Siste Sjanse – notat 2002-2

Ekstrakt 

Siste Sjanse har på oppdrag 

fra Fylkesmannens Miljøvernavdeling 

i Telemark utført en 

gjentakelse av ornitologiske 

punkttakseringer på 10 

etablerte takseringspunkter. I 

tillegg er det gjennomført 

punkttaksering på 12 nye 

takseringspunkter. Av de 31 

artene som ble registrert under 

punktregistreringene Jønjiljo, 

dominerte rødstrupe, bokfink 

og løvsanger. Tetthet av 

territorier er beregnet for de 

vanligste artene, men 

usikkerheten er nokså stor. Et 

konservativt estimat viser at 

total tetthet av territorier ligger 

i størrelsesorden 2 per hektar 

og at det er størst tetthet av 

territorier i den lavtliggende, 

løvrike delen av reservatet. 

Nøkkelord 

Biologisk mangfold 

Fugl 

Jønjiljo naturreservat 

Miljøovervåkning 

Notodden kommune 

Punkt-taksering 

Rødlistearter 

ISSN: 1501-0708 

Siste Sjanse – notat 2002-2 

Tittel 

Miljøovervåking av Jønjiljo naturreservat, Notodden i 

Telemark. Gjentakelse av ornitologiske takseringer 

Forfatter 

Arne Heggland 

Dato 

27. november 2002 

Antall sider 

16 + vedlegg 

Økonomisk støtte 

Prosjektet er finansiert av Fylkesmannens miljøvernavdeling i 

Telemark. 

Siste Sjanse Oslo-kontor: Maridalsveien 120, 0461 OSLO 

Telefon 22 71 60 95. E-post: terje@sistesjanse.no 

Siste Sjanse Arendal-kontor: Telefon 37 06 04 18/95 97 96 12. E-post: 

arne@sistesjanse.no 

Nettadresse: www.sistesjanse.no

Forord 

Registreringen er en fortsettelse av et prosjekt igangsatt i Jønjiljo Naturreservat i 2000. 

Arbeidet er gjennomført på oppdrag av Fylkesmannen i Telemark som et ledd i undersøkelser 

av biologiske verdier i Telemarks naturreservater. Siste Sjanse takker for samarbeid med 

Kristin Karlbom Dahle ved miljøvernavdelingen. 

Arendal 27.11.2002 

Arne Heggland 

Prosjektansvarlig

-Miljøovervåking av Jønjiljo naturreservat – Punkttakseringer 2002- 

Sammendrag 

Punkttaksering av fuglefaunaen er gjennomført på 22 registreringspunkter i reservatet. 

Metoden som ble benyttet ved registrering og databehandling er den samme som ble benyttet 

ved fugleregistreringer i Jønjiljo i 2000. Av de 22 punktene, er 15 lokalisert i den sentrale 

delen av reservatet (600 – 790 m.o.h.), mens 7 punkter er lokalisert i den lavtliggende delen 

av reservatet (Fåne ved Tinnsjøveien, 240 – 460 m.o.h.). 10 av punktene er de samme som ble 

benyttet i 2000, mens 12 av punktene (5 sentralt, alle 7 ved Fåne) er nye registreringspunkter. 

Innsatsen er altså betraktelig økt i forhold til utgangspunktet. Ved senere gjentakelser bør de 

22 takseringspunktene benyttes. 

Totalt ble 42 fuglearter registrert i Jønjiljo i 2002. Av disse ble 31 registrert på punkttakseringene. 

Totalt 303 registreringer av fugl ble gjort på punkttakseringene, h.h.v. 155 og 

148 i første og andre telleperiode. 

Rødstrupe, bokfink, løvsanger, grønnsisik og måltrost er de hyppigst registrerte artene. 

Rødstrupe er hyppigst registrerte fugleart sentralt i reservatet, mens løvsanger dominerer i den 

lavtliggende flata. Beregning av territorietetthet (to metoder) gir total territorietetthet på 

mellom 2 og 5 territorier per hektar, og de hyppigste artene ligger i overkant av 1 territorium 

per hektar. Ut fra beregningene har den lavtliggende delen av reservatet mellom 2 og 3 ganger 

høyere tetthet av fugleterritorier enn den sentrale delen. Ved Fåne ble det registrert 5 flere 

arter av territoriehevdende fugl enn sentralt i reservatet, til tross for at det er under halvparten 

så mange registreringspunkter ved Fåne. At skogene ved Fåne utgjør en spesielt fuglerik del 

av reservatet kan forklares med at her finnes løvrike skogtyper på høy bonitet. 

13 fuglearter ble registrert som nye for området i 2002 og den totale avifaunalista for Jønjiljo 

naturreservat teller 52 arter per 2002. Under punkt-takseringer ble det registrert flere arter i 

2002 (31) enn i 2000 (28) og en økning var forventet ut fra det økte antallet takseringspunkter. 

Antall registreringer av territorielle fugl per punkt er noe lavere i 2002 (4,6 fugler/punkt) enn i 

2000 (5,0 fugler/punkt). Beregnet territorietetthet for de to årene, viser at de samme to artene 

(bokfink og rødstrupe) dominerer bildet og at beregnet territorietetthet for begge disse er noe 

høyere i 2002 enn i 2000. 

3 rødlistede fuglearter ble registrert i Jønjiljo i 2002, hvor av én (hvitryggspett) ble konstatert 

hekkende. De to andre (vepsevåk og vendehals) er mulige hekkefugler. Totalt i 2000 og 2002 

er nå 5 rødlistede fuglearter registrert i Jønjiljo. 

Hekkefunn av hvitryggspett i Jønjiljo er en spesielt interessant registrering. Dette er det første 

hekkefunnet av hvitryggspett i Tinnsjø-regionen og per 2002 er Jønjiljo den nordøstligste 

kjente hekkelokaliteten i artens sørlandspopulasjon. 

-Siste Sjanse notat 2002 - 2, side 3-


Innholdsfortegnelse 

FORORD .............................................................................................................................................................. 2 

SAMMENDRAG .................................................................................................................................................... 3 

INNHOLDSFORTEGNELSE..................................................................................................................................... 4 

1. INNLEDNING ............................................................................................................................................. 5 

2. GJENNOMFØRING ........................................................................................................................................ 5 

2.1. OPPDRAG ..................................................................................................................................................... 5 

2.2. MÅLSETTING................................................................................................................................................ 5 

2.3. FELTARBEID OG DATABEHANDLING ............................................................................................................. 5 

3. METODE........................................................................................................................................................... 6 

4. RESULTATER OG DISKUSJON................................................................................................................... 8 

4.1. OVERSIKT OVER TAKSERINGSPUNKTER ........................................................................................................ 8 

4.2. OPPSUMMERENDE TALL ............................................................................................................................... 9 

4.2.1. Totalt datasett...................................................................................................................................... 9 

4.2.2. Territoriehevdende fugl inntil 100 meter fra punktet........................................................................... 9 

4.2.3. Beregning av territorietetthet .............................................................................................................. 9 

4.3. METODE OG USIKKERHET VED TETTHETSESTIMERING................................................................................ 11 

