0,004 2 - - >0,01 >0,01
7140 1 20,6 38 - - 0,6 0,3
7220 2 0,24 - 0,005 0,005 0,01 >0,01
7220 1 4,4 10 - - 0,1 0,1
7230 1 11,3 13 - - 0,4 0,2
9110 2 864,9 - 17,5 17,2 27,1 14,3
9130 2 592,5 - 12,0 11,8 18,5 9,8
9160 2 230,6 - 4,7 4,6 7,2 3,8
91D0 2 142,4 - 2,9 2,8 4,5 2,4
91D0 1 0,53 3 - - 0,02 0,01
91E0 2 146,5 - 3,0 2,9 4,6 2,4
Nyindvandrede og nykonstaterede naturtyper
3130 1 0,002 1 - - >0,01 >0,01
3140 1 0,11 1 - - >0,01 >0,01
3150 1 17,6 8 - - 0,6 0,3
6210 1 0,22 1 - - 0,01 >0,01
6230 1 13,6 5 - - 0,4 0,2
7110 1 0,31 1 - - 0,01 0,01
7120 1 4,9 2 - - 0,2 0,1
9190 2 9,5 - 0,2 0,2 0,3 0,2
Det gælder for langt de flest naturtyper, at bevaringsstatus ikke er vurderet, hverken lokalt eller
nationalt.
Udbredelsen af kortlagte naturtyper i projektområdet fremgår af bilag 7-22. Udbredelseskort for
kortlagte naturtyper for hele Gribskov, findes på vedlagte CD-rom, jf. bilag 30. Udbredelseskort for
naturtyperne 3130, 3150, 6230, 7230 og 9190 findes kun på CD-rommen, da de ikke er
registrerede indenfor projektområdet. Udbredelseskort for naturtype 3260 og 4030 findes ikke, da
det hhv. ikke har været muligt at få kendskab til udbredelsen og at naturtypen ikke er registreret i
Gribskov.
6.1.1 Skovnaturtyper
De fem skovnaturtyper udgør ca. 39 % af det skovbevoksede areal, jf. tabel 6.1. Det kan
sammenholdes med, at kun 56 % af det skovbevoksede areal udgøres af løvtræsarter, mens de
resterende 44 % udgøres af nåletræsarter, jf. afsnit 3.3.
60

Konsekvensvurdering af arter og naturtyper
9110 Bøgeskove på morbund uden kristtorn og 9130 Bøgeskove på muldbund
De to mest udbredte naturtyper i Gribskov er bøg på mor (9110) og bøg på muld (9130), jf. tabel
6.1. 9110 omfatter bøgeskove, hvor jordbunden er sur, og der har fundet morbundsdannelse sted,
og hvor der ikke naturligt forekommer selvsået kristtorn (eller taks). 9130 omfatter bøgeskove, hvor
jordbunden ikke er sur eller kalkrig, således at muldbund dominerer [Skov- og Naturstyrelsen
2000]. Generelt for hele landet er, at bøgeskovsnaturtypernes udbredelse gennem de sidste 150-
200 år har været i fremgang, bl.a. pga. sænket grundvandsstand. Hvor vandstanden er blevet
sænket er fremgangen sket på bekostning af mere fugtigbundede skovtyper [Møller 2000].
De største trusler mod disse naturtyper er konvertering, jordbearbejdning og næringsstoftilførsel
[Søgaard et al. 2005].
Bevaringsstatus er ikke vurderet for de to skovnaturtyper, men Søgaard et al. (2005) vurderer, at
9110 på landsplan generelt er i tilbagegang, som følge af konvertering til andre træarter og
vurderes at være mere sårbar og truet end 9130. 9130 vurderes at have en bedre bevaringsstatus
end de andre bøgeskovsnaturtyper. Det skal dog nævnes at de to naturtyper er meget udbredt i
Danmark.
9160 Egeskove og blandskove på mere eller mindre rig jordbund
Omfatter egeskove, inklusiv ege-avnbøgeskove, hvor jordbunden er mere eller mindre rig, og ofte
fladgrundet (tidvist vandlidende eller højt grundvand), således at eg trives, mens bl.a. bøg ofte
mistrives, samtidig med at bl.a. vandbevægelsen ikke er tilstrækkelig til at give en rig forekomst af
ask [Skov- og Naturstyrelsen 2000].
De vigtigste trusler mod naturtypen er, efter konvertering, sænkning af grundvandstand eller
græsningstryk, idet det kan medføre indvandring af bøg. Endvidere bør der udvises forsigtighed
ved udlægning til urørt skov, da området hurtigt kan springe i bøg. Gamle driftsformer som
stævnings-, plukhugst- og græsningsskov vil ofte være hensigtsmæssige at anvende [Søgaard et
al. 2005].
Bevaringsstatus er ikke vurderet.
91D0 *Skovbevoksede tørvemoser
Omfatter vådbundsskov domineret af birk, skovfyr eller rødgran, som forekommer på relativt
næringsfattig og sur bund med et højt grundvandsspejl, typisk på tørvejord. Naturtypen er
prioriteret og i Danmark ses typisk et successionsstadium med birk i første trægeneration, hvorefter
der kan ske indvandring af el eller ask. Typen er således i et stadium mellem en åben naturtype og
en mere stabil sumpskovstype [Skov- og Naturstyrelsen 2000]. Både træbevoksede lavmoser og
højmoser er omfattet. Ofte er 91D0 opstået, som følge af ændrede vandstandsforhold, og derfor
bør genskabelse af naturlig hydrologi i disse moser prioriteres højere end at bevare forekomster af
91D0 [Pihl et al. 2000, Søgaard et al. 2005]. Naturtypen er følsom overfor næringsstofstilførsel.
Bevaringsstatus er vurderet som gunstig, primært fordi der sker en hyppig tilgroning af tidligere
lysåbne naturtyper [Pihl et al. 2000].
91E0 *Elle- og askeskove ved vandløb, søer og væld
Skove eller bevoksninger domineret af el og/eller ask ved vandløb, søer eller væld, dvs. på fugtig
bund med en vis vandbevægelse. Jorden er tung, men iltet og frisk, undtagen ved oversvømmelse.
Vandstandsændringer i form af bl.a. dræning er en trussel mod naturtypen, da det kan medføre
omsætning af tørvelaget (koldforbrænding) og indvandring af tørbundsvegetation.
Bevaringsstatus er vurderet som ukendt [Pihl et al. 2000].
61

Konsekvensvurdering af arter og naturtyper
Generelt for skovnaturtyper
Generelt for alle fem skovnaturtyper er, at en
høj grad af strukturvariation, herunder gamle
træer og naturlig hydrologi, prioriteres højt.
Det betyder, at naturlig hydrologi og dynamik
kan medføre en acceptabel formindskelse i
arealet, samt en forbedret bevaringsstatus.
Da specielt vandstanden er af afgørende
betydning for dynamik i områderne, skal
grøfter så vidt muligt lukkes og afvandingen
ophøre [Søgaard et al 2005].
Reetablering af naturlig hydrologi vil
formentlig resultere i arealmæssig
tilbagegang for alle skovnaturtyperne, hvis de
forekommer, hvor vandstanden hæves.
Indenfor projektområdet er der 33,3 ha med
9110, hvoraf 4,4 ha er sammenfaldende med
potentielle vådområder, hvilket svarer til 13,3
% af naturtypen. 13,3 % risikerer således at
forsvinde, hvis alle potentielle vådområder
reetableres, hvilket dog ikke er sandsynligt,
da andre hensyn, f.eks. veje, kan forhindre
vandstandshævning. For 9130 er der 84,7 ha
hvor af 10,9 ha er potentielt vådområde,
svarende til 12,9 %. For 9160 er der 37,1 ha
Billede 6.1 Elletræs bevoksning nær ved lokalitet
SG. Vandstand er forhøjet pga. stor nedbørsmængde
sommeren 2007. Foto af Jill Grønberg
Nothlev, sommer 2007.
hvor af 6,1 ha er potentielt vådområde, svarende til 16,6 %. 9160 er betinget af forholdsvis høj
vandstand. Derfor betyder vandstandshævning ikke nødvendigvis at 9160 arealmæssigt vil gå
tilbage på langt sigt, da den vil invadere tidligere tørre lokaliteter. I områder, hvor den er trængt af
ugunstig vandstand, vil den stabiliseres, men vil dog forsvinde, hvis der bliver alt for vådt. For alle
tre naturtyper vurderes det, at den arealmæssige tilbagegang ikke vil forringe bevaringsstatus, men
antageligt forbedre den, da naturlig hydrologi og dynamik fremmes.
På trods af at 91D0 er en prioriteret naturtype, prioriteres lysåbne lavmoser højere. Herved må
man konkludere, at selvom grøftelukningerne antageligvis drukner en del af de træer, som har
etableret sig på lokaliteten, er det alligevel fordelagtigt set i et større perspektiv. Mht. til
næringsstofstilførsel fra omkringliggende arealer, vil denne antageligt reduceres, da vandet
længere ikke ledes via grøfter, men siver gennem jorden, hvilket vil resultere i at vandet i højere
grad renses før det når moserne.
For 91E0 vil vandstandshævning være gavnligt, specielt hvor naturtypen er trængt af ugunstige
vandstandsforhold, og her vil dens udbredelse stabileres. På lang sigt vil det medføre et potentielt
større udbredelsesområde, som vil være gunstig for bevaringsstatus.
For 91D0 og 91E0 kan tørven have sat sig pga. koldforbrænding, således at jordoverfalden i dag
ligger lavere end oprindeligt. Det bør derfor sikres at vandstandshævningen ikke omdanner
områderne til søer.
62

Konsekvensvurdering af arter og naturtyper
6.1.2 Lysåbne naturtyper
De lysåbne naturtyper omfatter 7 naturtyper, som har tilfældes, at de ofte er beliggende på
vandlidende og skovdriftsmæssige uinteressante arealer.
Generelt for de fleste af naturtyperne er, at de største trusler mod dem er ændret hydrologi i form
af dræning og afvanding, samt eutrofiering og tilgroning. Generelt er også, at påvirkning af
naturtyperne, som følge af dræning og afvanding skal være stabilt eller faldende.
For naturtyperne, 6410, 7140, 7220 og 7230, fremgår det af Basisanalysen (2006), at de i flere af
deres kortlagte område er påvirket af udtørring og evt. tilgroning med tørbundsarter.
Bevaringsstatus er kun vurderet for 7220 [Pihl et al. 2000].
3160 Brunvandede søer og vandhuller
Omfatter søer og vandhuller med brunligt vand foranlediget af højt indhold af humusstoffer, der ofte
er meget survandede og relativt næringsfattige. Naturtypen findes i skove, tørvejorde og i hede- og
moseområder, hvor humustilførsel sædvanligvis skyldes nedfaldne blade m.m. samt opløste
humusstoffer fra jordbund. Naturtypen kan naturligt udvikle sig mod højmose efter tilgroning med
hængesæk [Skov- og Naturstyrelsen 2000].
Den primære trussel mod naturtypen er eutrofiering, specielt fra atmosfæren [Søgaard et al. 2005].
Vandstandshævning i forbindelse med naturlig hydrologi er primært et problem, hvis der er
forekomst af hængesæk, hvilket gennemgås under naturtype 7140.
3260 Vandløb med vandplanter
Omfatter vandløb med vandplanter f.eks. vandranunkel, vandstjerne eller arter af mosser eller
kransnålalger [Skov- og Naturstyrelsen 2000]. Tilførslen af næringsstoffer m.m. via dræn og
grøfter, skal være stabil eller faldende, da vandløb er sårbare overfor unaturlig høj næringstilførsel,
ændrede og hydrologiske forhold m.m. [Søgaard et al. 2005].
Fordampning fra lysåbne overflader efter grøftelukninger forventes ikke at overstige den
fordampning som var aktuel, da arealerne var træbevoksede og grundvandsstanden antages
derfor at stige som resultat af grøftelukningen. På baggrund heraf vurderes mængden af tilført
vand fra omgivelserne til vandløbet som ikke faldende.
6410 Tidvis våde enge på mager eller kalkrig bund, ofte med blåtop
Omfatter eng- og kærsamfund, som udvikles på steder med svingende grundvandstand. Der er
meget lidt nitrat og fosfat til rådighed for planterne, og naturtypen findes typisk, hvor der er
ekstensiv græsning eller slåning. Naturtypen er floristisk variabel og kan være særdeles artsrig og
rumme mange sjældne karplanter og mosser [Skov- og Naturstyrelsen 2000].
De største trusler mod naturtypen i dag er ændrede hydrologiske forhold som følge af dræning og
vandindvinding, eutrofiering og tilgroning. Vandstandsændringer, der hindrer vinteroversvømmelse,
er derfor ugunstige for naturtypen [Søgaard et al. 2005].
Bevaringsstatus forbedres af øget vandstand og mindre påvirkning fra grøfter i området samt dets
opland. Men skal grøfterne lukkes skal der tages hensyn til områdets bevaringsstatus, da en
pludselig vandstandshævning i et område med god bevaringsstatus, vil kunne være til skade for
området [Søgaard et al. 2005]. I så fald skal grøftelukning ske gradvist eller helt undlades.
63

Konsekvensvurdering af arter og naturtyper
6430 Bræmmer med høje urter langs vandløb eller skyggende skovbryn
Omfatter fugtige og nitrofile bræmmesamfund med flerårige urteagtige planter, slyngplanter eller
buske langs vandløb eller langs skyggefulde skovbryn [Skov- og Naturstyrelsen 2000].
Naturtypen begunstiges af grøftelukning, da det antages, at vandet, efter grøftelukning, vil opholde
sig længere tid i det terrestriske miljø, herunder på vandløbsbræmmer [Søgaard et al. 2005], derfor
vurderes reetablering af naturlig hydrologi, som positivt for naturtypen.
7140 Hængesæk og andre kærsamfund dannet flydende i vand
Denne naturtypes fællestræk er, at hængesækken flyder på vandskorpen af søer eller vandhuller,
samt at den udvikles bedst, hvor vandstanden er nogenlunde konstant [Skov- og Naturstyrelsen
2000]. En forudsætning for naturtypen er stabil og høj vandstand. Naturtyper tolererer kun mindre
udsving i vandstanden, hvor hængesækken endnu ikke er nået den faste bund [Søgaard et al
2005]. Omgivelsernes hydrologi er normalt af stor betydning for typen, og derfor skal indsatsen for
oprensning af grøfter, som berører området være stabil eller faldende. De største trusler mod
naturtypen er ændrede hydrologiske forhold, som følge af dræning og vandindvinding, eutrofiering
og tilgroning. Endvidere skal andelen af nåletræer omkring naturtypen være stabil eller faldende,
da nåletræer kan forårsage lavere vandstand, udskygning og frøpres [Søgaard et al. 2005].
Høj vandstand er en forudsætning for naturtypen, men drastiske ændringer i vandstanden kan
være negativt for naturtyper. Derfor bør vandstandstandhævning foregå gradvist, hvis vandstanden
ellers forventes at stige drastisk. Hvor gradvist det skal foregå afhænger af hvor fremskreden
hængesæk-udviklingen er, og vil kræve en vurdering i hvert enkelt tilfælde.
7220 *Kilder og væld med kalkholdigt (hårdt) vand
Kilder og væld af denne type findes ofte som små delelementer i moser, kær, skov eller overdrev,
men kan også være bevaret selv i det åbne agerland. Naturtypen karakteriseres ved forekomsten
af frit synligt vand i hvert fald i dele af året. Væld findes ofte i aske/elleskov af type 91E0.
Vegetationen domineres typisk af mosser, og i tilknytning til kilderne kan der forekomme flere
interessante plantearter, bl.a. en række orkidé-arter [Skov- og Naturstyrelsen 2000].
Den største trussel mod naturtypen er grundvandssænkning, men også tilgroning og eutrofiering
udgør en trussel. Dræning og vandindvinding i naturtypens hydrologiske opland har en negativ
effekt, og for at bevare naturtypen er det nødvendigt at bevare dens omgivelser og hele det
vandsystem, som kilden eller kilderne er en del af [Søgaard et al. 2005, Pihl et al. 2000].
Bevaringsstatus er vurderet som usikker.
For at opnå gunstig bevaringsstatus skal enhver form for dræning, opdæmning m.m. undgås på
arealerne omkring naturtypen [Pihl et al. 2000]. Reetablering af naturlig hydrologi vurderes som
positivt, og kan være en forudsætning for at naturtypen bevares, hvis den er præget af udtørring og
tilgroning.
7230 Rigkær
Omfatter moser og enge med konstant vandmættet jordbund, hvor grundvandet er mere eller
mindre kalkholdigt, således at den særlige rigkærsvegetation opstår [Skov- og Naturstyrelsen
2000]. En vigtig forudsætning for naturtypen er konstant vandmættet jordbund. Små områder er
derfor følsomme overfor fordampning fra hydrologisk forbundne naboarealer, hvor træer og buske
64