4.4. SAMMENLIKNING MELLOM 2000 OG 2002.................................................................................................. 12 

4.4.1. Fuglearter registrert i Jønjiljo........................................................................................................... 12 

4.4.2. Punkttakseringer: Totalt datasett ...................................................................................................... 12 

4.4.3. Punkttakseringer: Territorielle fugler 0-100 meter fra punkt............................................................ 12 

4.4.4. Beregning av territorietetthet ............................................................................................................ 13 

4.5. FUGLEFAUNAEN I JØNJILJO NATURRESERVAT ............................................................................................ 14 

5. KONKLUSJON, EVALUERING OG ANBEFALT OPPFØLGING ........................................................ 15 

6. LITTERATUR ................................................................................................................................................ 16 

7. VEDLEGG....................................................................................................................................................... 16 

VEDLEGG 1. RÅDATA........................................................................................................................................ 17 

VEDLEGG 2. AVIFAUNAOVERSIKT FOR JØNJILJO PER 2002................................................................................ 19 

VEDLEGG 3. RØDLISTEKATEGORIER ................................................................................................................. 20 

VEDLEGG 4. FAGLIG ARTIKKEL OM HVITRYGGSPETT I JØNJILJO........................................................................ 21 



1. Innledning 

Jønjiljo naturreservat, opprettet 09.07.1993, ligger i nordvestre hjørne av Notodden 

kommune; kartangivelse (sentralt); UTM WGS 84: MM 950 370, M711-blad 1614 I. Reservatet 

dekker en stor østvendt liside fra Tinnsjøen og opp til en åsrygg i forlengelsen av Bjørntjørnnuten. 

Reservatet har en utstrekning på 4.685 daa. For en beskrivelse av skogtilstand, 

topografi, vegetasjon og andre forhold i Jønjiljo, vises det til Heggland (2001). 

2. Gjennomføring 

2.1. Oppdrag 

Siste Sjanse gjennomførte i 2000 et prosjekt i Jønjiljo naturreservat. Hovedformålet var å 

legge ut prøveflater som kan brukes til langsiktig miljøovervåkning, samt å dokumentere 

naturverdier. For å oppnå målet om miljøovervåking, må registreringene gjentas. For 2002 ble 

det bevilget midler til å gjenta de ornitologiske registreringene i Jønjiljo. Prosjektet er 

finansiert av og utført på oppdrag fra Fylkesmannens Miljøvernavdeling i Telemark (FMVA i 

Telemark). Vår kontaktperson har vært Kristin Karlbom Dahle. 

2.2. Målsetting 

Målsettingen med å gjenta takseringen av fuglefaunaen er å skaffe data for langsiktig 

miljøovervåking av fuglefaunaen i reservatet, kfr. Konklusjon og anbefalt oppfølging i 

sluttrapporten fra registreringene i Jønjiljo år 2000 (Heggland 2001). 

2.3. Feltarbeid og databehandling 

Feltarbeid (ca 4 dagsverk) ble gjennomført 15. - 16. mai og 04. – 05. juni 2002. Ca 2 dagsverk 

er brukt til databehandling og rapportering. Alt arbeid er utført av Arne Heggland. 



3. Metode 

Registreringsmetoden er den samme som ble benyttet i 2000: Registreringen ble foretatt to 

ganger, medio mai og primo juni. Registreringstid på hvert punkt ble satt til 5 minutter som er 

anbefalt på våre breddegrader (Bibby m. fl. 1992). All fugl som ble sett eller hørt i en 5 

minutters periode ble notert. Det ble notert om fuglen var territoriell (i praksis syngende 

hanner og par) og om den befant seg 100 meter fra punktet. 

Punkttakseringen ble foretatt i tidsrommet mellom 0400 og 0900. Arter som ble observert 

utenom punkttakseringene ble notert. En enkel oversikt over vegetasjonsbildet ved punktet ble 

notert. Det har vært en målsetting å ha naboavstand 350 meter mellom hvert registreringspunkt, 

men p.g.a. vanskelig topografi har dette ikke alltid vært mulig. I de tilfellene der det er 

mindre avstand mellom punktene, gjelder det i hovedsak punkter med stor vertikal avstand. 

Når det gjelder måten fuglearten grønnsisik er behandlet, er det en justering av metoden. Som 

kommentert i 2000-rapporten, har arten en rastløs og virrende oppførsel og den er regnet for å 

være vanskelig å tetthetsbestemme (Slagsvold 1969). Det kan være vanskelig å bestemme om 

grønnsisiker (ofte 3-5 individer i flokk) som observeres på takstpunkter hører til på stedet, 

eller er på gjennomfart. Den rastløse oppførselen gjør også at det er en stor fare for å 

overestimere artens opptreden. Ved feltregistrering, har jeg derfor utelatt å regne streifende 

grønnsisiker som territorielle. I sammenlikningen av data mellom 2000 og 2002, har jeg tatt 

høyde for denne forskjellen. 

Metode for estimering av territorietetthet er gitt i resultatkapittelet. 

I tråd med anbefalingen i evalueringen fra 2002 (Heggland 2001), ble det lagt ut flere 

takseringspunkter. 12 nye punkter ble lagt ut. 5 av disse ligger sentralt i reservatet, d.v.s. i 

samme skogtyper som de 10 punktene fra 2000. 7 nye punkter ble opprettet i de nedre delene 

av reservatet, ved Fåne/Tinnsjøveien. 

Takseringspunktene er lest av på GPS med 1 meters nøyaktighet. Plasseringen i reservatet 

framgår av figur 1, neste side. 



Figur 1: Kart over Jønjiljo naturreservat. Fugletakseringspunkter (22 stk.) er markert med sort firkant. 

Kartgrunnlag: Økonomisk kart. 

5 

6 

4 

3 

18 

19 

2 

7 

1 

13 

14 

15 

20 

12 

17 

8 

11 

1 

-Siste Sjanse notat 2002 - 2, side 7- 

16 

9 

22 

21 

10


4. Resultater og diskusjon 

Totalt 15 punkter (punktene fra 2000 samt 5 nye) ligger sentralt i reservatet og dekker inn den 

dominerende skogtypen i reservatet. I sammenlikningen av data fra 2000 og 2002, skilles ikke 

de fem nye punktene ut i datapresentasjonen. Resultatpresentasjonen er hovedsakelig tredelt 

(dette oppsettet vil bli brukt også ved senere gjentakelser): 

1. Alle data (22 punkter) 

2. ”Sentralt”: Data fra takseringspunkter i barskog (10 punkter i 2000, 15 pkt. f.o.m. 2002). 

3. ”Fåne”: Data fra takseringspunkter i løv- og blandingsskog lavtliggende i reservatet (7 

punkter, f.o.m. 2002). 

4.1. Oversikt over takseringspunkter 

Takseringspunkter i barskog (”Sentralt”, punkt 1-15, tabell 1) ligger 600 – 790 m.o.h. Disse 

punktene ligger overveiende i granskog, men punkter som ligger i myrkant eller på en av de 

smale furumoene som løper gjennom området har en del furu. Takseringspunkter ved Fåne 

(punkt 16-22, tabell 1) ligger 240 - 460 m.o.h. Bare ett av disse punktene (nr. 19) ligger i ren 

barskog. Tabell 1 oppsummerer beliggenhet og noen miljøparametre for hvert takstpunkt. 