Konsekvensvurdering af arter og naturtyper
dominerer på tilgrænsende arealer. Endvidere er typen følsom overfor næringstilførsel fra
tilstødende arealer [Søgaard et al. 2005].
Såfremt grøftelukningen ikke resulterer i en decideret oversvømmelse af naturtypen, vurderes
grøftelukninger som positivt for naturtypens tilstand og udvikling.
Generelt for alle de lysåbne naturtyper
Generelt for de lysåbne naturtyper er at næringsstofstilførsel antageligt vil reduceres, som følge af
grøftelukning, da vandet i mindre grad ledes via grøfter til naturtyperne, men vil sive gennem
jorden, hvilket vil resulterer i at vandet i højere grad renses før det når naturtyperne.
Feltundersøgelserne i reetablerede vådområder har vist, at de karakteristiske, sjældne og truende
arter endnu ikke var blevet spredt til lokaliteterne. Litteraturstudier har ligeledes vist at sjældne og
truede arter havde svært ved at sprede sig til nye områder, samt at de forsvinder fra frøbanken
indenfor få år efter ændret arealanvendelse. I områderne med udpegede naturtyper som
indeholder karakteristisk flora både med almindelige og sjældne arter, bør det overvejes om
vandstanden bør hæves i en sådan grad at vegetation risikerer at forsvinde, da netop disse
områder skal fungere som spredningskilde til de nye områder. Det skal dog sikres at vegetationen
ikke forsvinder som følge af ugunstigt lav vandstand. Der bør i stedet etableres nye vådområder i
umiddelbart nærhed af de oprindelige vådområder, så vegetationen herfra kan sprede sig til de nye
områder, hvilke dog kan tage årtier.
6.1.3 Nyindvandrede og nykonstaterede naturtyper
Naturtyper, der ikke er på udpegningsgrundlaget, er der ingen forpligtelse til at beskytte efter
habitatdirektivet, og derfor vil disse ikke blive gennemgået lige så systematisk, som naturtyper der
udgør udpegningsgrundlaget. Da der kan være bevaringsværdige naturværdier i disse områder,
der trods alt er blandt de naturtyper der beskyttes af habitatdirektivet eller anden dansk lovgivning,
vil der ganske kort blive redegjort for konsekvenserne af reetablering af naturlig hydrologi.
Følgende naturtyper er nyindvandrede og nykonstaterede, jf. tabel 6.1:
• Ret næringsfattige søer og vandhuller med små amfibiske planter ved bredden (3130)
• Kalkrige søer og vandhuller med kransnålalger (3140)
• Næringsrige søer og vandhuller med flydeplanter eller store vandaks (3150)
• Overdrev og krat på mere eller mindre kalkholdig bund (* vigtige orkidélokaliteter) (6210)
• *Artsrige overdrev eller græsheder på mere eller mindre sur bund (6230)
• *Aktive højmoser (7110)
• Nedbrudte højmoser med mulighed for naturlig gendannelse (7120)
• Stilkegeskove og -krat på mager sur bund (9190)
Generelt for de tre sønaturtyper er, at de er følsomme overfor øget næringsstoftilførsel, specielt
3140 er meget følsom [Søgaard et al. 2005]. 3130 er afhængig af sæsonudsvingninger i
vandstanden, og målet er naturlig hydrologi. Konsekvenserne som følge af grøftelukningerne
vurderes som positive, da vandets nedsivning i sedimenterne efter grøftelukningen vil resultere i, at
vandet i højere grad renses før det når søerne.
65

Konsekvensvurdering af arter og naturtyper
De to overdrevsnaturtyper forventes ikke at blive påvirket af evt. vandstandsstigning, da de
sandsynligvis vil være beliggende på oprindeligt tørbundede lokaliteter. Naturtyperne vil dog blive
påvirket negativt, hvis grøftelukninger medfører en vandpåvirkning på det udpegede areal.
For de to højmosenaturtyper er dræning en trussel. For 7120 er målet, at den skal udvikle sig til
7110 igen. Faktorer, der medvirker til nedbrydning af højmose, skal stoppes, hvilket blandt andet
betyder at dræningen skal ophøre. Reetablering af naturlig hydrologi vurderes som positivt for
naturtyperne, medmindre vandstandssænkningen har resulteret i koldforbrænding, så tørven har
sat sig, hvorved området i så fald risikerer oversvømmelse. I så fald bør grøftelukning ske gradvist.
Skovnaturtype 9190 findes på næringsfattige og sandede jorde. Konklusionerne for denne er de
samme som for de øvrige skovnaturtyper, jf. afsnit 6.1.1, og naturtypen vil ligesom 9160 øge sin
udbredelse på nogle arealer og gå tilbage på andre, typen er dog i større grad afhængig af
ekstensive driftsformer.
6.2 Arter udpeget for habitatområde nr. 117
I Gribskov er registreret i alt 11 arter, der er beskyttet efter habitatdirektivet, jf. boks 6.1.
Bilag II-arter er kun beskyttet indenfor udpegede områder, hvor de udgør en del af
udpegningsgrundlaget, mens bilag IV-arter er beskyttet, hvor de forekommer, jf. afsnit 4.1.
I dette afsnit vil bilag II-arter, der er på udpegningsgrundlaget for habitatområdet, blive
konsekvensvurderet, derfor konsekvensvurderes flodlampret ikke. Bilag IV-arter vil blive
konsekvensvurderet i næste afsnit (afsnit 6.3).
Boks 6.1 – Bilag II- og IV-arter i Gribskov
Arter registreret i Gribskov, som er på habitatdirektivets bilag II og IV
[Grønning & Lind 2004, Basisanalyse 2006].
Grøn buxbaumia (Buxbaumia viridis)
Bilag II
Brunflagermus (Nyctalus noctula)
Bilag IV
Dværgflagermus (Pipistrellus pipistrellus)
Bilag IV
Stor kærguldsmed (Leucorrhina pectoralis)
Bilag II og IV
Flodlampret (Lampetra fluviatilis)
Bilag II
Bæklampret (Lampetra planeri)
Bilag II
Springfrø (Rana dalmatina)
Bilag IV
Spidssnudet frø (Rana arvalis)
Bilag IV
Stor vandsalamander (Triturus cristatus cristatus) Bilag II og IV
Sumpvindelsnegl (Vertigo moulinsiana)
Bilag II
Skæv vindelsnegl (Vertigo angustior)
Bilag II
For Gribskov er der udpeget fem dyrearter og en planteart, jf. boks 3.1. Arternes udbredelse er
kortlagt ud fra tidligere observation samt på teoretisk grundlag [Basisanalyse 2006]. Udbredelsen
af arterne indenfor projektområdet fremgår bilag 23-26. Udbredelseskort af arterne for hele
Gribskov findes på vedlagte CD-ROM, jf. bilag 30. Udbredelseskort for stor kærguldsmed og
bæklampret findes kun på bilag 30, da de ikke har kortlagt udbredelse i projektområdet.
66

Konsekvensvurdering af arter og naturtyper
6.2.1 Vindelsnegle (Vertigo spp.)
Vindelsnegle er generelt gode indikatorer for naturtypekontinuitet. De er fysisk små, har en kort
generationstid og er næppe i stand til at overleve perioder, hvor de ikke kan tage føde til sig [Fog
2002]. De findes oftest på lokaliteter med højt calciumindhold i miljøet, da de kræver høj
tilgængelighed af calcium for at kunne danne deres skaller. Høj calciumkoncentration betyder også
høj pH, hvilket bevirker at mikroorganismerne på overfladen af førnen især kommer til at bestå af
bakterier frem for svampe, hvilket sneglene formodes udelukkende at ernære sig af [Fog 2002].
Skæv vindelsnegl (Vertigo angustior)
Skæv vindelsnegl er mere hårdfør end andre vindelsnegle-arter [Fog 2002]. Arten har en bred
økologisk amplitude og forholdsvis uspecifikke biotopkrav 20 , den findes således både på våde og
tørre biotoper. For de fugtige levesteders vedkommende er der ofte tale om fugtige enge og krat
eller frodige rigkærenge med højtvoksende star-arter [Fog 2002]. Arten er følsom overfor
eutrofiering og tilgroning og tåler ikke intensiv/hård afgræsning [Basisanalyse 2006, Fog 2002],
men kan findes i sunde bestande, hvor der bliver ”naturtypevenligt” græsset [Fog 2002].
I Europa er arten generelt i tilbagegang, bl.a. pga. dræning. I Danmark vides det ikke med
sikkerhed om arten er i tilbagegang [Fog 2002], og bevaringsstatus er vurderet som ukendt [Pihl et
al. 2000]. Det manglende kendskab kan skyldes, at arten kan være svær at finde, da den
forekommer i lavt antal [Pihl et al. 2000]. Arten er i perioden 2001-2006 påvist et sted i Gribskov,
på et let fugtigt, delvist græsset/slået areal i Toggerup Enghave, hvor kalkrigdommen skyldes et
tidligere væld med kildekalk [Basisanalyse 2006], jf. bilag 23.
Sumpvindelsnegl (Vertigo moulinsiana)
Sumpvindelsnegl forekommer i starsumpe og lignende sumpbevoksninger, som regel hvor
vandspejlet står lige omkring jordoverfladen [Fog 2002], og de lever på stænglerne af
sumpvegetation, især på blade af star-arter i kanten af søer og større vandløb [Pihl et al. 2000].
Arten er følsom overfor eutrofiering og tilgroning af vådområderne [Søgaard et al. 2005]. Arten har
dog overlevet eutrofieringen af Mølleåen, og det kan derfor antages, at den også har overlevet
andre steder [Pihl et al. 2000]. Da arten kan spredes via vandløb, ved at drive med strømmen, vil
den hurtig kunne sprede sig i vandløbssystemer. Arten bør derfor ikke betragtes som en reliktart,
der holder stand på få steder, men skal snarere opfattes som en udbredt art, der i områder har
koloniseret alle egnede lokaliteter [Fog 2002].
Arten klarer sig godt i Danmark [Fog 2002], dog er dens bevaringsstatus vurderet som ukendt [Pihl
et al. 2000]. For Gribskov kendes den fra 4 lokaliteter, men der findes angiveligt en del egnede
levesteder [Basisanalyse 2006].
Konsekvenser for vindelsnegle
Da begge arter er tilknyttet fugtighedsprægede naturtyper, vil genskabelsen af flere våde arealer
begunstige arternes levevilkår. Det er dog vigtigt, at der ikke sker en pludselig oversvømmelse af
arealer, hvor arterne findes, da vegetationen og arterne skal kunne ”nå at følge med”.
Mht. næringsstofstilførsel fra omkringliggende arealer, vil tilførslen antageligt reduceres som følge
af grøftelukning, som beskrevet tidligere i afsnit 6.1
20 Skæv vindelsnegl kan findes på kalkrige, mere eller mindre fugtige eller sumpede arealer af rigkær med højtvoksende
stararter, samt ugødskede enge, starsumpe, væld, overdrev, strandskrænter, naturlige lysåbne blandede løvskove (stor set
uden bøg), krat, skovbryn, markhegn, skråning med mosbegroede stenblokke, halvskyggede stengærder/stensætninger,
strandvold og muligvis klippeblokke [Basisanalyse 2006, Fog 2002].
67

Konsekvensvurdering af arter og naturtyper
6.2.2 Stor kærguldsmed (Leucorrhina pectoralis)
Stor kærguldsmed yngler i stillestående, næringsfattige eller svagt næringsrige søer og vandhuller.
Ynglelokaliterne er ofte beliggende i skov- eller moseområder omgivet af lægivende krat og
buskads, men kan findes i fritliggende vandhuller. Den kan også findes ved brunvandede småsøer
og tørvegrave med surt vand. Den foretrækker solbeskinnede vande rige på undervandsplanter af
bl.a. vanddækkede mosser (som tørvemosser), kransnålalger, blærerod og partier med
dunhammer-rørskov [Rasmussen 2007, Nielsen 1998, Frederiksborg Amt 2005].
Trusler mod arten er eutrofiering, tilgroning med skyggende trævækst samt at mange vandhuller er
forsvundet [Nielsen 1998]. Ren afdrift af nåletræsskov tæt på levestedet bør undlades, da det kan
medføre forsuring af vandet [Rasmussen 2007].
I det tidligere Frederiksborg Amt blev det
vurderet, at de seneste års naturforvaltningsindsats
i form af vandstandshævninger,
vandhuls-oprensninger og kratrydninger har haft
en positiv indvirkning på bestandens størrelse,
og de vurderede, at artens bevaringsstatus har
udviklet sig i positiv retning siden vurderingen i
2000 [Søgaard et al. 2006]. Der er i de seneste
år blevet fundet hidtil ukendte bestande, og en
vis agtpågivenhed er nødvendig, hvis et projekt
kan påvirke mindre brunvandede søer, typisk i
næringsfattige tørvegrave og tidligere højmoser
[Rasmussen 2007].
Bevaringsstatus er vurderet som ugunstig og
arten er i stærk tilbagegang [Pihl et al. 2000].
Arten er i perioden 1999-2002 blevet påvist to
steder i Gribskov [Frederiksborg Amt 2005].
Hovmosen er blevet kortlagt som et levested,
mens Piberdam ikke længere betragtes som
egnet, jf. bilag 30 [Frederiksborg Amt 2005].
Billede 6.2 Blærerod sp. og dunhammer sp. i
brunvandet sø på lokalitet TT. Foto af Jill
Grønberg Nothlev, sommer 2007.
Reetablering af naturlig hydrologi vil kunne skabe
flere søer og vandhuller, der måske på sigt
(muligvis efter 2-3 år [Rasmussen 2007]) vil kunne udvikle sig til egnede ynglelokaliteter for arten.
På lokaliteten SG er der opstået en brun-vandet sø, som har en rig undervandsvegetation
bestående af S. cuspidatum og blærerod sp., og med små partier af dunhammer sp. (billede 6.2).
Eutrofiering i form af næringsstoftilførsel fra omkringliggende arealer reduceres antageligt som
følge af grøftelukning, som beskrevet tidligere i afsnit 6.1.
68

Konsekvensvurdering af arter og naturtyper
6.2.3 Bæklampret (Lampetra planeri)
Bæklampretten er en standfisk, der lever i mindre vandløb med god vandkvalitet samt god fysisk
tilstand. Vandkvaliteten er af afgørende betydning for vandløbets egnethed som levested for arten,
og som udgangspunkt vurderes faunaklasse 5 som minimum for arten efter Dansk
Vandløbsfaunaindeks (DVFI) 21 , der indikerer at vandløbet er svagt påvirket [Søgaard et al. 2005].
Mht. til vandløbets fysiske tilstand er en stryg-pool-struktur vigtig, da den sikrer en god diversitet af
vanddybder, strømhastigheder og substrattyper, som er nødvendige for udviklingen af gyde- og
opvækstmuligheder for arten [Søgaard et al. 2005]. Forringelse af vandløbskvaliteten er en trussel
mod arten.
Den nationale bevaringsstatus vurderes som gunstig, da der til stadighed sker forbedringer i
vandløbenes fysiske tilstand samt vandkvalitet [Pihl et al. 2000]. I Gribskov er bæklampret fundet i
Fønstup Bæk og Esrum Å, jf. bilag 30.
I forbindelse med reetablering af naturlig hydrologi, vil bæklamprettens krav til levested, alt andet
lige, blive forbedret i Gribskov, da næringsstoftilførsel fra omkringliggende arealer antageligt vil
reduceres, som følge af grøftelukning, da vandet i mindre grad ledes via grøfter til arternes
levesteder, som beskrevet tidligere i afsnit 6.1.
Det forventes ikke at bæklampret findes i de grøfter der lukkes, da lukningen primært vil omfatte
kunstigt skabte grøfter, som ofte har meget ringe eller ingen biologisk værdi.
6.2.4 Stor vandsalamander (Triturus cristatus)
Stor vandsalamander kan findes i vandhuller på op til 2500 m 2 , men den foretrækker ganske små
vandhuller på under 100 m 2 [Fog 1993]. Arten yngler primært i vandhuller, der har god vandkvalitet,
hvor hovedparten af vandarealet er fri for sumpvegetation og skygge, samt uden fisk [Basisanalyse
2006]. Ynglevandhuller fungerer også som levesteder, men voksne individer kan findes i dybe,
kolde, mørke og forurenede vandhuller [Frisenvænge & Hesselsøe 2007a]. Arten er yderst fåtallig i
vandhuller med sur bund [Fog et al. 2001]. Levesteder og rasteområder på land ligger oftest nær
vandhullet, hvor der er gode skjulesteder (grene, sten og lign.), og gerne med store mængder dødt
ved under naturligt henfald. Arter er ofte tilknyttet lokaliteter med skov, da den ofte benytter
løvskove, blandskove eller dybe, skyggede søer som rasteområder.
Arten er formentlig i generel tilbagegang og bevaringsstatus er vurderet som usikker, men muligvis
gunstig i områder, hvor der udføres vandhulsprojekter, som oftest er til gavn for arten [Pihl et al.
2000, Fog et al. 2001]. Artens tilbagegang skyldes formentlig eutrofiering og tilgroning af
vandhuller, samt udsætning af fisk og andefugle i vandhuller [Skov- og Naturstyrelsen 2008].
Reetablering af naturlig hydrologi samt naturnær skovdrift vil begunstige livsbetingelserne for arten
i positiv retning, da det vil fremme antallet af små vandhuller og fremme mængden af dødt ved på
skovbunden. Mht. næringsstoftilførsel fra omkringliggende arealer vil den antageligt reduceres,
som følge af grøftelukning, som beskrevet tidligere i afsnit 6.1.
21 Den officielle metode til biologiske bedømmelse af vandløbskvalitet, hvor der efter standardiseret metode fastsættes
faunaklasse for vandløb på en skala fra 1-7. Faunaklasse 5-7 indikere vandløb med en rig fauna, der er svagt påvirket til
upåvirket [Miljøstyrelsen 1998, Skriver & Nielsen 2000].
69

Konsekvensvurdering af arter og naturtyper
6.2.5 Grøn buxbaumia (Buxbaumia viridis)
Grøn buxbaumia er en bladmos, som er tilpasset sporespredning med vind. Arten er knyttet til
fugtige, nedbrudte, barkløse og liggende stammer af såvel løvtræ som nåletræ.
Nedbrydningsgraden af stammerne skal være så fremskreden, at overfladestrukturen er opløst,
men store skovbundsmosser må ikke have etableret sig, da disse udkonkurrerer grøn buxbaumia
[Pihl et al. 2000]. Da egnede substrater relativt hurtigt nedbrydes er det nødvendigt, at sikre
kontinuerlig forekomst af dødt ved i store dimensioner (diameter over 30 cm) i forskellige
nedbrydningsgrader [Søgaard et al. 2005]. Arten kan også vokse på nedfaldne, formuldede nåle og
angives tillige at vokse på jord [Søgaard et al. 2006]. Arten er følsom overfor oversvømmelse,
direkte eller indirekte tilførsel af gødning samt sprøjtning med pesticider [Søgaard et al. 2005].
Den nationale bevaringsstatus er vurderet som ugunstig [Pihl et al. 2000]. Bevaringsstatus er
ligeledes vurderet som ugunstig i Gribskov [Skovbasisanalyse 2007]. I Gribskov er arten i 2005
fundet i Strøgårdsvang og det kan ikke udelukkes, at den findes andre steder i skoven
[Skovbasisanalyse 2007].
Reetablering af naturlig hydrologi i kombination med naturnær skovdrift vil være overordnet set
være gunstigt for grøn buxbaumia. En mere naturlig hydrologi vil genskabe et bedre mikroklima i
form af øget fugtighed i skoven, hvilket vil være til gavn for ikke blot grøn buxbaumia, men også
andre arter af mosser samt laver. Dog vil det være negativt for arten, hvis dens levesteder
oversvømmes. Naturnær skovdrift i form af ekstensivt dreven eller urørt skov, vil være gunstig for
arten, da det vil medvirke til at øge mængden af dødt ved.
6.3 Bilag IV-arter
I Gribskov er registreret 4 bilag IV-arter, som ikke også er bilag II-arter, jf. boks 6.1. Disse arter vil
blive konsekvensvurderet i dette afsnit. Udbredelsen af bilag IV-arter er ikke kortlagt.
Der kan argumenteres for, at alle bilag IV-arter burde konsekvensvurderes, i tilfælde af, at der er
en ukendt bestand i skoven, men her vil kun de registrerede blive konsekvensvurderet.
6.3.1 Flagermus
Brunflagermus (Nyctalus noctula)
Brunflagermus er en udpræget skovflagermus og en udpræget træboende art, både sommer og
vinter, Den er stærkt tilknyttet gamle løvskove og parker. Den jager ofte højt over trækronerne eller
i det åbne land, men kan også jage over søer, langs skovbryn eller i lysninger med god plads
[Baagøe & Degn 2007a].
Dværgflagermus (Pipistrellus pipistrellus)
Dværgflagermus er i udpræget grad tilknyttet løvskovsrige områder, som frodig løvskov m.m. Dens
sommer- og vinterkvarter er bygninger og træer med hulheder, som f.eks. flækkede grene, lidt løs
bark, hule træer og spættehuller. Den jager typisk nær træer, i skovbryn og lysninger [Baagøe &
Degn 2007b].
Konsekvenser for flagermus
Naturlig hydrologi vil kunne skabe flere lysninger og vådområder i skoven, hvilket vil gavne insektfaunaen
og dermed flagermusene. Det vil også øge antallet af træer der mistrives og dermed
70

Konsekvensvurdering af arter og naturtyper
danner flere hulheder egnede som levesteder. Reetablering af naturlig hydrologi vurderes derfor
som positivt for flagermus-arterne. Der skal dog tages forbehold, hvis der, hvor det planlægges at
hæve vandstanden, findes mange løvtræer med hulheder, såfremt et betydeligt antal af disse træer
forventes at gå tabt. Det må dog vurderes for den enkelte lokalitet.
Bevaringsstatus for begge arter vurderes som gunstig [Pihl et al. 2000].
6.3.2 Padder
Springfrø (Rana dalmatina)
Springfrøer yngler i næsten alle typer af vandhuller – fladvandede eller dybvandede, solbeskinnede
eller ret overskyggede, i skove eller mellem marker, på lerbund eller på sandbund. Kravene til
vandhullerne er, at de ikke er for stærkt forurenede, at der ikke er udsat fisk eller andefugle samt at
der gerne skal være løvskov i nærheden. Det typiske levested om sommeren er lysåbne og tørre
steder i løvskove, samt skovbryn, skovrydninger, vejkanter o. lign. Arten overvintrer primært på
steder, der er frostfrie og fri for oversvømmelser. En trussel mod arten er dræning af skovene samt
konvertering af løvskov til nåleskov. Vandhulsprojekter er oftest til gavn for arten, da den bevæger
sig meget omkring i landskabet og derfor hurtig finder de nye vandhuller [Briggs & Damm 2007].
Bevaringsstatus vurderes som gunstig, især i områder, hvor der gennemført vandhulsprojekter
[Pihl et al. 2000].
Spidssnudet frø (Rana arvalis)
Spidssnudet frø yngler i små og store vandhuller der kan være helt overskyggede til fuldstændigt
lysåbne. Levesteder er fugtige arealer nær ynglevandhullerne, som moser, enge eller andre
vandhuller. På Sjælland klarer den sig bedst enten i åbne, bare landskaber, hvor der mangler skov
eller i større sammenhængende skovområder. Den trives ikke i et mosaik-landskab med mange
småskove, marker og enge imellem [Frisenvænge & Hesselsøe 2007b].
Bevaringsstatus er vurderet nationalt som usikker, men gunstig i det nordlige Sjælland [Pihl et al.
2000].
Konsekvenser for padder
Begge arter er i de senest 200 år gået tilbage, hvilket tilskrives eutrofiering, tilgroning og dræning af
vandhuller, samt at der er blevet udsat fisk og andefugle.
Reetablering af naturlig hydrologi vurderes som positivt for arterne, da der vil komme flere
vådområder. Næringsstoftilførsel fra omkringliggende arealer vil antageligt reduceres, som følge af
grøftelukning, som beskrevet tidligere i afsnit 6.1.
6.4 Fuglearter udpeget for fuglebeskyttelsesområde nr. 108
I dette afsnit vil fuglearter, der udgør udpegningsgrundlaget for fuglebeskyttelsesområdet, blive
konsekvensvurderet. For Gribskov er der udpeget 4 fuglearter, jf. boks 3.2. Fuglearternes
udbredelse er kortlagt ud fra tidligere observationer samt på teoretisk grundlag [Basisanalyse
2006]. Udbredelsen af fuglearterne indenfor projektområdet fremgår af bilag 27-29.
Udbredelseskort for fuglearterne for hele Gribskov, findes på vedlagte CD-ROM, jf. bilag 30.
Udbredelseskort for plettet rørvagtel findes kun på bilag 30, da arten ikke har kortlagt udbredelse i
projektområdet.
71

Konsekvensvurdering af arter og naturtyper
6.4.1 Hvepsevåge (Pernis apivorus)
Hvepsevågen er en trækfugl, der ankommer i maj og trækker væk i august-september.
I Danmark yngler hvepsevågen i de løvskovsdominerede egne i den østlige del af Danmark [Grell
1998]. Hvepsevågen yngler 22 fortrinsvis i ældre (> 80 år) åben løvskov med et areal på minimum
100 ha, men kan også anvende mindre skove [Søgaard et al. 2005, Jørgensen 1989]. Reden
placeres primært i løvtræer, oftest bøg, men valget af redetræ afhænger af aldersfordeling mellem
træarter [Jørgensen 1989]. Arten fouragerer hovedsageligt i skovlysninger samt enge og moser i
eller umiddelbart uden for skoven [Jørgensen 1989]. Føden består hovedsageligt af hvepse- og
humlebilarver, men andre insekter, padder og fugleunger indgår også [Jørgensen 1989].
Den største trussel mod arten er antageligt fødemangel, som følge af intensiv og rationel skovdrift
med brug af kemiske skadedyrsbekæmpelsesmidler, kort omdriftstid samt dræning og tilplantning
af eng- og vådområder [Grell 1998, Jørgensen 1989]. Kemiske skadedyrsbekæmpelsesmidler
reducerer mængden af fødeemner, omdriftstid indvirker på antallet af egnede yngletræer mens
dræningen reducerer arealet af fourageringslokaliteter og mængden af fødeemner. I fremtiden kan
globale opvarmning også blive en trussel, hvis den resulterer i vådere somre, da hvepsevågens
ynglesucces reduceres, hvis specielt forsommeren er kølig og regnfuld [Grell 1998].
Den nationale bevaringsstatus er vurderet som gunstig [Pihl et al. 2003]. For Gribskov vurderes
ynglebestanden at være stabil eller stigende [Skovbasisanalyse 2007].
Reetablering af den naturlige hydrologi vurderes som positivt for arten, da det vil skabe flere
lysninger og vådområder, især hvis det sker i kombination med at arealet af ældre løvskov øges
[Skov- Naturstyrelsen 2008]. Endvidere vil det øge artens adgang til arealer med forekomst af
padder, der er en vigtig fødekilde i kolde og regnfulde perioder, hvor insektaktiviteten er lav
[Jørgensen1989]. Fjernelse af træerne i forbindelse med reetablering af den naturlige hydrologi,
antages at være overvejende fordelagtigt for arten, da den jager sit bytte ved enten at følge efter
det til dets bo eller sidde i et træ og følge det [Jørgensen 1989].
6.4.2 Plettet rørvagtel (Porzana porzana)
Plettet rørvagtel er en trækfugl, der ankommer i april-maj og trækker væk i august-oktober.
Plettet rørvagtel er kræsen med valg af levesteder [Fjeldså 2002]. Den yngler kun i større
sammenhængende sumpområder, moser og ferske enge med et vurderet minimumsareal for
enkelte lokaliteter på 20 ha [Søgaard et al. 2005], samt en stabil vandstand på under 30 cm [Pihl et
al. 2003, Grell 1998]. I yngletiden 23 kræver den permanent vanddække med en vandstand på
maksimalt 5 cm [Søgaard et al. 2005]. Arten foretrækker halvåbne moser, hvor rørsumpen
domineres af star-arter, samt udstrakte ferske enge med star, padderokker, sødgræs og iris
[Fjeldså 2002], men undgår homogen og tæt rørskov med f.eks. tagrør [Grell 1998]. En anden
vigtig ynglebiotop er ukultiverede enge i ådale med naturlige vinter- og forårsoversvømmelser [Pihl
et al. 2003].
Den nationale bevaringsstatus for plettet rørvagtel i Danmark vurderes som ugunstig-aftagende
[Pihl et al. 2003], og for Gribskov er status yderst usikker [Basisanalyse 2006]. Tilbage i 1800-tallet
var arten formentlig mere almindelig og udbredt. Tilbagegang tilskrives dræning [Grell 1998, Pihl et
al. 2003].
22 Hvepsevåge yngler fra midt maj til midt juni [Skov- og Naturstyrelsen 2008].
23 Plettet rørvagtel yngler fra 1. april-15. juli [Søgaard et al. 2005].
72

Konsekvensvurdering af arter og naturtyper
Det er formentlig begrænset, hvor mange flere egnede levesteder for arten reetablering af naturlige
hydrologi vil give, da arten kræver store sammenhængende mose- og engeareal. Gribskov er
meget kuperet, og der vil i stedet blive dannet mange mindre områder.
Kommer reetablering af den naturlige hydrologi til at påvirke levesteder, skal det sikres, at der ikke
sker ugunstig vandstandshævning, f.eks. ved dannelse af sø. Næringsstoftilførsel fra
omkringliggende arealer vil antageligt reduceres, som beskrevet tidligere i afsnit 6.1.
6.4.3 Sortspætte (Dryocopus martius)
Sortspætten er en standfugl, der første gang ynglede i Danmark i 1961.
I Danmark yngler 24 sortspætten primært i blandskov på minimum 100 ha med døde træer, stubbe
og stød, og hvor ældre bøgetræer støder op til nåletræsbevoksninger med forekomst af
herkulesmyrer 25 og røde skovmyrer 26 [Søgaard et al. 2005]. Nåleskoven er sortspættens
økologiske eksistensbetingelse, da nåleskoven er forudsætning for rig forekomst af herkulesmyrer
og rød skovmyre, som er artens vigtigste fødeemner [Grell 1998, Pihl et al. 2003]. Især
herkulesmyrer er vigtige for arten. Sortspætte forekommer dog i områder uden herkulesmyrer, hvor
røde skovmyrer formodes at udgøre en tilstrækkelig erstatning. Generelt udgør myrer i forskellige
stadier artens primære føde, men suppleres af bl.a. billelarver [Hansen 2002].
Sortspætten udhugger oftest sit redehul i ældre bøg (> 80 år), hvilket ikke skyldes en præference
for bøg 27 , men at den træart hyppigst forekommer i den rette aldersklasse og dermed rette
dimension 28 [Miljøministeriet 1989]. Den foretrækker udgåede eller svækkede træer, der er mørnet
af svampeangreb, men også tilsyneladende sunde træer bruges [Miljøministeriet 1989]. Der
udhugges oftest et nyt redehul hvert år, men det afhænger af, om der er træer til det, ellers
genbruges et gammelt hul.
Den primære trussel mod arten er mangel på egnede træer til redehuler og på gamle redehuler
som arten benytter som vinterbolig og genbruger som redested [Grell 1998]. Bevaring af gamle
redehulstræer vil ikke kun gavne sortspætten, men også mange andre dyr, der bruger de gamle
huller, bl.a. huldue, ugler, flagermus og bier [Grell 1998, Miljøministeriet 1989].
Bevaringsstatus vurderes nationalt som gunstig [Pihl et al. 2003], og for Gribskov vurderes
ynglebestanden som stabil [Skovbasisanalyse 2007].
Reetablering af naturlige hydrologi er ikke direkte til gavn for sortspætten, da det vil reducere det
nåletræsbevoksede areal. Indenfor projektområdet er 374,7 ha kortlagt som udbredelsesområde
for sortspætten. Heraf er 67,6 ha sammenfaldende med potentielle vådområder, hvilket svarer til at
18,0 % af udbredelsesområdet risikerer at forsvinde som følge af reetablering af naturlig hydrologi.
En større del af nåletræsarealet forventes at forsvinde på lang sigt som følge af konverteringen til
naturnær skovdrift. Derfor vurderes det her, at naturnær skovdrift er en større trussel mod
sortspætten end reetablering af naturlig hydrologi. Reetablering af naturlig hydrologi kan dog være
til gavn for arten, da antallet af svækkede træer kan øges som følge af vandstandshævning,
eksempler herpå ses af billede 6.4 og 6.5.
24 Sortspætte yngler fra 1. marts-1. juli [Søgaard et al. 2005].
25 Herkulesmyrer (Camponotus herculeanus) bygger bo i udgående såvel som levende træer, samt træstubbe, faldne
træstammer o. lign. Den foretrækker nåletræ og nåletræsved, men alle træsorter kan bruges [Aarhus Universitet 2008].
26 Rød skovmyre (Formica rufa) bygger meget store tuer i lysninger og skovbryn primært i bevoksninger med nåle- og
fyrretræer. Arten undgår fugtige lokaliteter, hvor grundvandet står højt [Jensen & Skøtt 1980].
27 Sortspætten benytter flere træarter til redetræer, f.eks. birk, el, poppel, asp, fyr, gran og lærk [Miljøministeriet 1989].
28 Sortspættens redekammer placeres ofte i over 10 m’s højde og er ca. 50 cm dybt og 20-25 cm i diameter [Hansen
2002].
73

Konsekvensvurdering af arter og naturtyper
Billede 6.3 Sortspætte (Dryocopus martius) set ved lokalitet TT. Foto af Jill Grønberg Nothlev, sommer
2007.
6.4.4 Rødrygget tornskade (Lanius collurio)
Rødrygget tornskade er en trækfugl, der ankommer i maj og trækker væk igen i august-september.
Rødrygget tornskade forekommer og yngler i insektrige, lysåbne og varierede landskaber med
buskadser, enkeltstående træer, levende hegn m.m., eksempelvis overdrev, græsningsarealer,
små moser og ryddede arealer i skov, hvor vegetationshøjden i yngleperioden 29 er lavere end 30
cm i størstedelen af området [Grell 1998, Pihl et al. 2003, Søgaard et al. 2005]. I nåle- og
blandskove yngler den i større lysninger som f.eks. rydninger og nyplantninger [Grell 1998, Møller
2002], hvor den er blandt pionerarterne på rent afdrevne områder i skov [Søgaard et al. 2005].
Rødrygget tornskade lever primært af insekter, men kan også tage firben, fugleunger og frøer
[Skov- og Naturstyrelsen 2008]. En trussel mod arten er kraftig tilgroning af lysåbne steder
[Søgaard et al. 2005]. Arten vil nyde gavn af en forstærket indsats for at bevare og genskabe
usprøjtede og ugødskede græssede enge og overdrev, samt vådområder. Arten kan betragtes som
en god indikator for velfungerende naturområder af denne type [Grell 1998].
29 Rødrygget tornskade yngler fra 1. maj-15. juli [Søgaard et al. 2005].
74