Tabell 1: Lokalisering av hvert enkelt takstpunkt, samt hovedtreslag, vegetasjonstype, sikt og kommentar. 

UTM-koordinater refererer til de siste 5 sifrene av UTM-koordinaten (kartdatum WGS 84) for hvert punkt. 100 

km-rute: MM. 

Punkt Flate H.o.h. x y Treslag Vegetasjon Tetthet Kommentar 

1 Sentralt 700 95078 36596 furu/gran bærlyng åpen 

2 Sentralt 780 94921 36822 gran blåbær tett lavrik skog 

3 Sentralt 790 94754 37045 gran/furu røsslyng+blåbær åpen myrkant 

4 Sentralt 780 94553 37304 gran/furu blåbær åpen myrkant 

5 Sentralt 780 94399 37579 gran blåbær tett, i glenne bratt 

6 Sentralt 700 94537 37706 gran småbregne tett 

7 Sentralt 700 94715 37419 gran blåbær tett v/bekk+grov bjørk 

8 Sentralt 720 94912 37140 gran blåbær+røsslyng åpen utsikt Tinnsjø 

9 Sentralt 670 95115 36856 gran/furu blåbær halvåpen 

10 Sentralt 600 95311 36555 furu/gran røsslyng åpen 

11 Sentralt 615 95296 36363 gran blåbær tett fuktig 

12 Sentralt 635 95250 36146 gran blåbær tett fattigere enn 11 

13 Sentralt 670 95191 35901 gran blåbær tett litt osp. Tørr 

14 Sentralt 720 95129 35504 gran/furu røsslyng halvåpen 

15 Sentralt 727 95137 35266 furu/gran røsslyng halvåpen skrint 

16 Fåne 240 95050 38050 gråor gråor-heggeskog tett rik, fuktig 

17 Fåne 280 94950 38200 gråor gråor-heggeskog halvåpen rik, fuktig 

18 Fåne 340 94907 38121 gran lågurt tett høyt løvinnslag 

19 Fåne 460 94860 37976 gran blåbær tett 

20 Fåne 255 94883 38402 gran lågurt halvåpen høyt løvinnslag 

21 Fåne 260 95240 37805 gråor gråor-heggeskog tett Treslags-og 

vegetasjonsblanding 

22 Fåne 240 95308 37541 gråor alm-lindeskog halvåpen en del blokkmark 


4.2. Oppsummerende tall 


4.2.1. Totalt datasett 

Totalt ble 42 fuglearter registrert i reservatet i 2002. 11 av disse artene ble ikke observert 

under punkt-takseringene. Totalt (”alt sett/hørt”) ble det gjort 303 registreringer under begge 

takseringene; 155 under første periode (15.-16. mai) og 148 under andre periode (4.-5. juni). 

Av de 31 artene som ble notert under punkttakseringer, dominerte følgende arter (andel i 1. og 

2. periode i parentes): bokfink (23 % og 39 %), rødstrupe (28 % og 22 %), løvsanger (23 % 

og 14 %), grønnsisik (13 % og 16 %) og måltrost (9 % og 14 %). 11 av artene ble kun notert 

med én enkelt observasjon. 

4.2.2. Territoriehevdende fugl inntil 100 meter fra punktet 

Antall registreringer av territoriehevdende fugl var 203; 107 i første periode og 96 i siste 

periode. Av de 22 artene som ble notert dominerte følgende arter (andel i 1. og 2. periode i 

parentes): bokfink (19 % og 30 %), rødstrupe (26 % og 22 %) og løvsanger (21 % og 15 %). 

I de 15 sentrale punktene var det 108 registreringer av territoriehevdende fugl; 57 i første og 

51 i siste periode. Av de 13 artene som ble notert dominerte bokfink, rødstrupe og løvsanger 

(tabell 2). I de 7 punktene ved Fåne, var det 95 registreringer av territoriehevdende fugl; 50 i 

første og 45 i siste periode. Av de 18 artene som ble notert dominerte de samme artene som 

sentralt i reservatet (tabell 2). 

Mens rødstrupe klart dominerer den sentrale flata, tett etterfulgt av bokfink, er løvsanger den 

klart dominerende arten ved Fåne, etterfulgt av bokfink og rødstrupe. Til tross for at det er 

over dobbelt så mange registreringspunkter sentralt som ved Fåne, ble det registrert 5 flere 

arter ved Fåne. 

Tabell 2: De vanligste fugleartene som ble registrert som territoriehevdere (0-100 meter fra punkt) under 

punkttakseringer i Jønjiljo naturreservat våren 2002. Dataene er angitt som andel (%) av registrerte revirhevdere 

i de to registreringsperiodene (1. og 2. telling), samt innen de ulike delene av reservatet (Sentralt/Fåne/totalt). 

Arter Totalt Sentralt Fåne 

1. telling 2. telling 1. telling 2. telling 1. telling 2. telling 

Rødstrupe 26 22 33 37 16 4 

Bokfink 19 30 21 39 16 20 

Løvsanger 21 15 19 6 26 24 

Fuglekonge 9 4 11 6 8 2 

Måltrost 5 6 2 6 8 7 

Gjerdesmett 3 7 0 0 6 16 

4.2.3. Beregning av territorietetthet 

Territorietetthet er angitt som antall territorier per hektar (ha). 1 hektar og 1 ha = 100x100 m 

(d.v.s. 10 mål) 

Metode 1: 

Data i avstand 0 – 50 m fra punktet er benyttet. For hver art er registreringer i andre periode 

kun brukt dersom arten ikke ble registrert på punktet i første periode. Hovedtrekkene i 

metoden følger Stokland (1994). 



I det totale datasettet er rødstrupe, bokfink og løvsanger de artene med høyest estimert 

territorietetthet, og basert på hele datasettet er det rundt 1 territorium per ha for alle artene 

(tabell 3). 

Sammenlikner en den estimerte territorietettheten ved Fåne og sentralt i reservatet, er det de 

samme fire artene som dominerer de to stedene (tabell 3). Imidertid er det påfallende mye 

høyere tetthet av løvsanger ved Fåne enn i den sentrale delen av Jønjiljo (over 6 ganger 

høyere). Bokfink og rødstrupe viser omtrent samme estimert tetthet de to stedene (Fåne viser 

noe høyere bokfink-tetthet og noe lavere rødstrupe-tetthet enn sentrale deler). Tall for totale 

territorietetthet (alle arter) er 2,6 ganger høyere ved Fåne enn sentralt i reservatet. 

Metode 2: 

Data i avstand 0 – 100 m fra punktet er benyttet. Dataene er lagt inn i dataprogrammet 

Distance (Thomas m. fl. 1998) som har beregnet tetthet og konfidensintervall. Distance 

baserer sine beregninger på at arters oppdagbarhet i minst mulig grad skal variere ut fra 

punktet. Programmet opererer med flere mulige oppdagbarhetsfunksjoner (kfr. Bibby m.fl. 

(1992)) og en av disse må velges før beregninger foretas. For de fleste arter er det ingen eller 

liten forskjell i beregnet tetthet ved valg av ulike funksjoner. I et par tilfeller var forskjellene 

store, og dette er markert i tabell 3 og forklart i fotnotene. 

I det totale datasettet er rødstrupe, bokfink og løvsanger de artene med høyest estimert 

territorietetthet, og basert på hele datasettet er det rundt rundt 0,6 – 0,7 +/- 0,3 territorier/ha 

for disse artene . 

Sammenlikner en estimert territorietetthet basert på dataene fra Fåne og sentralt i reservatet, 

er det påfallende mye høyere estimert tetthet av løvsanger ved Fåne (13 ggr. høyere). Sentralt 

er det noe høyere estimert tetthet av rødstrupe enn ved Fåne (1,8 ggr. høyere), mens bokfink 

viser omtrent samme estimert tetthet de to stedene. Tall for totale territorietetthet (alle arter) er 

2,8 ganger høyere ved Fåne enn sentralt i reservatet. 

Tabell 3: Estimert territorietetthet, angitt som territorier per ha, for de mest alminnelige artene i Jønjiljo 

naturreservat. Definisjon av metode 1 og 2 er gitt i tekst. 

Metode 1 Metode 2 

Arter Totalt Sentralt Fåne Sentralt, Totalt Totalt, Sentralt Sentralt, Fåne Fåne, 

2000 

konfidens-int* 

konfidens-int.* 

konfidens-int.* 

Rødstrupe 1,16 1,19 1,09 0,76 0,62 0,39 og 0,97 0,72 0,43 og 1,20 0,49 0,22 og 1,12 

Bokfink 1,10 1,02 1,27 0,89 0,63 0,43 og 0,92 0,60 0,37 og 0,98 0,60 0,42 og 1,46 

Løvsanger 0,93 0,34 2,18 0,64 0,69 0,41 og 1,16** 0,26 0,13 og 0,54 3,42 2,04 og 5,73 

Fuglekonge 0,58 0,51 0,73 

Alle arter 4,98 3,31 8,55 2,61 2,05 og 3,33 2,04 1,51 og 2,74 5,72 4,52 og7,24** 

* Nedre og øvre 95% konfidensintervall, metode 2 

** Stor forskjell i resultat ved ulike valg av ”Detection function”, hvor en ”Hermite polynomial”-funksjon gir 

det mest korrekte resultatet. 

Metode 1 og 2 – sammenlikning og diskusjon 

Generelle feilkilder ved punkttaksering er tatt opp i neste kapittel. 

Estimert territiorietetthet varierer en del mellom metodene. Oftest gir metode 1 det høyeste 

tallet og dette tallet ligger ofte omkring øverste grense for 95% konfidensintervallet for 

metode 2, eller litt høyere (tabell 3; unntak: løvsangerdata fra Fåne og sentralt i reservatet). 



Dette kan tolkes som en systematisk forskjell mellom de to metodene, der den mest avanserte 

metoden trolig behandler dataene mer konservativt og dermed fjerner noe av den overestimeringen 

som en ofte ser i punkttakseringer. En bør vel derfor stole mest på resultatene 

beregnet etter metode 2. D.v.s. at maksimal territorietetthet for hyppigste art sentralt i Jønjiljo 

(rødstrupe) estimeres til 0,72 territorier/ha og hyppigste art i den løvrike delen opptrer med 

estimert tetthet 3,42 territoier/ha. Total tetthet av territorier er, etter denne metoden ca 2,6 

territorier/ha og det er 2,8 høyere tetthet av fugl i den lavtliggende, løvrike delen, sammenliknet 

med barskogen sentralt i reservatet. Med valg av metode 1, blir dette forholdstallet 2,6 

og det virker altså som om dataene med stor tyngde viser at tettheten av hekkende fuglepar i 

den lavtliggende delen er minst 2-3 ganger så høy som tettheten sentralt i reservatet. 

Ved Fåne er det bare 7 registreringspunkter og usikkerheten i resultatene som rapporteres fra 

Fåne er derfor større enn usikkerheten i det totale datasettet eller data fra de sentrale punktene. 

4.3. Metode og usikkerhet ved tetthetsestimering 

I tabell 3, forrige kapitel, er tetthet av territorier (par) beregnet på to ulike måter, hvor av bare 

den ene (metode 2) gir estmater for usikkerhet. Jeg har valgt å bruke metode 1 på 

registreringsdata fra 0-50 meter fra punktet, mens metode 2 er forbeholdt hele datasettet. 

Tallene som framkommer ved bruk av de to metodene er altså basert på to ulike deler av 

datasettet. I begge tilfeller er det kun rapportert tetthetsestimater for de vanligste artene – d.v.s 

de artene som antallsmessig utgjør størsteparten av registreringene. For de andre artene (dette 

gjelder nokså mange arter, men med få registreringer av hver art) er det for sparsomme data til 

at tetthetsestimering er tilrådelig. Dersom en skal kunne gi en pekepinn om tettheten av slike 

arter, må en legge ut atskillig flere takseringspunkter. Når det gjelder grønnsisik, har jeg ikke 

beregnet estimat for tetthet på tross av at arten er blant de vanligste (nr. 4. i det totale 

datasettet, se 4.2.1.). Begrunnelse for dette er gitt i metodekapittelet. 

Sikkerheten i tetthetsestimater av fugl er et produkt av besøkseffektiviteten, (ratio mellom 

resultatet av et enkelt besøk og det sanne antallet territorier), antallet besøk, kvaliteten på 

besøkene (tid, lengde etc) og aksepteringsnivået (min. antall registreringer som skal til for å 

regne et territorium). En oppdagbarhet (besøkseffektivitet) på rundt 50% kan antas som et 

gjennomsnitt for den ”gjengse” observatør (Svensson 1978). To besøk vil i teorien avdekke ca 

75% av de reelle territoriene. Ved å kun bruke få besøk (d.v.s. lavt aksepteringsnivå) løper en 

risiko for å inkludere tilfeldige registreringer som et territorium. På den andre siden krever et 

høyt aksepteringsnivå at en har helst har mange besøk. Svensson (1978) anbefaler minst syv 

besøk og 2 – 3 registreringer av en fugl før en velger å telle det som et territorium. Dataene 

fra Jønjiljo er ikke gode nok til å tilfredsstille Svenssons kriterier for et sikkert estimat av 

hekkende par, hvilket rapporterte konfidensintervaller i tabell 3 gir uttrykk for. Imidlertid har 

det økte antallet registreringspunkter fra 2000 til 2002 redusert konfidensintervallene 

betraktelig og dermed gjort estimatene sikrere. 

Punkt-takseringer er sårbare for feil knyttet til uriktig avstandsbedømmelse. Sikkerheten i 

beregnet territorietetthet beror på at vurderingen av en syngende fugl sin avstand til punktet er 

nokså riktig. Dette er en feilkilde som er observatør-avhengig. Det er derfor ønskelig at den 

samme personen gjennomfører gjentagelsene i en serie av punkttakseringer. Dermed vil en 

kunne følge en trend i dataene, selv om tallene kan være beheftet med en subjektiv feilkilde. 