Konsekvensvurdering af arter og naturtyper
Billede 6.4 Egetræ i den nordlige ende af lokalitet
TT. Foto af Jill Grønberg Nothlev, sommer 2007.
Billede 6.5 Træruin på lokalitet SG. I den øvre del
ses et fødesøgningshul efter spætte. Foto af Jill
Grønberg Nothlev, sommer 2007.
Bevaringsstatus vurderes nationalt som gunstig [Pihl et al. 2003], og for Gribskov er arten i
fremgang [Skovbasisanalyse 2007]. Ifølge Grell [1998] er Gribskov et vigtigt område for arten i
Østdanmark, formentlig pga. af den store nåleskovsandel og dermed hyppige afdrifter.
Reetablering af naturlig hydrologi vil være til gavn for arten, da det vil skabe flere lysninger i
skoven. Det vil dog i et vist omfang ske på bekostning af nåletræsbevoksninger, hvilket her ikke
vurderes som et problem, da der skabes flere permanente lysninger. Det vil dog være nødvendigt
at sikre at disse områder ikke gror til. Tilgroning er allerede et problem på mange af artens
levesteder i Gribskov [Basisanalyse 2006].
6.4.5 Nyindvandrede og nykonstaterede fuglearter
Troldand (Aythya fuligula), isfugl (Alcedo atthis) og hedelærke (Lullula arborea) forekommer
indenfor fuglebeskyttelsesområdet, men de er ikke en del af udpegningsgrundlaget [Basisanalyse
2006].
Fuglebeskyttelsesdirektivet stiller ingen krav om en konsekvensvurdering af arter, der er angivet på
direktivets bilag 1 og 2, men som forekommer indenfor et fuglebeskyttelsesområde, for hvilket de
ikke er udpeget for, jf. afsnit 4.2. Det vil derfor kun meget kort blive vurderet om reetablering af
naturlig hydrologi kan have negative konsekvenser for de tre arter.
75

Konsekvensvurdering af arter og naturtyper
Billede 6.6 Milestedsmosen, hvor vandstanden
blev hævet i 2005. Foto af Jill Grønberg Nothlev,
sommer 2007.
Billede 6.7 Sandskredsmosen, hvor vandstanden blev
hævet i 1996-97. Foto af Jill Grønberg Nothlev,
sommer 2007.
Troldand er en trækfugl. Den dagraster i uforstyrrede næringsrige søer, åer og ved lavvandede og
beskyttede kyster [Skov- og Naturstyrelsen 2008, Pihl et al. 2003].
Reetablering af naturlig hydrologi vil være til gavn for arten, hvis det resulterer i etablering af nye
søer, og såfremt arten forekommer inde i skoven. I Gribskov har reetablering af naturlig hydrologi
resulteret i nye søer, f.eks. Milestedstedsmosen og Sandskredsmosen, se billede 6.6 og 6.7.
Isfugl er en ynglefugl. Den lever og yngler ved rene og klare vandløb og søer med en rig fauna af
små fisk, og bygger sin rede i jord- og lerskrænter [Skov- og Naturstyrelsen 2008, Pihl et al. 2003].
Det vurderes, at reetablering af naturlig hydrologi er positivt, idet det ikke vil føre til øget
næringsstoftilførsel til rene og klare vandløb og søer, samt at vandtilførslen til vandløbene ikke
reduceres.
Hedelærke er en ynglefugl. Arten fortrækker åbne, sandede områder med lav vegetation, bar jord
og spredte træer og buske, og findes på heder, klitheder, tør og åben fyrreskov samt ryddede
områder i nåleskove [Skov- og Naturstyrelsen 2008, Pihl et al. 2003].
Tilbagegang i nåletræsarealet og hyppighed af afdrifter vil ikke være til gavn for arten, og de
vådområderne der skabes vil ikke være med til at begunstige Gribskov som et levested for arten.
Reetablering af naturlig hydrologi vurderes derfor som negativt for arten.
6.5 Opsummering og konklusion på konsekvensvurdering
For næsten alle arters og naturtypers vedkommende vil reetablering af naturlig hydrologi have
positiv effekt, som vil gavne deres bevaringsstatus på lang sigt.
For skovnaturtyper vil der ske en tilbagegang, men denne tilbagegang vil være acceptabel og
gunstig for bevaringsstatus, da der kommer dynamik i skoven. Derfor er der ikke noget til hinder
for, at vandstanden hæves på disse naturtyper. Dog anbefales det, at der i forbindelse med
vandstandshævning på arealer med naturtyperne 91D0 og 91E0 undgås at områderne
oversvømmes, da der kan være plantearter, som skal sikres, så de kan fungere som
spredningskilder. Risikoen for oversvømmelse af disse arealer er forøget, da tørven kan have sat
sig, og jordoverfladen ligger lavere end oprindeligt. Det er en risiko i alle områder med
76

Konsekvensvurdering af arter og naturtyper
tørvedannelse som kan have sat sig.Mange af de lysåbne naturtyper er truet af eutrofiering,
tilgroning og udtørring, hvilket reetablering af naturlig hydrologi antageligt vil mindske påvirkning af.
Dog kan reetablering af naturlig hydrologi, hvis det resulterer i oversvømmelse og tab af naturtype,
være ugunstigt for naturtypernes bevaringsstatus og den biologiske mangfoldighed, da disse kun
forekommer meget sporadisk. Derudover er disse naturtyper vigtige spredningskilder for
plantearter til de nyetablerede vådområder. Derfor bør vandstanden kun hæves i det omfang, det
er nødvendigt for at sikre naturtypen og dens karakteristiske arter og den bør kun hæves til et
niveau der sikrer plantearternes overlevelse. I stedet bør der reetableres vådområder nær ved,
som plantearterne kan spredes til. Overdrevsnaturtyper er de eneste arealer, som det udelukkende
vil være negativt for, hvis vandstanden stiger.
I forbindelse med Skov- og Naturstyrelsen kortlægning af det fredskovspligtige areal blev en række
lysåbne naturtyper ikke naturtype-bestemt, men registreret som naturtype 9999 (bilag 22). Forud
for vandstandshævning skal det undersøges om disse områder indeholder naturværdier, som ikke
må gå tabt.
Generelt for naturtyper er, at det inden vandstandshævning skal undersøges om området
indeholder arter, som kræver særlig hensyn og er sjældne eller truede plante-, svampe-, lav- eller
dyrearter. I så fald bør vandstanden kun hæves i sådan en grad, at der ikke er risiko for at disse
arter går tabt pga. ugunstige vandstandsforhold for arten.
Derudover bør grøfter der afstrømmer direkte til eksisterende eller reetablerede vådområder
lukkes, for at reducere næringsstofstilførsel. Det vil ikke kun gavne de naturtyper, der er truet af
eutrofiering, men også mange af de arter, der ligeledes trues at eutrofiering. Det kan betyde
ændringer i vandtilstrømningen til vådområder, men det vurderes ikke som et problem, da det vil
betyde en mere jævn vandtilstrømning.
På kort 6.1 er vist alle kortlagte naturtyper indenfor projektområdet. De forskellige farver angiver, i
hvilket omfang reetablering af naturlig hydrologi bør foregå.
• Grønne områder er naturtyperne 9110, 9130 og 9160, hvor vandstanden umiddelbart kan
hæves, efter områder er undersøgt for om der kan være særligt bevaringsværdige arter.
• Gule områder er naturtyperne 91D0 og 91E0, hvor vandstand også umiddelbart kan hæves, da
det ikke vil være i uoverensstemmelse med kriterier for gunstig bevaringsstatus [Søgaard et el.
2005], men oversvømmelse bør undgås for at sikres, at vigtige spredningskilder ikke går tabt.
• Røde områder er de lysåbne naturtyper samt naturtype 9999, hvor vandstanden kun bør hæves i
det omfang, det er nødvendigt for at sikres naturtypen og dens karakteristiske arter, da disse
områder skal fungere som spredningskilder. Der bør i stedet reetableres vådområder i
umiddelbar nærhed.
For de konsekvensvurderede arter gælder det, at næsten alle arterne vil have gavn af, at der
skabes flere vådområder og lysninger samt at der kommer flere svækkede træer og mere dødt
ved. Dog vil en fuldstændig oversvømmelse at deres nuværende levesteder være ugunstigt for
dem.
Den eneste udpegede art som det forventes på sigt vil få forringet sin bevaringsstatus er
sortspætten, da den er økologisk betinget af nåletræsbevoksninger, men tilbagegang som følge af
naturlig hydrologi vurderes at være af mindre betydning end den generelle konvertering til naturnær
skovdrift med reduktion af rødgransbevoksninger til følge. Derudover vil hedelærke heller ikke nyde
gavne af reetablering af naturlig hydrologi pga. af tilbagegang i nåleskovsarealet.
77

Konsekvensvurdering af naturtyper og arter
Kort 6.1 Kortet viser alle kortlagte naturtyper indenfor projektområdet. Farvesignaturerne angiver i hvilket
omfang reetablering af naturlig hydrologi bør foregå. Grøn: vandstanden kan umiddelbart hæves; gul:
vandstanden kan umiddelbart hæves, men med forbehold; rød: vandstanden bør kun hæves, hvis det er
nødvendigt for at sikre naturtypen og dens karakteristiske arter [MapInfo Skov- & Naturstyrelsen].
78

Diskussion
7 Diskussion
I dette kapitel samles trådene fra de foregående kapitler. Resultaterne af feltundersøgelserne og
konklusionerne af konsekvensvurderingen vil blive sammenholdt med baggrundsstoffet og de tre
problemstillinger der blev opstillet i indledningen, vil blive diskuteret. Det vil blive behandlet,
hvorvidt reetablering af naturlig hydrologi vil gavne skoven og dens beskyttede arter og naturtyper
samt hvorledes det forholder sig med de lovmæssige aspekter i forhold til EF-habitat- og
fuglebeskyttelsesdirektivet. Til sidst gives der et forslag til, hvorledes reetableringen kan forløbe,
således at blive skabt mest muligt dynamik i skoven, samtidig med at det sikres, at der ikke sker
forringelser, samt i hvilken grad det kan forudsiges hvor og hvilke naturtyper der vil udvikle sig.
7.1 Vil det gavne skoven at den naturlige hydrologi reetableres?
Gribskov er ligesom resten af det skovbevoksede areal i Danmark blevet drænet for at øge
produktionseffektiviteten. For Gribskov har det betydet en tilbagegang i arealet med vådområder på
mere end 80 %. Dræningen har ført til at skoven generelt blevet mørkere, grundet dræning og
tilplantning med skyggegivende træarter som bøg og rødgran på langt størstedelen alle åbne
arealer.
I et naturligt skovøkosystem, hvor vandet har frit spil, er der en stor variation af habitater med
overgangszoner imellem, hvilket giver mulighed for at skoven kan rumme en lang række arter. Især
overgangszoner er en vigtig kilde til mangfoldighed i naturen. Den moderne drift med skarpt
afgrænsede områder giver ikke meget plads til overgangszoner, og dermed går en masse
intermediære habitater langs en miljøgradient tabt.
Dræning og intensiv drift af skove er blandt de 5 centrale temaer, der er opstillet i Rødliste 1997
[Stoltze & Pihl 1998] over de faktorer som går igen som en negativ faktor for en stor del af rødlistearterne.
På den baggrund er det konkluderet i Rødliste 1997, at de naturligt hjemmehørende arter,
og dermed den naturlige biodiversitet, i Danmark bedst kan bevares og beskyttes ved bl.a. at sikre
naturlig høj vandstand i kær, moser og skove, at genoprette enge, kær, moser m.m., samt at
udlægge urørt eller ekstensivt drevet skov. Af Rødliste 1997 [Stoltze & Pihl 1998] fremgår det, at
omkring 54 % af de truede, sårbare eller sjældne arter i Danmark er knyttet til skov. Skovene,
specielt gamle og urørte, er dermed den naturtype, der rummer langt flest af de særligt
beskyttelseskrævende arter. I moser findes omkring 10 % af de rødlistede arter i Danmark og i
ferske enge er det knapt 3 %.
På trods af den massive dræning af Gribskov, er skoven fortsat - biologisk set - meget rig på arter.
Der er således registreret 134 rød- og gulliste-arter, hvor det generelt gælder for mange af disse
arter, at de er knyttet til urørt eller gammel skov samt løvskov, men mange er også knyttet til
næringsfattige søer, moser generelt, ferske enge og højmoser.
At urørte og gamle skove med et betydeligt indhold af svækkede og udgående træer samt lysåbne
naturtyper mangler i naturen, præger også hvilke arter og naturtyper, der er beskyttet efter de
internationale naturbeskyttelsesdirektiver i Danmark. Det præger igen konsekvensvurderingen, der
er fortaget af arter og naturtyper, der forekommer i Gribskov og som er beskyttet efter de
internationale naturbeskyttelsesregler. Reetablering af naturlig hydrologi er til gavn for næsten alle
79

Diskussion
arter og naturtyper, og vil forbedre deres bevaringsstatus. Således er det kun overdrevsnaturtyper,
som det udelukkende vil være negativt for, hvis vandstanden stiger, hvor de findes. For arter er det
kun sortspætte (udpeget) og hedelærke (ikke udpeget), som ikke ubetinget vil nyde gavn af mere
naturlig hydrologi, da det vil ske på bekostning af nåleskov. Det vurderes dog for disse fugle, at
indførelsen af Naturskovsstrategien og dermed konvertering til naturnær skovdrift er en større
trussel.
Reetableres der mere naturlig hydrologi vil er der skabes flere levesteder i skovene bl.a. i form af
mere dødt ved, flere lysninger og en variabel træartsfordeling. Således er det fra et biologisk
synspunkt svært at se andet end gevinst ved, at skoven bliver vådere, da det skaber flere habitater,
og dermed potentiale for større biodiversitet. Der vil angiveligt være både plante- og dyrearter, som
trives på tørbund/højbund, der lokalt vil blive påvirket negativt af vandstandshævning. Ser man på
skovens som helhed er der ikke anledning til bekymring, da der forsat vil være betydelige arealer,
der af naturlig og andre årsager forbliver tørbundsarealer. Det er fugtigbundsarter, der er trængt og
på trods af de planlagte vandstandshævninger, vil de fortsat være trængt nationalt set. Endvidere
vil en ændring i de hydrologiske forhold på flere lokaliteter være en forudsætning for naturtypens
eller artens fortsatte tilstedeværelse, og vil derfor være med til at sikre en gunstig bevaringsstatus
ved at hindre indvandring af uønskede arter på naturtypen eller levestedet. Naturlig hydrologi i
Gribskov vil således forøge og sikre en fremtidig gunstig bevaringsstatus for flere af de naturtyper,
der kræver vand f.eks. kær, søer, enge og moser.
Af Basisanalyse (2006) fremgår det at mange af de lysåbne arealer i Gribskov er truet af udtørring
og tilgroning. Det ses også at de en af de mest fremherskende vådområde naturtyper i Gribskov er
91D0 Skovbevoksede tørvemoser, og som det fremgår af Søgaard et al. (2005) er den naturtype
ikke naturligt hjemmehørende i Danmark, men er primært et resultat af tilgroning af lav- og
højmoser. Den hovedsagelige årsag til at moser gror til, er at de er blevet drænet, hvilket gør
forholdene mere favorable for træopvækst. Også forhøjet N-deposition fremmer tilgroningen, da
vådområderne hermed bliver mere næringsrige.
Det vil således i særdeleshed være til gavn for skov at der reetableres naturlig hydrologi, da det det
vil skabe et langt mere diverst skovbillede og øge det potentielle udbredelsesområder for plante,
dyre, svampe og laver, der er tilknyttet og afhængige af mere dødt ved og vådområder.
7.2 Reetablering af naturlig hydrologi i forhold til Natura 2000
Som det blev beskrevet i kapitel 4 ”Internationale naturbeskyttelsesområder”, viser Europa-
Kommissionens egen fortolkning af habitatdirektivets artikel 6, stk. 1 og 2, at medlemslandene har
pligt til at træffe foranstaltninger til at opretholde eller genoprette en gunstig bevaringsstatus for
naturtyper og arter for hvilken habitatområderne er udpeget. En gunstig bevaringsstatus blev i
denne forbindelse ifølge EF-habitatdirektivets artikel 1, litra e) defineret som:
”det naturlige udbredelsesområde og de arealer, det dækker inden for dette område, er stabile eller i
udbredelse, og den særlige struktur og de særlige funktioner, der er nødvendige for dens
opretholdelse på lang sigt, er til stede og sandsynligvis fortsat vil være det i en overskuelig fremtid,
samt når bevaringsstatus for de arter, der er karakteristiske for den pågældende naturtype, er
gunstig.”
80