Punkttakseringen gir nødvendigvis ikke et helt korrekt bilde av det innbyrdes dominansforholdet 

mellom artene i som registreres. Dette skyldes først og fremst ulike aktivitetsmønster 

hos ulike arter. Noen arter synger ofte og har vidtrekkende sang. I forhold til reell 

forekomst, vil slike arter noteres oftere av observatøren enn stillfarne arter med sang som 

bærer kort. 

En annen faktor som påvirker resultatet av en punkt-takseringer, og som selv den mest 

samvittighetsfulle og dyktige taksør ikke kan eliminere, er fuglenes forflytting i løpet av 

telleperioden. Metoden forutsetter at fuglene er stasjonære (Bibby m. fl. 1992) og dette er en 

av grunnene til at tiden på hvert registreringspunkt ikke må bli for lang. 

4.4. Sammenlikning mellom 2000 og 2002 

4.4.1. Fuglearter registrert i Jønjiljo 

Totalt ble det observert 42 arter i Jønjiljo naturreservat i 2002, sammenliknet med 39 i 2000. 

13 arter var helt nye for området i 2002, og den totale avifaunalista for reservatet teller 52 

arter per 2002. 29 av artene (56 %) i den totale avifaunalista ble registrert begge år. Figur 2 

framstiller antall fuglearter registrert i Jønjljo naturreservat. 

Av de 52 artene, figurerer 5 på den norske rødlista (Direktoratet for Naturforvaltning 1999). 

Dette gjelder: Hønsehauk (sårbar, V), vepsevåk (hensynskrevende DC), Gråspett (DC), 

hvitryggspett (V) og vendehals (V). Av disse ble bare én (hvitryggspett) observert begge år. 

Vepsevåk og vendehals var nyregistreringer på lokaliteten i 2002. 

4.4.2. Punkttakseringer: Totalt datasett 

Gjennomsnittlig antall registreringer under punkttaksering (”alt sett/hørt”) var våren 2000 7,9 

fugler per punkt (10 punkter) og våren 2002 7,9 fugler per punkt. Totalt 28 fuglearter ble 

notert under punkt-taksering våren 2000, mot 31 i 2002 (figur 2). Økt antall fuglearter er 

forventet fordi flere punkter ble benyttet og særlig fordi takseringspunkter ble lagt ut i den 

lavtliggende, løvrike delen av reservatet. 

4.4.3. Punkttakseringer: Territorielle fugler 0-100 meter fra punkt 

Gjennomsnittlig antall territorielle fugler under punkttaksering var våren 2000 5,0 fugler per 

punkt (10 punkter) og våren 2002 4,6 fugler per punkt. Totalt 28 fuglearter ble notert under 

punkt-taksering våren 2000, mot 31 i 2002 (figur 2). Økt antall fuglearter er forventet fordi 

flere punkter ble benyttet og særlig fordi takseringspunkter ble lagt ut i den lavtliggende, 

løvrike delen av reservatet. 

Sammenlikningen av territorielle individer inkluderer bare de sentrale punktene (10 punkter i 

2000, 15 i 2002) og registreringer fra 0 til 100 meter fra punktet. For å minimere feilkilden i 

registreringene, er grønnsisik utelatt fra datamateriale, se begrunnelse i metode-kapitel. 

Totalt 13 arter ble notert i 2002, mot 17 arter i 2000. 9 av artene er felles for begge år. De tre 

samme artene dominerer bildet i 2000 og 2002 (andel (2000 og 2002) av totalt antall 

territorielle fugler i parentes); rødstrupe (22%, 35%), bokfink (20 %, 30 %) og løvsanger (16 

%, 13 %). 



Figur 2: Antall fuglearter registrert i Jønjiljo naturreservat (y-aksen) fordelt på år (x-aksen). Linje er trukket 

mellom tilsvarende punkter for 2000 og 2002. Figuren viser totalt antall arter per år (dreid firkant), antall arter 

kun registrert på punkttaksering (firkant), antall arter som er registrert som territoriell på punkttakseringene, samt 

totalt akkumulert artsantall per 2002 (kryss) og antall nye arter for området i 2002 (stjerne). 

Antall arter 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

2000 2002 

År 

4.4.4. Beregning av territorietetthet 

Kun de tre vanligste artene benyttes, p.g.a. store usikkerheter i estimatene av mer uvanlige 

arter. De to samme artene ligger på topp m.h.p. beregnet antall territorier etter metode 1, 

nemlig bokfink og rødstrupe (tabell 3, figur 3). Begge arter har en høyere estimert territorietetthet 

i 2002 enn i 2000, og for rødstrupe er forskjellen stor (figur 3). Løvsanger var den arten 

med 3. størst territorietetthet i 2000, mens fuglekonge innehar 3. plassen i 2002. På plass 3. i 

2000 var løvsanger, mens fuglekonge innehar 3. plass for 2002 (løvsanger er på 4. plass i 

2002), se tabell 3. Ingen sammenlikning etter metode 2 rapporteres, i det datasettet fra 2000 

vurderes som for tynt til å beregne tetthet etter denne metoden. 

Figur3: Territorietetthet (y-aksen) av de to hyppigste artene registrert i sentralt i Jønjiljo i to år (x-aksen): 2000 

(10 registreringspunkter og 2002 (15 registreringspunkter). 

Territorietetthet, par/ha 

1,4 

1,2 

1 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0 


År 

Totalt 

-Siste Sjanse notat 2002 - 2, side 13- 

Punkttakseringer 

Territoriell 

Totalt akkumulert 

Nye 

Rødstrupe 

Bokfink


4.5. Fuglefaunaen i Jønjiljo naturreservat 

Noen generelle kommentarer om fuglefaunaen i reservatet er gitt av Heggland (2001). 

Treslagsfordeling en viktig forklarende faktor for diversiteten av fugl i skog. Økt andel 

løvtrær gir en gradvis høyere diversitet og høyere tetthet av antall territorielle par, noe som er 

vist både i Norge og andre land (Stokland 1994). Furuskoger er de mest artsfattige, 

granskoger er rikere enn furuskogene og løvskoger er altså ennå rikere. I tillegg til løvinnslag, 

er produktivitet (innvirker særlig på diversiteten av arter i fattige miljøer) og tettheten av trær 

(innvirker særlig på total tetthet av territorier) variabler som er med på å forklare fuglelivet i 

et gitt habitat. 

Forskjellene mellom fuglefaunaen ved Fåne og sentralt i Jønjiljo kan forklares av de 

overstående momentene. Dataene fra 2002 viser høyere tetthet av territorier og høyere 

diversitet av arter ved Fåne enn sentralt i reservatet. Under punkttaksering ble bøksanger, 

hagesanger, spettmeis og jerpe registrert ved Fåne og dette er arter som i hovedsak finnes i 

rike skogtyper med høyt løvinnslag. Ingen av artene er registrert sentralt i reservatet. Utenom 

punkttakseringene ble hvitryggspett, vendehals, vepsevåk og rosenfink observert ved Fåne. 