Diskussion
Endvidere blev det defineret i EF-habitatdirektivets artikel 1, litra i), at en arts bevaringsstatus er
gunstig når:
”data vedrørende bestandsudviklingen af den pågældende art viser, at arten på lang sigt vil
opretholde sig selv som en levedygtig bestanddel af dens naturlige levesteder, og artens naturlige
udbredelsesområde hverken er i tilbagegang, eller der er sandsynlighed for, at det inden for en
overskuelig fremtid vil blive mindsket, og der er og sandsynligvis forsat vil være et tilstrækkeligt stort
levested til på lang sigt at bevare dens bestande.”
Det blev også fastslået, at der var tale om forebyggende foranstaltninger – det er altså ikke
acceptabelt først at træffe foranstaltningerne, når forringelsen eller forstyrrelsen allerede gør sig
gældende, såfremt den er forudsigelig. ”Forringelse” skal i denne forbindelse fortolkes som en
fysisk forringelse af en naturtype eller et levested, i form af mindskelse af området eller ændring af
naturtypens eller levestedets særpræg. I forhold til ”forstyrrelse” antager Kommissionen, at
muligheden herfor må bedømmes på grundlag af forebyggelsesprincippet. Det er altså ikke
nødvendigt at bevise, at der virkelig vil indtræde betydelige skader, men sandsynligheden alene er
nok som grundlag for udbedrende foranstaltninger.
Yderligere blev det fastslået at de planer og projekter, der skal vurderes efter artikel 6, stk. 3 og 4,
er de planer og projekter, som er ikke direkte forbundet med eller nødvendige for lokalitetens
forvaltning, hvor der med lokalitetens forvaltning skal forstås lokalitetens bevaringsmæssige
forvaltning. Planer og projekter omfatter altså ikke bevaringsorienterede forvaltningstiltag, hvilket
reetablering af naturlig hydrologi absolut betragtes som, da det er en forudsætning for en forbedret
bevaringsstatus for langt størstedelen af udpegningsgrundlagene.
I sammenhæng med ovenstående konkluderes det derfor, at reetablering af naturlig hydrologi ikke
betragtes som en plan eller et projekt, der skal vurderes efter artikel 6, stk. 3. Dog vil det være
nødvendigt at foretage en konsekvensvurdering af konkrete indgreb for at sikre, at der træffes
passende foranstaltninger, så der ikke sker forringelse eller forstyrrelse, som følge af forudsigelige
begivenheder.
Mht. at opretholde og genoprette en gunstig bevaringsstatus for arter og naturtyper, der udgør
udpegningsgrundlaget, vil reetablering af naturlig hydrologi betyde forbedret bevaringsstatus for en
række naturtyper og arter, da det vil forberede tilstanden af naturtyper samt arters levesteder, og
for langt de flestes vedkommende også udvide deres udbredelsesområde. Det kan dog resultere i
en betydelig forringelse af bevaringsstatus for naturtyper og arter med et meget små og spredt
forekomster, hvis ændring i vandstandsforholdene betyder at naturtypens eller levestedets
udbredelse formindskes, eller der sker ændringer af naturtypens eller levestedets særpræg. I så
fald er det nødvendigt at træffe passende foranstaltninger forud for reetablering af den naturlige
hydrologi.
Enhver svækkelse af de faktorer, der er nødvendige for opretholdelse af naturtyper på lang sigt,
kan betragtes som en forringelse. Reetablering af naturlig hydrologi kan her og nu føre til
tilbagegang i naturtyper og arter, men på lang sigt vil det føre til et potentielt større
udbredelsesområde for langt de fleste naturtyper på udpegningsgrundlaget, og til en bedre
bevaringsstatus for de skovnaturtyper som også på lang sigt vil gå tilbage. Det skal dog sikres, at
der ikke mistes områder med naturtyper, som er betydning for en given naturtypes udvikling og
udbredelse.
81

Diskussion
Omvendt betyder det også at der en forpligtelse til at gribe ind over for, at de lysåbne naturtyper i
Gribskov er under tilgroning, da det er en forringelse af bevaringsstatus for en lang række af de
lysåbne naturtype. Der kan derfor være en forpligtelse til at bremse tilgroning, enten ved naturpleje,
i form af fjernelse af træopvækst, eller ved naturgenopretning, i form af reetablering af naturlig
hydrologi.
7.3 Hvorledes skal indgrebet foregå – herunder pleje
Gennemgangen af de internationale juridiske naturforpligtelser har gjort det klart, at de beskyttede
arter og naturtyper skal sikres, således at der også i fremtiden findes de særlige strukturer og
funktioner, der er nødvendige for arter og naturtypers udbredelse og tilstedeværelse i Gribskov.
Der kan således argumenteres for, at der skal reetableres naturlig hydrologi flere steder i skoven,
da de lysåbne naturtyper er trængt og mange steder præget af udtørring og tilgroning. På den
anden side skal det sikres at der ikke sker betydelige forringelser for de arter og naturtyper som
forekommer i Gribskov, og som er beskyttede.
Både litteraturstudiet og feltundersøgelserne har vist at de sjældne og truede arter, samt de mere
almindelige arter, kræver lang tid til at sprede sig til nye områder, samt at de for længst er
forsvundet fra frøbanken. Det er derfor vigtigt, at det i forbindelse med reetablering af naturlig
hydrologi sikres, at der fortsat er områder, hvorfra disse arter kan sprede sig til de nye områder.
Det vurderes derfor at det vil være i strid med de internationale naturbeskyttelsesregler, hvis
vandstanden hæves i et sådant omfang, at de områder, hvor disse arter forekommer, risikere at
blive oversvømmet. I stedet bør det sikres at udtørring og tilgroning ikke fortsat er et problem i
områderne gennem pleje og eventuelt en mindre vandstandsstigning, som sikrer arternes fortsatte
tilstedeværelse. Derudover bør der reetableres vådområder i umiddelbar nærhed af de
eksisterende vådområder, således at spredningsafstandene bliver mindst mulige, hvilket vil kunne
fremme arternes spredning til nye områder.
Når vandstanden hæves kan det enten foregå ved at grøftebunden hæves gradvist over en
årrække, hvorved også vandstanden hæves gradvist, eller ved at grøftebunden hæves
fuldstændigt ved et engangsindgreb, hvorved vandstanden hæves drastisk over en kort periode.
Umiddelbart synes gradvis vandstandshævning at være den bedste løsning, hvor det ønskes at
den eksisterende vegetation skal kunne ”nå at flytte sig”. Ved fuldstændig lukning af grøfterne
oversvømmes vegetationen, og den risikerer at gå tabt, så hvor den eksisterende vegetation
ønskes bevaret kan gradvis vandstandshævning være nødvendig. Der er dog argumenter mod at
benytte gradvis vandstandshævning. Som nævnt, fremgår det af Aaby et al.’s (2006) og Blemmer
et al.’s (2007) modelberegning af N i vandmassen ved vandstandshævning i Åmosen, at der ske
en betydelig frigivelse af N fra jorden til vandmassen ved vandstandshævning. Ved gradvis
vandstandshævning vil der således ske en forøget næringsstofsfrigivelse hver gang vandstanden
hæves. I Aaby et al. (2006) og Blemmer et al. (2007) anbefales det således, at vandstanden
hæves mest muligt. Det anbefales derfor her, at gradvis vandstandshævning kun benyttes hvis
andet ikke er muligt.
Den alternative måde at hæve vandstanden gradvist på, hvor tanken er, at der skabes en forhøjet
vandstand på højere liggende områder, ved lukning på lavere liggende, vurderes ikke at være
anvendelig, da Hensel & Miller (1991) har fundet at vandstanden stiger ovenfor vådområder på
82

Diskussion
lermoræne, men det falder samtidig nedenfor. Den fremgangsmåde anbefales derfor ikke, da den
kan have den uheldige virkning, at den sænker vandstanden på lavere beliggende områder.
Når vandstanden skal hæves kan man vælge at lade eventuelle træer stå eller fjerne dem.
Ligeledes gælder det for stød, flis og kvas.
Af Chang (2006) fremgik det, at der i forbindelse med tynding, afdrift af træbevoksning og fjernelse
af stød er et større tab af næringsstoffer end fra uberørte områder. Jo mere omfattende ændringen
i træbevoksning er, des større mængde næringsstof tabes. Således er tabet mindst ved tynding og
størst når stødene fjernes, hvilket antageligvis skyldes at jordoverfladen forstyrres mere, og der
kommer partier uden førne og eventuel vegetation.
Feltundersøgelserne har indikeret, at der efter 9-10 år ikke er nogen forskel i vandkvaliteten uanset
om træerne er fjernet eller ej, dog kan der spores en mindre forskel i
vegetationssammensætningen. Fjernes træerne er der antageligvis en forøget risiko for tab af
næringsstoffer her og nu, men på sigt er der ingen forskel i vandkemien. Der er ikke foretaget
feltundersøgelser på lokaliteter, hvor stød er fjernet, men det antages at situationen vil være den
samme om træerne fjernes eller ej. Det forventes ikke at stødene resulterer i større
næringsstofstilførsel til området end den overjordiske del af træerne gør. Det forventes heller ikke,
at det vil resultere i større næringsstofstilførsel hvis stødene ikke fjernes end hvis de fjernes. Den
eventuelt mindre næringsstofstilførsel fra selve stødene, hvis de fjernes, forventes at blive opvejet
af den øgede næringsstofstilførsel, som fjernelsen af stødene kan resultere i på kort sigt. På
længere sigt vurderes stødene heller ikke at udgøre en betydelig næringsstofstilførsel, da
nedbrydning af ved foregår langsommere under vand end i luft, hvilket forventes at reducere
næringsstofstilførsel yderligere. Mht. kvas og flis er der heller ikke foretaget feltundersøgelser, hvor
kvas og flis blev efterladt og der har ikke kunnet findes noget herom i litteraturen. Det vurderes dog
her, at efterladelse af kvas og flis udgør en eventuel unødvendig næringsstofstilførsel, da det ikke
forstyrrer jordbunden at fjerne det og ikke tilfører dødt ved af værdi for skoven dyr, mosser, svampe
eller laver.
Det anbefales således, at træer bør blive i et vist omfang, da det tilføjer dødt ved, men fjernes hvor
lysåben naturtype er sigtet, dog kan enkelte individer efterlades. Stød bør efterlades, da
næringsstofsfrigivelsen forventes at være størst, når de fjernes, mens flis og kvas bør fjernes, da
det nemt kan fjernes og ikke har nogen værdi som dødt ved.
På baggrund af det ovenstående gives der her et forslag til fremgangsprocedure ved reetablering
af den naturlige hydrologi, jf. opdelingen af naturtyper efter kort 6.1:
I grønne områder (skovnaturtype 9110, 9130 og 9160) samt områder, hvor der ikke er naturtyper,
der skal beskyttes efter habitatdirektivet, anbefales det at lukke grøfter fuldstændigt ved et
engangsindgreb. Det bør ske i fuldlængde, hvis området forventes at stå fuldstændig under vand,
da det også sikkerhedsmæssigt er mest forsvarligt. Forventes der ikke at komme til at står blankt
vand, kan lukningen eventuelt blot ske delvist. Gradvis vandstandshævning frarådes, da det vil føre
til næringsstofsfrigivelse af flere omgange. Om træer skal fjernes eller ej må vurderes for det
enkelte område. Det foreslås at træerne fjernes fra den centrale del af området, så der skabes et
lysåbent parti til gavn for arter der fouragerer i lysninger. Langs randen af området efterlades
træerne, der tyndes eventuelt ud, for herved at efterlade træ, som svækkes og dør til gavn for arter,
der er afhængig af denne form for træ, som flagermus, spætter m.fl. Tynding vil reduceres den
83

Diskussion
vandstandssænkning som gamle træer kan udføre, og skabe en gradient mellem det åbne og
skovbevoksede, hvor tilpassede arter kan spredes til.
I gule områder (skovnaturtype 91D0 og 91E0) anbefales at grøfterne lukkes fuldstændigt hvis
muligt. Risikerer området at blive oversvømmet bør grøfter dog kun lukkes gradvist. For 91D0 bør
træopvækst fjernes, stød efterlades og flis og kvas fjernes, da sigtet er reetablering af lysåben
naturtype. For 91E0 bør naturtypens karakteristiske træer efterlades og resten fjernes, da der kan
være naturtypekarakteristiske træer, der overlever vandstandshævning, afhængigt af deres alder
og omfanget af vandstandsstigningen. Nye individer vil kunne etablere sig i de åbninger i
kronedækket, der dannes hvor træer er blevet fjernet. Således fremmes de karakteristiske arter og
der tilføjes dødt ved. Der kan eventuelt tyndes i træbevoksningen omkring området, da det
reducerer den vandstandssænkning som gamle træer kan udføre, og dermed skabe en gradient
mellem det åbne og skovbevoksede, hvor tilpassede arter kan spredes til.
I røde områder (lysåbne naturtyper) anbefales det at vandstanden kun hæves i det omfang det er
nødvendigt, for at sikre området og arternes fortsatte tilstedeværelse, da disse områder skal
fungere som spredningskilde til reetablerede vådområder. En eventuel oversvømmelse kan
således fjerne en vigtig lokal spredningskilde. I områdernes nærhed bør der reetableres
vådområder, hvortil planterne kan spredes. Træer, kvas og flis bør fjernes og stød efterlades.
Træer bør fjernes, da det er bevaring af lysåbne naturtyper der sigtes efter. Der kan eventuelt
tyndes i træbevoksningen omkring området, da det reducerer den vandstandssænkning, som
gamle træer kan udføre, og dermed skabe en gradient mellem det åbne og skovbevoksede, hvor
tilpassede arter kan spredes til.
I kombination med de ovenstående forslag bør grøfter, der afstrømmer direkte til eksisterende eller
reetablerede vådområder, lukkes, for at reducere næringsstofstilførslen, hvilket vil gavne både
beskyttede arter og naturtyper.
Ved overstående forslag tilgodese flest muligt beskyttede naturtyper og arter, da eksisterende
områder sikres, der tilføjes svækkede og udgåede træer, der skabes mulighed for tilpassede arter
kan etablere sig og overgangszoner fremmes, samtidig med at der sker en udvidelse af de mest
trængte naturtyper potentielle udbredelsesområde.
Effekten af en vandstandshævning vil ofte afhænge af, hvordan den efterfølgende drift af området
vil foregå. Det kan derfor være nødvendigt at kombinere reetablering af naturlig hydrologi med
samtidige eller efterfølgende plejetiltag, for at den for alvor kan gavne den samlede biologiske
mangfoldighed.
Mange af de naturtyper og arter, der i dag er sjældne i Danmark, er forsvundet på grund af ophørt
drift på lysåbne naturtyper som enge, moser og overdrev. Samtidig kan en voldsom tilgroning med
f.eks. birk virke modsat vandstandshævning, da træerne fordamper store mængder vand fra
området. På lokalitet SG blev der observeret betydelig birkeopvækst, hvilket bekræfter problemet.
Pleje af lysåbne arealer kan ske i form af græsning, slåning eller rydning af uønsket opvækst, alt
efter naturtypen og hvilken pleje, der er mest hensigtsmæssig for den.
Naturpleje i form af rydning af træopvækst, som et indledende indgreb i forbindelse med
reetablering af naturlige vandstandstandforhold, er specielt relevant på hidtidige lysåbne
naturtyper, som enge, overdrev og moser. Der bør derfor samtidig udarbejdes og realiseres en
84