Disse observasjonene bekrefter at løvskogene langs Tinnsjøen er svært rike fugleområder, til 

dels med innslag av varmekjære og sjeldne fuglearter. Hvitryggspett ble funnet hekkende i 

reservatet og trolig hekker også et flertall av de andre artene som ble registrert her våren 2002. 

Når det gjelder hvitryggspett, er reirfunnet spesielt interessant, fordi det er det første 

reirfunnet av arten i Tinnsjø-regionen av Telemark. Jønjiljo utgjør per 2002 den nordøstligste 

kjente hekkeplassen i hvitryggspettens sørlandspopulasjon. Territoriet for hvitryggspetten ble, 

utenfor rammene til dette prosjektet, undersøkt og i vedlegg 4 gjengis utkast til en faglig 

artikkel som fokuserer på karakteristika ved hvitryggspettens territorie i Jønjiljo og 

hvitryggspettens situasjon i nord-øst Telemark generelt. 



5. Konklusjon, evaluering og anbefalt oppfølging 

Evaluering 

Registreringene i 2002 ble gjennomført i h.h.t. planen og uten uforutsette vanskeligheter (vær- 

og markforhold). De 12 nye registreringspunktene gir sikrere data i den dominerende 

skogtypen og dessuten registreringsdata fra den lavtliggende delen av reservatet. 

Konklusjonen er at registreringene gir et godt bilde av fuglefaunaen og dominansforhold 

mellom arter. Når det gjelder beregning av territorietettheter, er dataene ikke nøyaktige og 

dette skyldes både feilkilder som vanskelig kan kontrolleres samt et relativt beskjedent antall 

registreringspunkter. Selv om tetthetsestimatene ikke er sikre, vurderes de som et bra 

utgangspunkt for å vurdere framtidig bestandsendring. 

Reanalyse 

Videre oppfølging av registreringene er nødvendig, dersom målet om langsiktig overvåking 

av fuglefaunaen skal kunne nås. Vi foreslår å beholde registreringsmetodikken og –innsatsen 

uendret ved påfølgende gjentagelser. Arbeidsinnsatsen ved gjentak av registreringene 

estimeres til 5 dagsverk, hvor av 4 dagsverk med feltarbeid. 

For å minimere sjansen for at tilfeldige faktorer (værforhold etc.) skal innvirke på dataene, må 

en vurdering av endring av fuglefaunaen i et område basere seg på tidsserier. For å framskaffe 

tilstrekkelige data til å rettferdiggjøre konklusjoner om bestandsendring, bør en gjennomføre 

årlige registreringer. Siste Sjanse foreslår derfor at neste omgang med punkttakseringer 

foretas i 2003. 



6. Litteratur 

Bibby, C.J., Burgess, N.D., Hill, D.A. og Mustoe, S.H., 1992. Bird Census Techniques. 

Academic press, 302 s. 

Direktoratet for Naturforvaltning, 1999. Nasjonal rødliste for truete arter i Norge 1998. DNrapport 

1999-3. 161 s. 

Heggland, A., 2001. Miljøovervåking av Jønjiljo naturreservat, Notodden i Telemark. Siste 

Sjanse-rapport 2001-4. 34 s. 

Slagsvold, T., 1969. Litt om takseringshastighetens innvirkning på oppdagelsessjansen ved 

fugletaksering. Fauna, 22: 195 - 2000. 

Stokland, J.N., 1994. Biological diversity and conservation strategies in Scandinavian boreal 

forests. Dr. Scient. Thesis, University of Oslo, Oslo. 

Svensson, S.E., 1978. Census efficiency and number of visits to a study plot when estimating 

bird densities by the territory mapping method. Journal of Applied Ecology, 16: 61 - 

68. 

Thomas, L., Laake, J. og Derry, J., 1998. Distance. Research unit for wildlife population 

assessment, University of St. Andrews. 

7. Vedlegg 


Vedlegg 1. Rådata 


rødstrupe Erithacus rubecula 28 22 50 15 13 11 10 49 10 9 10 9 38 5 3 1 1 10 

rødvingetrost Turdus iliacus 0 2 2 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 

spettmeis Sitta europea 0 1 1 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 

stjertmeis Aegithalos caudatus 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 

storfugl Tetrao urogallus 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 

svarthvit 

fluesnapper 

Ficedula hypoleuca 3 1 4 1 2 0 1 4 0 1 0 1 2 1 1 0 0 2 

svartmeis Parus ater 3 0 3 2 1 0 0 3 1 1 0 0 2 1 0 0 0 1 

svarttrost Turdus merula 4 6 10 0 1 0 1 2 0 0 0 0 0 0 1 0 1 2 

trepiplerke Anthus trivialis 12 0 12 2 2 0 0 4 0 1 0 0 1 2 1 0 0 3 

tretåspett Picoides tridactylus 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 

Total 31 154 149 303 61 46 50 46 203 27 30 23 28 108 34 16 27 18 95 

-Siste Sjanse notat 2002 - 2, Vedlegg-


Vedlegg 2. Avifaunaoversikt for Jønjiljo per 2002 

Tabellen viser oversikt over fuglearter registrert i Jønjiljo i 2000 og 2002. Fugleartene er ordnet alfabetisk i 1. 

kolonne. For hvert år er det angitt om arten er registrert som territoriell (definert som syngende hann, par eller 

konstatert hekking innen radius 100 meter ut fra punktet; ”territoriell”), om arten kun er registrert utenom 

punkttakseringer (”andre”) og om arten totalt er registrert i reservatet. De siste tre kolonnene sammenlikner funn 

fra 2000 og 2002. 


Territoriell Andre Totalt Territoriell Andre Totalt NyeObsTerr TotNyeObs Fellesarter 