Diskussion
samlet detaljeret plejeplan med engangsindgreb i form af træfældning og kratrydning og
efterfølgende kontinuerlig græsning, rørhøst, og/eller høslæt. Dette er en ubetinget forudsætning
for områdets fremtidige diversitet efter en vandstandshævning.
7.4 Er det muligt at forudsige hvor og hvilke naturtyper der vil udvikle sig?
Til at forudsige hvor der vil opstå vådområder, har SNS-Nordsjælland benyttet sig af
Kvartermesterens kort fra 1857-58. Af Kvartermesterens kort fremgår det dog ikke hvilken slags
vådområder der var før, og det kan således kun bruges til at vise, hvor der har været vådområde.
SNS-Nordsjællands erfaring er også, at hvor der i midten af 1800-tallet var vådområder, vil der
også genopstå vådområder, men hvordan området udvikler sig og hvilken naturtype der vil opstå er
det svært at forudsige, hvilket Sandskredssøen og Rødedammen er eksempler på.
Hvilken naturtype der vil udvikle sig i et område efter vandstandshævning, kan tidligere
arealanvendelse have indflydelse på, da arealanvendelsen vil indvirke på næringsstofsforholdene.
Feltundersøgelserne i de reetablerede vådområder viste, at de 5 lokaliteter havde udviklet sig, som
det ud fra den tidligere arealanvendelsen vil forventes. Det er dog langt fra alle reetableret
vådområder der er blevet undersøgt, og der er områder der har udviklet sig helt anderledes. Et
eksempel på en lokalitet, som ikke har udviklet sig i retning af fattigkær med Sphagnum-forekomst,
er Store Selbæksmose i Gribskov. Store Selbækmose blev besøgt, men vegetationen blev ikke
analyseret. Det blev observeret at vegetationen var domineret af skov-kogleaks, der var rig
forekomst af stor nælde, hindbær og gyldenris, og sporadisk tagrør, hjortetrøst og kål-tidsel.
Endvidere blev det observeret at jordbunden var fugtig. Før reetablering af naturlig hydrologi var
der her rødgran, jf. SNS Nordsjællands skovkort fra 1991. Store forekomster af skov-kogleaks ses
på forholdsvis flade arealer med trykvand, dvs. at arealer tilføres grundvand [Mikkelsen 1980].
Store Selbækmose er et forholdsvis fladt område, og hvis det er påvirket af grundvand, som skovkogleaks-dominans
i området indikerer, kan det være en forklaring på at der ikke har udviklet sig
tørvemose, da Sphagnum-arter ikke trives med en høj Ca 2+ -kocentration [Clymo & Hayward 1982],
hvilket der ofte er i grundvand.
At gamle kort kan anvendes som hjælpemiddel til at forudsige, hvor og hvordan et område udvikler
sig, bekræftes af Bock et al. (2001), der har undersøgt de gamle korts anvendelighed til at
forudsige, hvor der vil opstå vådområder i Vestskoven ved København. Bock et al. (2001) fandt at
de er rigtig gode hjælpemidler, men der kan være faktorer som f.eks. grundvandsindvinding og en
deraf følgende vandstandssænkning, der kan betyde at nogle områder ikke genopstår, hvilket
Rune (1997) også konkluderer kan være et problem i dele af Gribskov i forbindelse med
reetablering af naturlig hydrologi. Derudover kan der være sket ændringer i området, der har været
drænet, f.eks. kan tørven være bortgravet eller mere eller mindre omsat ved koldforbrænding,
hvilket kan betyde, at hvad der før var højest nu er lavest, og der i stedet for en mose opstår en sø.
Kvælstofnedfald og anden luftforurening samt næringsstofsberigelse af jord, kan betyde at der i
dag er blevet så næringsrigt at de oprindelige lysåbne naturtyper ikke kan etablere sig igen, da de
hurtigtvoksende plantearter samt træopvækst vil udkonkurrere de mere nøjsomme arter.
85

Konklusion
8 Konklusion
Dræning og intensiv drift af skove er en af de centrale årsager til at den biologiske mangfoldighed
er trængt, hvilket bedst kan rettes op ved at reetablere den naturlige hydrologi og dermed
genoprette skovenes vådområder. I Gribskov er der sket en omfattende dræning, som har
resulteret i en tilbagegang i arealet med vådområder på 80 % siden midten af 1800-tallet.
Reetablering af naturlig hydrologi vurderes at være til gavn for skoven og dens beskyttede arter og
naturtyper. Reetableres naturlig hydrologi i Gribskov kan der skabes en større biodiversitet, da det
vil medføre, at der opstår en lang række moser, søer og sumpskove. Der vil blive skabt en større
mosaik og variation i skovtyperne, og flere arealer vil naturligt overgå til urørt skov, hvorved der vil
blive en bedre sammenhæng mellem de allerede eksisterende urørte skovområder.
På de lokaliteter i Gribskov, som blev besøgt i forbindelse med udarbejdelsen af dette speciale,
hvor den naturlige hydrologi er blevet reetableret, så der ud til at have udviklet sig naturtyper, som
på sigt kan blive værdifulde biologiske set. Men generelt for alle områder var, at flere almindelige
og karakteristiske arter, samt sjældne og truede arter, endnu ikke havde spredt sig til områderne.
Generelt synes tilstanden på lokaliteterne dog at være gunstig for, at den etablerede vegetation
forsat kan trives og flere af de naturtypekarakteristiske arter kan indvandre. Dog kan fortsat pleje i
form af fjernelse af opvækst være nødvendigt, hvis områderne ønskes bevaret som lysåbne.
I forhold til de internationale naturbeskyttelsesregler er der pålagt en forpligtelse til at sikre, at der
ikke sker forringelser eller forstyrrelser af beskyttede naturtyper og arter som forekommer i skoven.
Det skal således sikres, at der ikke sker forringelse af bevaringsstatus for de beskyttede naturtyper
og arter, hverken som følge af reetablering af naturlig hydrologi, eller som følge af påvirkninger
som udtørring og tilgroning. Vurderingen af konsekvenserne for arter og naturtyper i forbindelse
med reetablering af naturlig hydrologi viser, at det vil fremme bevaringsstatus for næsten alle
beskyttede arter og naturtyper. Dog er flere arter og naturtyper kun repræsenteret med få og
spredte forekomster, og det er derfor nødvendigt at tage særlige hensyn til disse. Der er derfor
opstillet et forslag til, hvor og hvorledes reetablering af den naturlige hydrologi kan foregå, så det
sikres at der skabes mest mulig dynamik i Gribskov ved mere naturlig hydrologi, samtidig med at
det ikke bringer reetableringen af den naturlige hydrologi i uoverensstemmelse med de
internationale naturbeskyttelsesregler.
Forslaget består af tre fremgangsmåder, alt efter hvilke naturtyper der findes i et givent område, og
ser således ud:
• Områder med skovnaturtype 9110, 9130 og 9160, samt områder, hvor der ikke er
naturtyper, der skal beskyttes efter habitatdirektivet: Vandstanden bør hæves fuldt ud
på en gang, såfremt andre hensyn ikke forhindrer det. Træerne kan fjernes, stød skal
blive og kvas og flis fjernes.
• Naturtype 91D0 og 91E0: Vandstanden bør hæves, men kun i et omfang der ikke
omdanner området til en sø. 91D0: Træerne fjernes, stød skal blive og kvas og flis
fjernes. 91E0: Naturtypekarakteristiske træer efterlades, andre træer fjernes, stød skal
blive og kvas og flis fjernes.
• Lysåbne naturtyper samt naturtype 9999: Vandstanden kun bør hæves i det omfang,
det er nødvendigt for at sikre naturtypen og dens karakteristiske arter, da disse
områder skal fungere som spredningskilder. Der bør i stedet reetableres vådområder i
umiddelbar nærhed. Træerne kan fjernes, stød skal blive og kvas og flis fjernes.
86

Konklusion
Hvor og hvilken naturtype der vil udvikles i et område efter reetablering af naturlig hydrologi kan
være svært at forudsige, men gamle kort er velegnede hjælpemidler til at forudsige, hvor, og til en
hvis grad hvordan, et område vil udvikle sig. Hvordan et område udvikler sig afhænger også af
områdets tidligere arealanvendelse.
Det vil i fremtiden være meget interessant at følge vegetationens udvikling på de lokaliteter, der
blev besøgt og foretaget feltundersøgelser på, i forbindelse med udarbejdelsen af dette speciale.
Blandt andet for at blive klogere på udviklingen i reetablerede vådområder i skov, men også fordi
der i dette speciale er dannet et solidt grundlag til at kunne følge udviklingen netop i disse områder.
87

Perspektivering
9 Perspektivering
9.1 Fremtidige undersøgelser i Gribskov
Som nævnt andre steder i rapporten vil det være meget interessant at følge vegetationens
udvikling på de lokaliteter, hvor der er blevet foretaget feltundersøgelser. Det kunne være med til at
udvide vores viden om, hvordan områder i skove udvikler sig efter, at den naturlige hydrologi er
blevet reetableret i skoven. Desuden kunne det være interessant at undersøge en flere andre
faktorer. Eks. på fremtidige feltundersøgelser kunne være at:
• følge udviklingen i overgangszonerne ved udlægning af transekter som besøges over
flere årtier, med x års interval.
• følge udviklingen i områder, hvor det planlægges at hæve vandstanden indenfor
overskuelig fremtid, ved at lave en registrering af flora, fauna og svampe,
jordbundsforhold (pH, næringsstoffer m.m.), dødt ved og historik (hvornår blev området
drænet, hvad indeholdt området før dræning, hvilke bevoksninger har der været
gennem tiden) i områder før vandet hæves, således at der kan opbygges et bedre
kendskab til, hvilke faktorer der influerer på, hvordan området udvikler sig. Dette bør
gøres for områder, hvor træer og stød hhv. fjernes eller ikke fjernes, samt hvor vandet
hæves hhv. gradvist eller fuldstændigt, og hvor der er løv eller nål, mor eller muld m.m.
Gribskov kunne blive et spændende område indenfor forskning af vandstandshævnings betydning
for skove, da Gribskov indeholder mange områder, hvor vandet kan hæves, og som derfor har et
stort potentiale for forsøgslokaliteter indenfor for det samme skovområde.
9.2 Klimaændringer
Sonnenborg et al. (2006) skriver, at klimaændringer som følge af global opvarmning under danske
forhold forventes at resultere i, at der i vækstsæsonen vil komme flere episoder med kraftig
nedbør, men også længere perioder med tørke. I vinterhalvåret vil der generelt komme mere
nedbør. For visse dele af landet forventes det, at ådale og lavtliggende områder vil blive
vandlidende en stor del af året. Endvidere vil risikoen for oversvømmelser blive forøget som følge
af større ekstreme vandføringer.
Sommeren 2007 var præget af flere episoder med kraftig nedbør, der resulterede i, at vandstand
stod meget højt flere steder i skoven (billede 9.1 og 9.2), og det er meget sandsynligt, at der
kommer flere af disse somre. For bøg kan det betyde, at den vil blive trængt på lavere beliggende
områder, lige meget om den naturlig hydrologi reetableres eller ej. De våde somre er også hårde
for hvepsevågen, da dens primære føde, bier og hvepse, bliver reduceret. Den er derfor afhængig
af rigeligt med vådområder, hvor den kan fange padder i stedet for, specielt i yngletiden. For
hvepsevåge betyder reetablering af naturlig hydrologi, således et bredere fødegrundlag, som
forbedrer deres ynglesucces i ugunstige somre.
88

Perspektivering
Billede 9.1 Forhøjet vandstand i bøgebevoksning
efter kraftig nedbør. Foto af Jill Grønberg
Nothlev, sommer 2007.
Billede 9.2 Forhøjet vandstand i rødgranbevoksning
efter kraftig nedbør. Foto af Jill Grønberg Nothlev,
sommer 2007.
Billede 9.3 Grøft ved Askehullet i Gribskov. Foto
af Jill Grønberg Nothlev, sommer 2007.
Billede 9.4 Gribskov Grøft ved Askehullet i Gribskov
efter kraftig nedbør. Foto af Jill Grønberg Nothlev,
sommer 2007.
De kraftige nedbørsepisoder kan også resultere i, at der sker en forøget næringsstofstilførsel til
vådområder, da den kraftige afstrømning kan erodere grøftebrinkerne i større omfang og føre mere
partikulært materiale med sig (billede 9.3 og 9.4). Lukkes grøfter, der afstrømmer til vådområder, vil
den meget kraftige tilstrømning, i forbindelse med kraftig nedbør, kunne reduceres. Det vil således,
i forbindelse med episoder med kraftig nedbør, som følge af klimaændringerne, være til gavn for
flere naturtyper, at der reetableres naturlig hydrologi.
Også i tørke perioder vil en hævet vandstand som følge af reetablering af naturlig hydrologi være til
gavn, da det vil skabe flere, både små og større vådområder. Som nævnt i boks 2.1 er specielt
våde lavninger er en vigtig fødekilde for en lang række arter, især i tørkeperioder. Eksempelvis
søger solsort og skov-sneppe føde i de våde lavninge i tørkeperioder, da regnorme søger dybt ned
på tørre jorde [Møller 2000].
Derudover er flere af de våde naturtyper i Gribskov er præget af udtørring, og de vil blive særligt
hårdt ramt i tørkeperioder. En vandstandshævning i disse områder vil derfor mindske
sandsynligheden for at tørre fuldstændigt ud i tørkeperioder.
89

Perspektivering
Tørkeperioder kan også ramme vandløb og vådområder hårdt, da at vandtilførslen, via grøfterne,
mere eller mindre ophører. Når grøfterne lukkes vil nedbøren, der når jorden i langt større grad sive
ned i jorden og tilføres vandløb og vådområder vis af grundvandet. Om vinteren er der
almindeligvis en stor nedbørsmængde, som således vil bliver ophobet i jorden, da vandet løber
langsommere gennem jorden end via grøfter, og der vil derfor være en mere jævn vandtilførsel året
rundt.
Så i forhold til de klimaændringer, som Sonneberg et al. (2006) forventer, og som har vist sig, så vil
reetablering af naturlig hydrologi resultere i flere vådområder, hvilket vil gavne dyrelivet, men vil
også gavne vådområderne, da grøftelukningen, vil mindske udsvingene i vandtilførslen fra
overfladeafstrømning og grundvand, samt næringsstofstilførslen.
Klimaændringerne skyldes øget udledningen af drivhusgasser, hvor specielt CO 2 -udledningen er i
fokus. I vådområder, sker der en akkumulation af organisk materialer og dermed CO 2 , og det er
derfor nærliggende at antage, at flere vådområder vil være med til at mindske drivhuseffekten, da
det vil have en positiv indflydelse på CO 2 -balancen. Det modvirkes dog af, at der fra vådområder
sker en betydelig frigivelse af methan (CH 4 ) [Bridgham et al. 2006] og lattergas (N 2 O) [Wray &
Bayley 2007], der begge er aggressive drivhusgasser. Mht. til CH 4 har Bridgham et al. (2006)
fundet, at CH 4 -emissionen fra vådområder helt kan udligne den positive effekt ved binding af C i
det organiske materiale, i forbindelse med klimaændringer, og konkluderer derfor også at CO 2 -
akkumulation ikke bør bruges som et argument for reetablering af vådområder. Reetablering af
naturlig hydrologi, og dermed flere vådområder, bør derfor ikke betragtes, som en faktor, der kan
modvirke den globale opvarmning, og dermed klimaændringerne, men i stedet for som en faktor,
der gør skovøkosystemet mere robust over for selve klimaændringerne.
Klimaændringerne vil, om den reetableres naturlig hydrologi eller ej, betyde ændringer i
skovnaturtypernes udbredelse, og således er der allerede ændringer på vej skoven, men af hensyn
til vådområder og dyrelivet, og de konsekvenser klimaændringerne kan have for disse, tilrådes det,
at der reetableres naturlig hydrologi.
90

Referencer
10 Referencer
A
Andersen, O. 2008: Skovfoged, Skov- og Naturstyrelsen Nordsjælland. Personlig kommentar.
Aldous, A.R., Craft, C.B., Stevens, C.J., Barry, M.J. & Bach, L.B. 2007: Soil phosphorus release
from a restoration wetland, upper Klamath Lake, Oregon. – Wetlands 27 (4).
B
Bakker, S.A., Van der Berg, N.J. & Speleers, B.P. 1994: Vegetation transitions of floating wetlands
in complex of turbaries between 1937 and 1989 as determined from aeriale photographs with GIS.
Vegitatio, 144, pp. 161-167.
Barnes, B.V., Zak, D.R., Denton, S.R. & Spurr, S.H. 1998: Forest ecology. - 4th edition. John Wiley
& Sons, Inc. 774 pp.
Basisanalyse 2006: Basisanalyse for Natura 2000 områder i Frederiksborg Amt, 2006. Gribskov,
Esrom Sø, Esrom Å og Snævret Skov. EF-habitatområde 117, EF-habitatområde 190 og EFfuglebeskyttelsesområde
108. Bidrag fra Frederiksborg Amt til Skov- og Naturstyrelsen, juli 2006.
Tilrettet maj 2007.
Blemmer, M., Hodal, L., Stenander, L. & Uldahl, A. 2007: Analyse af kvælstofcyklussen ved
vandstandshævning i Åmosen. Den Naturvidenskabelige basisuddannelse, Roskilde
Universitetscenter. 104 pp.
Bock, L., Vejre, H. & Vestergaard, P. 2001: Gamle kort kan forudsige landskabers udvikling. –
Vækst 3 – 2001, pp. 26-29.
Boers, A.M., Frieswyk, C.B., Verhoeven, J.T.A. & Zedler, J.B. 2006: Contrasting Approaches to the
Restoration of Diverse Vegetation in Herbaceous Wetlands. – In: Bobbink, R., Beltman, B.,
Verhoeven, J.T.A. & Whigham, D.F. (ed.). Wetlands: Functioning, Biodiversity Conservation, and
Restoration. Ecological Studies, vol. 191, pp. 225-246. Springer.
Bridgham, S.D., Megonigal, J.P., Keller, J.K., Bliss, N.B. & Trettin, C. 2006: The carbon balance of
North American wetlands. – Wetlands, Vol. 26, No. 4, pp. 889-916.
Briggs, L. & Damm, N 2007: Springfrø Rana dalmatina. – I: Søgaard, B. & Asferg, T. (red.).
Håndbog om dyrearter på habitatdirektivets bilag IV – til brug i administration og planlægning. –
Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet. Faglig rapport fra DMU nr. 635, pp 149-155.
By- og Landskabsstyrelsen 2008: Fremgår af By- og Landskabsstyrelsens hjemmeside,
www.blst.dk. Aflæst 12. april 2008.
Baagøe, H.J. & Degn, H.J. 2007a: Brunflagermus Nyctalus noctula. – I: Søgaard, B. & Asferg, T.
(red.). Håndbog om dyrearter på habitatdirektivets bilag IV – til brug i administration og
planlægning. – Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet. Faglig rapport fra DMU nr. 635,
pp 53-59.
Baagøe, H.J. & Degn, H.J. 2007b: Brunflagermus Nyctalus noctula. – I: Søgaard, B. & Asferg, T.
(red.). Håndbog om dyrearter på habitatdirektivets bilag IV – til brug i administration og
planlægning. – Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet. Faglig rapport fra DMU nr. 635,
pp 71-73.
91

Referencer
C
Chang, M. 2006: Forest Hydrology. An Introduction to Water and Forests. 2nd. ed. Taylor & Francis
Group. 474 pp.
Clausen, M.B., Clemmensen, C. & Johansen, P. 2006: Genetablering af naturlig hydrologi i
Gribskov. Bachelorprojekt ved Center for Skov, Landskab og Planlægning. Skovskolen, Nødebo
ved Den Kgl. Landbohøjskole.
Clymo, R.S. & Hayward, P.M. 1982: The Ecology of Sphagnum. – In: Smidt, A.J.E. (ed.). Bryophyte
Ecology. Chapman and Hall, pp. 229-289.
D
Danmarks Naturfredningsforening (DN) 2008: Fremgår af www.dn.dk/gribskov under: Turforslag.
Aflæst 12. april 2008.
Danmarks Fugle og Natur (DFN) 2008: Fremgår af www.fugleognatur.dk under: Felthåndbogen.
Aflæst 12. april 2008.
Dahl-Nielsen, I. 2006: Statslig Naturforvaltning Projektindstilling. Projektnavn: Udarbejdelse af
projektforslag ”Naturlig hydrologi i Gribskov”. Frederiksborg Statsskovdistrikt.
E
Emborg, J. & Hahn, K. 2005: Naturskoven som inspiration for skovdyrkning. – I: Larsen, J.B. (red.).
Naturnær skovdrift. Dansk Skovforening. pp. 48-77.
Europa-Kommissionen 2001: Forvaltning af Natura 2000-områder. Habitatdirektivet 92/43/EØF,
artikel 6. – Luxembourg: Kontoret for De Europæiske Fællesskabers Officielle Publikationer.
F
Falinski, J. B. 1986: Major natural factors differentiating the forest enviroment and landscape. – In:
Falinski, J. B.. Vegetation dynamics in temperate lowland primeval forests. Geobotany 8. Dr. W.
Junk Publishers, 1986.
Fjeldså, J. 2002: Tranefugle. – I: Meltofte, H., & Fjeldså, J. (red.). Fuglene i Danmark. 2. udgave, 1.
oplag, 2002, Gyldendal, pp. 269-284.
Fog, K 1993: Oplæg til forvaltningsplan for Danmarks padder og krybdyr. – Miljøministeriet, Skovog
Naturstyrelsen. 170 pp.
Fog, K. 2002: Status for sjældne vindelsnegle i Vertigo spp. i Danmark 1999-2000. – I: Pihl, S. &
Laursen, K. (red.). Kortlægning af arter omfattet af EF- Habitatdirektivet 1997-2000.
Naturovervågning. Danmarks Miljøundersøgelser. Arbejdsrapport fra DMU, nr. 167, pp 96-133.
Fog, K., Schmedes, A. & Rosenørn de Lasson, D. 2001: Nordens padder og krybdyr. – 1. udgave,
2. oplag, Gads Forlag. 365 pp.
Frederiksborg Amt 2005: Arter 2004. NOVANA-overvågning i Frederiksborg Amt. – Frederiksborg
Amt, Teknik & Miljø, Landskabsafdelingen. 55 pp.
Frederiksen, S., Rasmussen, F. N. & Seberg, O. 2006: Dansk flora. – 1. udgave, 1. oplag,
Gyldendal, 2006. 701 pp.
92

Referencer
Fredshavn, J., Nielsen, K. E., Ejrnæs, R. & Skov, F. 2005: Tekniske anvisninger til overvågning af
terrestriske naturtyper. – Fagdatacenter for Biodiversitet og Terrestriske Naturdata, Danmarks
Miljøundersøgelser. 18 pp.
Frisenvænge, J. & Hesselsøe, M 2007a: Stor vandsalamander Triturus cristatus. – I: Søgaard, B. &
Asferg, T. (red.). Håndbog om dyrearter på habitatdirektivets bilag IV – til brug i administration og
planlægning. – Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet. Faglig rapport fra DMU nr. 635,
pp 124-129.
Frisenvænge, J. & Hesselsøe, M 2007b: Spidssnudet frø Rana arvalis. – I: Søgaard, B. & Asferg,
T. (red.). Håndbog om dyrearter på habitatdirektivets bilag IV – til brug i administration og
planlægning. – Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet. Faglig rapport fra DMU nr. 635,
pp 142-148.
G
GEUS 1989: Digitalt kort over Danmarks jordarter 1:200.000. Kortteknisk beskrivelse. Danmarks
og Grønlands Geologiske Undersøgelse (GEUS), Miljø- og Energiministeriet. 8 pp.
Grell, M. Borch 1998: Fuglenes Danmark. – C.E.C Gads forlag 1998, 825 pp.
Grønning & Lind 2004: Analyse af den biologiske mangfoldighed i nordsjællandske statsskove. –
Grønning & Lind I/S. Udarbejdet for Pilotprojekt Nationalpark Kongernes Nordsjælland. 141 pp.
H
Hald, A.B. 2007: Seniorforsker ved Danmarks Miljøundersøgelser, Afdeling for Vildt og
Biodiversitet. Personlig kommentar.
Hansen, P. 2002: Spætter. – I: Meltofte, H., & Fjeldså, J. (red.). Fuglene i Danmark. 2. udgave, 1.
oplag, 2002, Gyldendal, pp. 504-516.
Hansen, A. & Rotella, J. 1999: Abiotic factors. – In: Hunter, M.L. (ed.). Maintaining Biodiversity in
Forest Ecosystems. Cambridge University Press. pp. 95-209.
Hensel, B.R. & Miller, M.V. 1991: Effects of wetlands creation on groundwater flow. – Journal of
Hydrology, 126, pp. 293-314.
Holten-Andersen, J., Stensen Christiansen, H., Pedersen, T.N., Manninen, S. 2000: Dansk
naturpolitik – viden og vurderinger. Temarapport nr. 1, 2000, Naturrådet. 328 pp.
Haarløv, N. 1980: Skovklimaet. – I: Nørrevang, A. & Lundø, J. (red.). Danmarks natur. Bind 6 –
Skovene. 3. udgave, pp 105-110.
J
Jensen, J. 1980: Fattigkær og rigkær. – I: Danmarks Natur. Bind 7 – Hede, overdrev og eng. 3.
udgave. Politikens Forlag. pp. 365-394.
Jensen, K. 2005: Potentiel natur i undersøgelsesområdet for Pilotprojekt Nationalpark Kongernes
Nordsjælland. Frederiksborg Amt, Landskabsafdelingen. 27 pp.
Jensen, T. F. & Skøtt, C. 1980: Danske myrer. – Natur og Museum, 20. årgang, nr. 1. 30 pp.
Johnsen, I. 2007: Lektor ved Københavns Universitet, Biologisk Institut, Afdeling for Økologi og
Evolution. Personlig kommentar.
Jørgensen, H. E. 1989: Danmarks Rovfugle – en statusoversigt. – Frederikshus. 333 pp.
93

Referencer
K
Kangas, P.C. 1990: Long-term Development of Forested Wetlands. – In: Lugo, A.E., Brinson, M. &
Brown, S. Ecosystems of the world 15. Forested wetlands. Elsevier Science Publishers B.V. pp.
25-52.
Kammeradvokaten 2002: Notat om implementering af habitatdirektivet. J.nr. 40- 1735
HS/BIE/ANI/nor. 28. november 2002. Findes på: www.blst.dk
Kozlowski T.T. 1984: Responses of Woody Plants til Flooding. – In: Kozlowski, T.T. (ed.). Flooding
and Plants Growth. Physiologycal Ecology. A Series of Monographs, Texts and Theatises.
Academic Press, Inc., pp. 129-163.
Kulturarvsstyrelsen 2008: Fremgår af Kulturarvsstyrelsens database Fund og Fortidsminder. Det
Kulturhistoriske Centralregister, hjemmeside www.dkconline.dk. Aflæst 12. april 2008.
L
Larcher, W. 1995: Physiological Plant Ecology – Ecophysiology and Strees Physiology of
Functional Groups. Third edition. – Berlin, Springer – Verlag. 506 pp.
Larsen, J.B., Raulund-Rasmussen, K. & Callesen, I 2005: Træartsvalget – de enkelte træarters
økologi. – I: Larsen, J.B. (red.). Naturnær skovdrift. Dansk Skovforening. pp. 139-169.
Lee, R, 1980: Forest Hydrology. – Columbia University Press, New York. 349 pp.
M
Maas, D & Schopp-Guth, A. 1995: Seed Banks in Fen Areas and Their Potential Use in Restoration
Ecology. – In: Wheeler, B.D., Shaw. S.C., Fojt, W.J. & Robertson, R.A. (ed.). Restoration of
Temperate Wetlands. John Wiley & Sons. pp. 189-206.
McComb, W. & Lindenmayer, D. 1999: Dying, dead, and down trees. – In: Hunter, M.L. (ed.).
Maintaining Biodiversity in Forest Ecosystems. Cambridge University Press. pp. 335-372.
Middleton, B., Grootjans, A., Jensen, K., Olde Venterink, H. & Margóczi, K. 2006: Fen Management
and Research Perspektives: An Overview. – In: Bobbink, R., Beltman, B., Verhoeven, J.T.A. &
Whigham, D.F. (ed.). Wetlands: Functioning, Biodiversity Conservation, and Restoration.
Ecological Studies, vol. 191, pp. 247-268. Springer.
Mikkelsen, V. M. 1980: Planteøkologi og danske plantesamfund. 3. forøgede udgave. – DSR
Forlag. 252 pp.
Miljøministeriet 1989: Naturpleje i skov. – Skov- & Naturstyrelsen, Miljøministeriet. 212 pp.
Miljøministeriet 2004: Danmarks største skov ligger ved Silkeborg. – Nyhedsbrevet Skov og Natur
nr. 18.
Miljøstyrelsen 1998: Biologisk bedømmelse af vandløbskvalitet. – Miljø- og Energiministeriet,
Miljøstyrelsen. Vejledning fra Miljøministeriet, nr. 5, 39 pp.
Mogensen, G.S. & Goldberg, I. 2005: Danske navne for Tørvemosser, Sortmosser, og Bladmosser
der forekommer i Danmark. Version 4. – Botanisk Have & Museum, Københavns Universitet,
Danmark. 30 pp.
Mossornas Vänner 1995: Vitmossor i Norden. – Mossornas Vänner, Göteborg, 1995. 125 pp.
94

Referencer
Møller, A.P. 2002: Kragefugle. – I: Meltofte, H., & Fjeldså, J. (red.). Fuglene i Danmark. 2. udgave,
1. oplag, 2002, Gyldendal, pp. 269-284.
Møller, C.M. 1965: Vore skovtræarter og deres dyrkning. – Dansk Skovforening, København. 552
pp.
Møller, P.F. 2000: Vandet i skoven – hvordan får vi vandet tilbage i skoven? Belysning af
afvandingens baggrund, omfang og naturmæssige betydning – med henblik på mulighederne for at
opnå mere naturlige vandstandsforhold i de danske skove. – Danmarks og Grønlands geologiske
undersøgelse. Rapport 2000/62. Udarbejdet for WWF Verdensnaturfonden. 60 pp.
Møller, P.F. & Staun, H. 2001: Danmarks skove. Udgivet i samarbejde med Danmarks
Naturfredningsforening. – Politikens Forlag A/S, 3. udgave, 1. oplag. 423 pp.
N
Nielsen, A.V. 1975: Landskabets tilblivelse. – I: Böcher, T.W., Schou, A. & Volsøe, H. (red.).
Danmarks natur. Bind 1 – Landskabernes opståen. 3. udgave, pp 251-344.
Nielsen, K., Thorsen, M., Markager, S., Jensen, J.P., Søndergaard, M., Refsgaard, J.C., Styczen,
M., Dahl-Madsen, K.I., Børgesen, C.D., Wiggers, L., Pedersen, S.E. & Madsen, H.B. 2003:
Kvantificering af næringsstoffers transport fra kilde til recipient samt effekt i vandmiljøet. Modeltyper
og deres anvendelse illustreret ved eksempler. – Danmarks Miljøundersøgelser. Faglig rapport fra
DMU, nr. 455. 114 pp.
Nielsen, O. Fogh 1998: De danske guldsmede. Danmarks Dyreliv, bind 8. – Apollo Books,
Stenstrup 1998. 280 pp.
Nielsen, P.C. 1980: Skovens historie. – I: Nørrevang, A. & Lundø, J. (red.). Danmarks natur. Bind 6
– Skovene. 3. udgave, pp 143-199.
P
Pagh, P. 2001: Responsum om dansk gennemførelse af Habitatdirektivets art. 6 – om den danske
implementering af EU’s krav til bevarings- og beskyttelsesforanstaltninger for de særlige
bevaringsområder Danmark har udpeget i henhold til fugledirektivet (79/409) & habitatdirektivet
(92/43). Arbejdspapir 2. Naturrådet.
Pagh, P. 2003: Habitatdirektivet: Danske fortolkningsvanskeligheder. – I: Reenberg, A.,
Christensen, P., Agger, P. & Aaby, B. (red.). Wilhjelm+2 Statuskonference 2003 Habitatdirektivet.
Naturrådet.
Paulsen, B.B. 2000a: Referat af besigtigelse af grøfter på udvalgte dele af Naturskovsstrategiens
urørte arealer. –Udarbejdet i samarbejde med Institut for Økonomi, Skov og Landskab, KVL og
Driftsplankontoret, Skov- og Naturstyrelsen. 34 pp.
Paulsen, B.B. 2000b: Lukning af grøfter i urørt skov på Skov- og Naturstyrelsens arealer –
opfølgning på Naturskovsstrategien. – Udarbejdet i samarbejde med Institut for Økonomi, Skov og
Landskab, KVL og Driftsplankontoret, Skov- og Naturstyrelsen. 29 pp + bilag.
Petersen, L. 1994: Grundtræk af jordbundslæren. 4. reviderede og udvidede udgave. – Den Kgl.
Veterinær- og Landbohøjskole, Kemisk Institut, København. DSR Forlag. 220 pp.
Petersen, P.M., & Vestergaard, P. 2006: Vegetationsøkologi. – Gyldendal. 189 pp.
Petersen, P.M. 2008: Forhenværende lektor ved Københavns Universitet, Biologisk Institut.
Personlig kommentar.
95

Referencer
Pihl, S., Clausen, P., Laursen, K., Madsen, J. & Bregnballe, T. 2003: Bevaringsstatus for fuglearter
omfattet af EF-fuglebeskyttelsesdirektivet. – Danmarks Miljøundersøgelser. Faglig rapport fra
DMU, nr. 462. 130 pp.
Pihl, S., Ejrnæs, R., Søgaard, B., Aude, E., Nielsen, K.E., Dahl, K. & Laursen, J.S. 2000:
Naturtyper og arter omfattet af EF-Habitatdirektivet. Indledende kortlægning og foreløbig vurdering
af bevaringsstatus. – Danmarks Miljøundersøgelser. Faglig rapport fra DMU, nr. 322. 219 pp.
Plöger, E. & Asbjerg, G. 2007a: Novana-feltguide. Tidvis våd eng 6410. Aglaja. 35 pp.
Plöger, E. & Asbjerg, G. 2007b: Novana-feltguide. hængesæk 7140. Aglaja. 19 pp.
Ponnamperuma, F.N. 1984: Effects of Flooding on Soils. – In: Kozlowski, T.T. (ed.). Flooding and
Plants Growth. Physiologycal Ecology. A Series of Monographs, Texts and Theatises. Academic
Press, Inc., pp. 9-45.
R
Rasmussen, J.F. 2007: Stor kærguldsmed Leucorrhinia pectoralis. – I: Søgaard, B. & Asferg, T.
(red.). Håndbog om dyrearter på habitatdirektivets bilag IV – til brug i administration og
planlægning. – Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet. Faglig rapport fra DMU nr. 635,
pp 201-206.
Risager, M. 2005: Sphagnum- og lyngforsøg på tidligere tørveindvindingsareal i Lille Vildmose.
Nordjyllands Amt og Skov- og Naturstyrelsen. 121 pp.
Ross, S. 1989: Soil processes: a systematic approach. Routledge. 444 pp.
Rudfelt, L. 2003: Habitatdirektivet og dansk naturforvaltning: dansk natur i europæisk perspektiv. –
I: Reenberg, A., Christensen, P., Agger, P. & Aaby, B. (red.). Wilhjelm+2 Statuskonference 2003
Habitatdirektivet. Naturrådet.
Rune, F. 1997: Decline of mires in four Danish state forests during the 19th and 20th century. –
The Research Series, Vol. 21. Danish Forest and Landscape Research Institute, Hørsholm. 93 pp.
S
Sand-Jensen, K. 2000: Økologi og biodiversitet. Overordnede mønstre for individer, bestande og
økosystemer. Gads Forlag. 509 pp.
Schmidt, I. K., Jonasson, S., Nielsen, E. V., Bruun, N., Heinsen, K., Sylvester, G., Larsen, K.,
Clemmensen, K. E., Gashaw, M. & Michelsen, A. 2005: Kemisk analysemetodik. Procedurer til
bestemmelse af næringsstoffer og indholdsstoffer i planter, mikroorganismer og jord ved Økologisk
Kemisk Laboratorium. – Økologisk Kemisk Laboratorium, Biologisk Institut, Københavns
Universitet, 2005. Upubl. 55 pp.
Skriver, J. & Nielsen, H. T. 2000: Går det mod bedre tider for smådyrene i vandløbene? – I: Sand-
Jensen, K. & Friberg, N. (red.). De strømmende vande. Gads Forlag, København 2000. 165 pp.
Skovbasisanalyse 2007: Natura 2000 – Basisanalyse. Udarbejdet af Landsdelcenter Nordsjælland
for skovbevoksede fredskovsarealer i Habitatområde nr. 117, Gribskov, og
Fuglebeskyttelsesområde nr. 108, Gribskov. 61 pp.
Skov- og Naturstyrelsen 1994: Strategi for de danske bevaringsværdige skovtyper. –
Miljøministeriet, Skov- og Naturstyrelsen. 48 pp.
96