Totalt 18 21 39 22 20 42 9 13 29 

Bjørkefink 1 1 1 1 1 0 1 

Bokfink 1 1 1 1 0 0 1 

Bøksanger 0 1 1 1 1 0 

Dompap 1 1 0 0 0 0 

Duetrost 1 1 1 1 0 0 1 

Flaggspett 1 1 1 1 0 0 1 

Fuglekonge 1 1 1 1 0 0 1 

Gjerdesmett 1 1 1 1 0 0 1 

Gjøk 1 1 1 1 0 0 1 

Grankorsnebb 1 1 1 1 0 0 1 

Granmeis 1 1 1 1 0 0 1 

Grønnsisik 1 1 1 1 0 0 1 

Grønnspett 1 1 0 0 0 0 

Grå fluesnapper 0 1 1 0 1 0 

Gråsisik 1 1 1 1 0 0 1 

Gråspett 1 1 0 0 0 0 

Gråtrost 1 1 0 0 0 0 

Hagesanger 0 1 1 1 1 0 

Heilo 0 1 1 0 1 0 

Hvitryggspett 1 1 1 1 0 0 1 

Hønsehauk 1 1 0 0 0 0 

Jernspurv 1 1 1 1 0 0 1 

Jerpe 1 1 1 1 1 0 1 

kjøttmeis 0 1 1 1 1 0 

Kråke 1 1 1 1 0 0 1 

Lavskrike 1 1 1 1 0 0 1 

Linerle 0 1 1 0 1 0 

Løvsanger 1 1 1 1 0 0 1 

Munk 1 1 1 1 1 0 1 

Måltrost 1 1 1 1 0 0 1 

Nøtteskrike 1 1 0 0 0 0 

Orrfugl 1 1 1 1 0 0 1 

Ravn 1 1 1 1 0 0 1 

Ringtrost 1 1 0 0 0 0 

Rosenfink 0 1 1 0 1 0 

Rugde 1 1 0 0 0 0 

rødstjert 0 1 1 1 1 0 

Rødstrupe 1 1 1 1 0 0 1 

Rødvingetrost 1 1 1 1 1 0 1 

spettmeis 0 1 1 1 1 0 

Stjertmeis 0 1 1 0 1 0 



Storfugl 1 1 1 1 0 0 1 

Strandsnipe 0 1 1 0 1 0 

Svarthvit 

fluesnapper 

1 1 1 1 0 0 1 

Svartmeis 1 1 1 1 0 0 1 

Svarttrost 1 1 1 1 0 0 1 

Toppmeis 1 1 1 1 0 0 1 

Trekryper 1 1 0 0 0 0 

Trepiplerke 1 1 1 1 0 0 1 

Tretåspett 1 1 0 0 0 0 

Vendehals 0 1 1 0 1 0 

Vepsevåk 0 1 1 0 1 0 

Totalt ant. arter, 

alle år: 

52 

Vedlegg 3. Rødlistekategorier 

Rødlistekategorier i følge siste utgave av den norske rødlista (Direktoratet for Naturforvaltning 1999). 

Forkortelse Betegnelse Definisjon 

Ex Utryddet Arter som ikke har vært registrert i naturen de siste 50 åra. Antatt utryddede 

arter (forsvunnet for mindre enn 50 år siden) angis med Ex? 

E Direkte truet Arter som er direkte truet og som står i fare for å bli utryddet i nærmeste 

framtid dersom de negative faktorene fortsetter å virke. 

V Sårbar Sårbare arter med sterk tilbakegang, som kan gå over i gruppen direkte truet 

dersom de negative faktorene fortsetter å virke. 

R Sjelden Sjeldne arter som ikke er direkte truet eller sårbare, men som likevel er i en 

utsatt situasjon pga. liten bestand eller med spredt og sparsom utbredelse. 

DM Bør overvåkes Katogorien omfatter arter som har gått tilbake, men som ikke regnes som 

truet. For disse artene er det grunn til overvåkning av situasjonen. 

DC Hensynskrevende Hensynskrevende arter som ikke tilhører kateori E, V eller R, men som pga. 

tilbakegang krever spesielle hensyn og tiltak. 

I tillegg tilkommer ansvarsartene. Ansvarsart er ingen truethetskategori, men er ment som et supplement til 

rødlisten. Listen over ansvarsarter skal dekke arter som bl.a. har en relativt stor andel av totalbestanden innenfor 

landets grenser, og som Norge derfor har et spesielt stort forvaltningsansvar for. 



Vedlegg 4. Faglig artikkel om hvitryggspett i Jønjiljo 

Karakteristika ved et territorium for hvitryggspett Dendrocopus leucotos beliggende helt nordøst i 

utbredelsesområdet til den norske sørlands-populasjon 

Arne Heggland (tekst og foto) 

Ingress 

Innledning 

Ved feltarbeid i Notodden 15.05.2002 ble det funnet et bebodd reir av hvitryggspett. Reirfunnet er interessant 

fordi det ligger langt nordøst i utbredelsesområdet til den sørnorske populasjonen (like langt nord som Oslo) i en 

del av Telemark hvor det ikke foreligger tidligere reirfunn av arten. Rundt reiret finnes et avgrenset område med 

gammel løvskog og en kan med enkle midler avgjøre omtrentlig avgrensning for hekketerritoriet. Det eksisterer 

lite dokumentasjon av skogstruktur og arealbruk i hvitryggspettens leveområder på Østlandet og dette er den 

første undersøkelsen av et hekketerritorium av hvitryggspett i Telemark. Her presenteres en del data fra 

lokaliteten med vekt på skogtyper og skogtilstand. I tillegg vurderes reirfunnet ut fra hva som er kjent om 

hvitryggspettens utbredelse i Telemark. 

Metode 

Artikkelen baserer seg på observasjoner i området 15. - 16. mai og 4. juni 2002 og undersøkelser av området 

sommeren og høsten 2000. Skogbruksfaglige data er hentet fra siste skogbrukstakst i området. Sammensetning 

av vegetasjonstyper og treslagsfordeling er estimater basert på egne feltregistreringer. Inndelingen av 

vegetasjonstyper følger Larsson (1994). Bonitetsangivelser følger G40 systemet. Alle arealer er angitt i hektar 

(ha) og 1 ha = 100x100 m (d.v.s. 10 mål). 

To prøveflater ble benyttet for registrering av liggende og stående dødt trevirke; én flate med areal (40x40) m 2 ca 

50 meter fra hvitryggspettreiret og en annen flate med areal (50x50) m 2 ca 750 meter fra reirtreet. All død ved 

med diameter >10 cm (basisdiameter for læger, brysthøydediameter (dbh) for gadd) ble talt opp og følgende 

parametre bestemt: Treslag, type (læger, hel gadd (=stående dødt tre uten brudd på hovedstammen), høgstubbe 

(lengde >1m), kort stubbe (lengde


74 %. Det resterende arealet har middels bonitet (bonitet 11 og 14) og lave boniteter forekommer ikke. Dersom 

en bruker angivelsen av lav, middels og høy bonitet fra økonomisk kartverk, blir resultatet 64 % middels bonitet 

og 36 % lav bonitet. Dominerende vegetasjonstyper er lågurtgranskog og gråor-heggeskog. I tillegg forekommer 

alm-lindeskog, blåbærgranskog og storbregneskog. Reirtreet (bjørk) ligger i rik lågurtskog. I kjerneområdet 

dominerer gråor, mens hegg, bjørk, gran og osp også er vanlige. I tillegg til disse forekommer selje, rogn, alm, 

lind, lønn og hassel. Gran er noe vanligere i de perifere delene av leveområdet enn i kjerneområdet. For øvrig 

forekommer de samme treslagene som nevnt for kjerneområdet. Maksimale tredimensjoner (dbh) på lokaliteten 

er 70 cm (lind) og 65 cm (bjørk og gran). Det finnes få grovvokste trær. 3 ”herskende” grantrær ble aldersbestemt 

og alder for disse var 62, 65 og 90 år. 