Referencer
Skov- og Naturstyrelsen 2000: Danske naturtyper i det europæiske NATURA 2000 netværk. –
Miljø- og Energiministeriet. 88 pp.
Skov- og Naturstyrelsen 2001a: Den biologiske mangfoldighed i skove – status for indsats og
initiativer. – Skov- og Naturstyrelsen. 62 pp.
Skov- og Naturstyrelsen 2001b: Vejledning om administration af internationale
naturbeskyttelsesområder. – Miljø- og Energiministeriet, Skov- og Naturstyrelsen. 49 pp.
Skov- og Naturstyrelsen 2005a: Handlingsplan for naturnær skovdrift i statsskovene. –
Miljøministeriet, Skov- og Naturstyrelsen. 61 pp.
Skov- og Naturstyrelsen 2005b: Naturnær skovdrift i statsskovene. Hvad, hvordan og hvornår. –
Miljøministeriet, Skov- og Naturstyrelsen. 24 pp.
Skov- og Naturstyrelsen 2008: Fremgår af Skov- og Naturstyrelsens hjemmeside,
www.skovognatur.dk. Aflæst 2008.
Sonnenberg, T.O., Christensen, B.S.B., van Roosmalen, L. & Henriksen, H.J. 2006:
Klimaændringers betydning for vandkredsløbet i Danmark. Rapport 2006/22. Danmarks og
Grønlands Geologiske Undersøgelser. Miljøministeriet.
Stoltze, M., & Pihl, S. (red.) 1998: Rødliste 1997 over planter og dyr i Danmark. – Miljø- og
Energiministeriet, Danmarks Miljøundersøgelser og Skov- og Naturstyrelsen. 219 pp.
Søgaard, B., Skov, F., Ejrnæs, R., Nielsen, K.E., Pihl, S., Clausen, P., Laursen, K., Bregnballe, T.,
Madsen, J., Baattrup-Pedersen, A., Søndergaard, M., Lauridsen, T.L., Møller, P.F., Riis-Nielsen,
T., Buttenshcøn, R.M., Fredshavn, J., Aude, E. & Nygaard, B. 2005: Kriterier for gunstig
bevaringsstatus. Naturtyper og arter omfattet af EF-habitatdirektivet & fugle omfattet af EFfuglebeskyttelsesdirektivet.
3. udgave. – Danmarks Miljøundersøgelser. Faglig rapport fra DMU, nr.
457. 462 pp.
Søgaard, B., Pihl, S. & Wind, P. 2006: Arter 2004-2005. NOVANA. – Danmarks
Miljøundersøgelser. Faglig rapport fra DMU, nr. 582. 148 pp.
T
Taylor, J.A. 1983: The peatlands of Great Britain and Ireland. – In: Gore, A.J.P. (ed.). Ecosystems
of the world 4B. Mires: Svamp, Bog, Fen and Moor. Regional Studies. Elsevier Science Publishers
B.V. pp. 1-46.
V
Verhoeven, J.T.A. & Bobbink, R. 2001: Plant diversity of fen landscapes in the Netherlands. – In:
Gobal, B., Junk, W.J. & Davis, J.A. (ed.). Biodiversity i wetlands: assessment, function and
conservation, vol. 2., pp. 65-87. Backhuys Publishers.
Vinther, E. 1985: Moseplejebogen. Retningslinier for pleje af moser og enge. Fredningsstyrelsen.
167 pp.
W
Wheeler, B.D. 1999: Water and plants in freshwater wetlands. – In: Baird, A.J. & Wilby, R.L. (ed.).
Eco-hydrology. Plants and water in terrestrial and aquatic environments. Routlegde. pp. 127-180.
97

Referencer
Wiegers, J. 1990: Forested Wetlands in Western Europe. – In: Lugo, A. E., Brinson, M. & Brown, S.
(red.). Ecosystems of the world 15. Forested Wetlands. Elsevier Science Publishers B.V.. pp. 407-
436.
Wilhjelmudvalget 2001: Natur i Danmark – status, mål og midler. – Rapport fra Wilhjemudvalgets
arbejdsgruppe for naturkvalitet og naturovervågning. 265 pp.
Wray, H.E. & Bayley, S.E. 2007: Denitrification rates in marsh fringes and fens in two boreal
peatlands in Alberta, Canada. Wetlands, Vol. 27, No. 4, pp. 1036-1045.
Ø
Ødum, S. 1980: De vildtvoksende træer og buske. – I: Nørrevang, A. & Lundø, J. (red.). Danmarks
natur. Bind 6 – Skovene. 3. udgave, pp 143-199.
Å/Aa
Aaby, B. & Baagøe, J. 1991: Naturfredningsrådets skovstrategi, Skoven 1991/3, pp. 104-106. (Her
i Møller 2000.)
Aaby, B., Lynghus, H., Hinge-Christensen, S., Nepper-Larsen, S., Jensen, J.S., Kjellerup, U. &
Vigsø, D. 2006: Naturgenopretning i Åmosen – Skitseprojekt. – Udarbejdet af COWI for Odsherred
Statsskovdistrikt. 173 pp.
Aarhus Universitet 2008: Fremgår af www.dpil.dk under: Dyr og planter. Aflæst 12. april 2008.
• Danske retsakter der henvises til i dette speciale findes på: http://www.retsinfo.dk
• EF-habitatdirektivet og EF-fuglebeskyttelsesdirektivet findes på: http://europa.eu/
98

Ordforklaring
11 Ordforklaring
Bonitet: Et udtryk for en træarts vækstevne på en given lokalitet. Boniteten fastsættes ud fra
forholdet mellem alder og højde. En høj bonitet betegner en hurtig vækst, en lav bonitet betegner
en langsom vækst.
Dansk Vandløbsfaunaindeks (DVFI): Den officielle metode til biologisk bedømmelse af
vandløbskvalitet, hvor der efter standardiseret metode fastsættelse faunaklasse for vandløb.
Faunaklasserne angives med tal fra 1 til 7, hvor værdien 1 er karakteristisk for stærkt påvirkede
vandløb, mens værdien 7 er karakteristisk for upåvirkede vandløb.
Faunaklasse: En indeksværdi for vandløbets biologiske tilstand (vandløbskvalitet), der vurderes
ud fra smådyrsfaunasammensætningen.
Gytje: blanding af findelte dyre- og planterester, samt et varieret indhold af ler og silt.
Humusstof: Den del af jordbundens organiske stof, hvis oprindelse ikke længere kan erkendes.
Beskrives som en strukturløs (amorf), mørkebrun til sort masse.
Koldforbrænding: Nedbrydning af organisk materiale som følge af ilttilførsel.
Koteforhold: En kote er højden for et bestemt terrænpunkt, og et kote forhold er forholdet mellem
to højder i givent terræn.
Topografi: Topografi er et geografisk udtryk, der henviser til landskabets form eller de
fysiogeografiske kendetegn i landskabet, udtrykt ved højde over havet, hældning og placering i
forhold til verdenshjørnerne.
Økoton: Overgangssamfund, som findes i overlapningszonen mellem to økosystemer.
Karakteristisk ved at rumme arter fra begge økosystemer samt arter, der er specifikke for
overlapningszonen.
Åbningsskrivelse: Første skridt i forbindelse med et muligt sagsanlæg mod et medlemsland fra
Kommissionen i forbindelse med en traktatbrudssag jf. EF-traktatens artikel 226.
99

Bilag
12 Bilag
Bilag 1 – Jordartskort ................................................................................................................... 101
Bilag 2 – Vådområder ifølge Kvartermesterens kort fra 1857-58 ................................................ 102
Bilag 3 – Vådområder i dag ......................................................................................................... 103
Bilag 4 – Projektområde .............................................................................................................. 104
Bilag 5 – Samlet artsliste ............................................................................................................. 105
Bilag 6 – Naturtype-navne ........................................................................................................... 106
Bilag 7 – Naturtype 3130 ............................................................................................................. 107
Bilag 8 – Naturtype 3140 ............................................................................................................. 108
Bilag 9 – Naturtype 3160 ............................................................................................................. 109
Bilag 10 – Naturtype 6210 ........................................................................................................... 110
Bilag 11 – Naturtype 6410 ........................................................................................................... 111
Bilag 12 – Naturtype 6430 ........................................................................................................... 112
Bilag 13 – Naturtype 7110 ........................................................................................................... 113
Bilag 14 – Naturtype 7120 ........................................................................................................... 114
Bilag 15 – Naturtype 7140 ........................................................................................................... 115
Bilag 16 – Naturtype 7220 ........................................................................................................... 116
Bilag 17 – Naturtype 9110 ........................................................................................................... 117
Bilag 18 – Naturtype 9130 ........................................................................................................... 118
Bilag 19 – Naturtype 9160 ........................................................................................................... 119
Bilag 20 – Naturtype 91D0 .......................................................................................................... 120
Bilag 21 – Naturtype 91E0 ........................................................................................................... 121
Bilag 22 – Naturtype 9999 ........................................................................................................... 122
Bilag 23 – Skæv vindelsnegl ....................................................................................................... 123
Bilag 24 – Sumpvindelsnegl ........................................................................................................ 124
Bilag 25 – Stor vandsalamander ................................................................................................. 125
Bilag 26 – Grøn Buxbaumia ........................................................................................................ 126
Bilag 27 – Hvepsevåge ................................................................................................................ 127
Bilag 28 – Sortspætte .................................................................................................................. 128
Bilag 29 – Rødrygget tornskade .................................................................................................. 129
Bilag 30 – CD-rom ....................................................................................................................... 130
Alle kort er udarbejdet i GIS-programmet MapInfo hos SNS-Nordsjælland medmindre andet er
angivet.
100

Bilag
Bilag 1 – Jordartskort
Jordartskort over den nordlige del af Nordsjælland [fra Jensen 2005].
101

Bilag
Bilag 2 – Vådområder ifølge Kvartermesterens kort fra 1857-58
102

Bilag
Bilag 3 – Vådområder i dag
103

Bilag
Bilag 4 – Projektområde
104

Bilag
Bilag 5 – Samlet artsliste
Alm. fredløs Lysimachia vulgaris L.
Alm. skjolddrager Scutellaria galericulata L.
Alm. star Carex nigra L.
Birk sp. Betula sp. L.
Bjerg-rørhvene
Calamagrostis epigejos (L.) Roth
Blærerod sp. Utricularia sp. L.
Blåbær Vaccinium myrtillus L.
Blåtop
Molinia caerulea (L.) Moench
Brombær sp. Rubus sekt. Rubus L.
Bølget bunke
Deschampsia flexuosa (L.) Trin.
Dueurt sp. (evt. kær dueurt) Epilobium sp. L. (E. palustre L.)
Dunhammer sp. Typha sp. L.
Eg sp. Quercus sp. L.
Eng-rørhvene
Calamagrostis canescens (Weber) Roth.
Fyr sp. (Pinus sp.) Pinus sp. L.
Glanskapslet siv Juncus articulatus L.
Hedelyng
Calluna vulgaris (L.) Hull
Hunde-hvene
Agrostis canina L..
Hindbær Rubus idaeus L.
Håret frytle
Luzula pilosa (L.) Willd.
Kærmysse Calla palustris L.
Lyng-snerre Galium saxatile L.
Lyse-siv Juncus effusus L.
Næb-star
Carex rostrata Stokes
Pil sp. Salix sp. L.
Rød-eg Quercus rubra L.
Rødgran
Picea abies (L.) H. Karst.
Skovstjerne Trientalis europaea L.
Skovsyre Oxalis acetosella L.
Smalbladet kæruld
Eriophorum angustifolium Honck.
Smalbladet mangeløv Dryopteris carthusiana (Vill.) H.P. Fuchs
Tue-kæruld Eriophorum vaginatum L.
Ørnebregne
Pteridium aquilinum (L.) Kuhn
Alm. Tørvemos
Sphagnum palustre
Brodspids-Tørvemos
Sphagnum fallax
Fedtet Tørvemos
Sphagnum subnitens
Frynset Tørvemos
Sphagnum fimbriatum
Kløftet Tørvemos
Sphagnum riparium
Kohorns-Tørvemos
Sphagnum rubellum
Kuplet Tørvemos
Sphagnum flexuosum
Pjusket Tørvemos
Sphagnum cuspidatum
Plyds-Tørvemos
Sphagnum capillifolium
Rød Tørvemos
Sphagnum magellanicum
Sod-Tørvemos
Sphagnum papillosum
Spraglet Tørvemos
Sphagnum russowii
Udspærret Tørvemos Sphagnum squarrosum
105

Bilag
Bilag 6 – Naturtype-navne
Liste over naturtype-navne på naturtyper registreret Gribskov [By- og Landskabsstyrelsen 2008].
Naturtype nr. Autoriseret kort navn Fulde navn, jf. bekendtgørelse nr. 408 af 1. maj 2007
3130 Søbred med småurter Ret næringsfattige søer og vandhuller med små amfibiske
planter ved bredden
3140 Kransnålalge-sø Kalkrige søer og vandhuller med kransnålalger
3150 Næringsrig sø Næringsrige søer og vandhuller med flydeplanter eller store
vandaks
3160 Brunvandet sø Brunvandede søer og vandhuller
3260 Vandløb Vandløb med vandplanter
4030 Tør hede Tørre dværgbusksamfund (heder)
6210 Kalkoverdrev Overdrev og krat på mere eller mindre kalkholdig bund (*
vigtige orkidélokaliteter)
6230 Surt overdrev * Artsrige overdrev eller græsheder på mere eller mindre sur
bund
6410 Tidvis våd eng Tidvis våde enge på mager eller kalkrig bund, ofte med
blåtop
6430 Urtebræmme Bræmmer med høje urter langs vandløb eller skyggende
skovbryn
7110 Højmose * Aktive højmoser
7120 Nedbrudt højmose Nedbrudte højmoser med mulighed for naturlig gendannelse
7140 Hængesæk Hængesæk og andre kærsamfund dannet flydende i vand
7220 Kildevæld * Kilder og væld med kalkholdigt (hårdt) vand
7230 Rigkær Rigkær
9110 Bøg på mor Bøgeskove på morbund uden kristtorn
9130 Bøg på muld Bøgeskove på muldbund
9160 Ege-blandskov Egeskove og blandskove på mere eller mindre rig jordbund
9190 Stilkege-krat Stilkegeskove og -krat på mager sur bund
91D0 Skovbevokset tørvemose * Skovbevoksede tørvemoser
91E0 Elle- og askeskov * Elle- og askeskove ved vandløb, søer og væld
106

Bilag
Bilag 7 – Naturtype 3130
107

Bilag
Bilag 8 – Naturtype 3140
108

Bilag
Bilag 9 – Naturtype 3160
109

Bilag
Bilag 10 – Naturtype 6210
110

Bilag
Bilag 11 – Naturtype 6410
111

Bilag
Bilag 12 – Naturtype 6430
112

Bilag
Bilag 13 – Naturtype 7110
113

Bilag
Bilag 14 – Naturtype 7120
114

Bilag
Bilag 15 – Naturtype 7140
115

Bilag
Bilag 16 – Naturtype 7220
116

Bilag
Bilag 17 – Naturtype 9110
117

Bilag
Bilag 18 – Naturtype 9130
118

Bilag
Bilag 19 – Naturtype 9160
119

Bilag
Bilag 20 – Naturtype 91D0
120

Bilag
Bilag 21 – Naturtype 91E0
121

Bilag
Bilag 22 – Naturtype 9999
122

Bilag
Bilag 23 – Skæv vindelsnegl
123

Bilag
Bilag 24 – Sumpvindelsnegl
124

Bilag
Bilag 25 – Stor vandsalamander
125

Bilag
Bilag 26 – Grøn buxbaumia
126

Bilag
Bilag 27 – Hvepsevåge
127

Bilag
Bilag 28 – Sortspætte
128

Bilag
Bilag 29 – Rødrygget tornskade
129

Bilag
Bilag 30 – CD-rom
Indhold
1. Specialet (pdf)
2. Feltundersøgelses data og metodevejledning til kemiske analyser
• Vegetationsanalyser
• Kemiske analyser
• Metodevejledning til kemiske analyser
3. Udbredelseskort over hele Gribskov (bmp)
• Arter
• Naturtyper
4. Billeder fra Gribskov og feltlokaliteter
130