Prøveflata i kjerneområdet inneholder 84 læger (tetthet 525 læger/ha), og av disse er 68 stammer av gråor, d.v.s. 

en tetthet av gråorlæger på 425 læger/ha. Bjørk (14), lind (1) og rogn (1) er også representert. Død ved profilen 

viser at det er ingen helt ferske læger, mens de 4 øvrige nedbrytningsstadiene er nokså godt representert (fra 18 

% til 31 %, figur 2), med en overvekt av stadium 3 (middels nedbrutt). Dersom en bare betrakter gråor (n=68), 

blir død ved profilen omtrent den samme. 3 av de 84 lægerne (3,6 %) har basisdiameter >20 cm og de fleste 

lægerne er nokså korte, fra 0,5 til 3 meter (ikke kvantifisert). Totalt 41 løvtregadd ble talt opp i prøveflata (tetthet 

256 gadd/ha) og gråor dominerer (88 %), mens bjørk (10 %) og selje (2 %) også er representert. 51 % av de 

stående døde løvtrestammene er høgstubber, mens den andre halvdelen er nokså jevnt fordelt på korte stubber 

og hele gadd. Nedbrytningsstadium 2 og 3 dominerer (h.h.v. 32 og 44 %), mens nedbrytningsstadium 4 også er 

nokså sterkt representert (20 %). For vanligste treslag, gråor, er nedbrytningsstadium 3 sterkt dominerende 

(47%). 2 av de 41 gaddene (5 %) har basisdiameter >20 cm. Dersom tettheten av død ved ellers i kjerneområdet 

er lik tettheten i prøveflata ved reirtreet, inneholder området på bare 9 ha minst 4500 læger og 2200 gadd av 

løvtrær over minstemål for registrering. Prøveflata 750 m fra reiret, d.v.s. perifert i det definerte leveområdet, 

inneholder 23 læger av løvtrær (92 læger/ha), hvorav bjørk og gråor dominerer (h.h.v. 8 og 9 læger). 

Nedbrytningsgrad 3 (middels nedbrutt) dominerer med 35 % av antallet læger. Videre er det 8 gadd av løvtrær 

(32 gadd/ha) i flata. I tillegg er det 26 læger av gran i flata (196/ha). Ut fra målingene i prøveflatene er tettheten 

av læger og gadd i kjerneområdet h.h.v. 5,7 og 8,2 ganger høyere enn i den perifere delen av leveområdet. 

Dersom data fra begge prøveflatene slås sammen, blir gjennomsnittlig tetthet av dødt løvtrevirke 120 læger/ha 

og 261 læger/ha. 

Av 84 undersøkte læger, hadde 15 ferske dyphakkemerker; d.v.s. 18%. Hele 14 av disse var gråor, d.v.s. at 21% 

av gråorlægerne hadde ferske hakkemerker. For stokker med hakkemerker, er det en klar overvekt av 

nedbrytningsstadium 3 (40%). For de øvrige stadiene varierer forekomsten av hakkemerker fra 13 til 27% (figur 

2). For stående død ved, ble det funnet dyphakkemerker i 13 av 41 undersøkte elementer (32 %), og 12 av disse 

var gadd av gråor. Nedbrytningssstadium 3 var her sterkt dominerende, med 69 % (figur 3). Hakkemerker ble 

ikke funnet i hele gadd, men var temmelig likt fordelt mellom høgstubber og korte stubber (h.h.v. 7 og 6). 

Diskusjon 

Stor tetthet av ferske hakkemerker i kjerneområdet samt observasjoner av de voksne fuglene indikerer at paret 

benytter den rike næringsressursen umiddelbart rundt reiret hyppig i ungenes reirperiode. Plasseringen av reiret, i 

den mest død ved rike delen av området, virker logisk. Også tidligere undersøkelser har funnet at hvitryggspetten 

ofte hekker i spesielt død ved rike deler av territoriet og at foreldrefuglene trolig hovedsakelig søker føde 

umiddelbart rundt reiret (Hogstad og Stenberg (1994) med referanser). Også en undersøkelse fra Vestfold 

(Bringeland og Fjære 1981) peker på at de voksne hvitryggspettene virket godt kjent i territoriet og at de 

antakelig søkte føde i områder relativt nær reiret. Disse referansene stemmer godt med mine observasjoner fra 

Notodden-lokaliteten og understøtter min antakelse om at det meste av fødesøkhabitat i ungenes reirperiode 

finnes innenfor den foreslåtte avgrensningen av leveområdet. Fødesøk utenfor leveområdet, slik det er avgrenset, 

betyr at fuglene måtte eksponere seg gjennom lengre flygeturer (>2500 meter hver vei), mye gjennom åpent 

terreng. For en art som returnerer til ett punkt (reiret) sentralt i territoriet mellom hver økt med fødesøk, er 

suksessrikt fødesøk en funksjon av dyrets tids- og energibruk i ulike deler av territoriet og dets valg av 

fødeemne. Hvor individet skal søke føde, når arten skal returnere til reiret og hvilke fødeemner som skal 

medbringes, evt. etes på stedet, er sterkt interrelatert (Orians og Pearson 1979; Schoener 1979). Generell 

furasjeringsteori for individer som returnerer til et sentralt punkt mellom hvert bolk med fødesøk, tilsier at tiden 

som brukes til fødesøk i ulike avstander fra punktet er ikke-tilfeldig (Pyke 1984). Det er derfor mer realistisk å 

beskrive territoriet v.h.a. fuglenes tidsbruk enn å sette definitive grenser for fuglers fødesøkterritorier i 

hekketiden. Hvitryggspetten er en god flyger og en må regne med at foreldrefuglene fra tid til annen kan bevege 

seg langt (>1 km) for å hakke fram mat til ungene. Den markerte avgrensningen av egnet fødesøk-habitat på 

Notodden-lokaliteten gjør det rimelig å anta at de voksne fuglene i ungenes reirperiode svært sjelden bedriver 

fødesøk utenfor det avgrensede leveområde. På en lokalitet der egnet fødesøkterritorium var mindre skarpt 



avgrenset, ville en måtte ty til radiotelemetri eller intensiv observasjonsvirksomhet for å kunne estimere fuglenes 

territorium rimelig sikkert . 

Undersøkelser har vist at størrelsen på samlet sommer- og vinterterritorie for et etablert hvitryggspettpar ligger i 

størrelsesorden 75 – 200 haa (Bringeland og Fjære 1981; Aulén 1988). Parets totale territorium gjennom året er 

utvilsomt mye større enn de 33 ha jeg har estimert som leveområde i ungenes reirperiode. Særlig aktuelt som 

tilleggsområde er et større, løvrikt område som ligger ca 2500 meter nord for reiret. Fuglene kan også benytte et 

kulturlandskap med hagemark og løvrike kanter ca 3000 meter sør for reiret. Ungene holder seg i hekketerritoriet 

i minst 1-2 mnd etter at de har flydd ut (Stenberg og Carlson 1998) og det er altså sannsynlig at foreldrene tar 

med seg ungene ut av reirområdet allerede tidlig på sommeren. 

Egne observasjoner fra en reirlokalitet for hvitryggspett i Skien (1998 og 1999) indikerer at de voksne fuglene 

også her i hovedsak benyttet et lite areal, til sammen ca 22 ha, rundt reiret til fødesøk i ungenes reirperiode. 

Alternative beiteområder til sommer- og vinteropphold finnes fra 1000 til 10000 m fra reirtreet. Med tanke på 

energibruk, fordelen av å være kjent i territoriet og predasjonrisiko er det etter alt å dømme suboptimalt at ikke 

fuglenes helårs leveområde er samlet i én flekk med egnet habitat. Hogstad og Stenberg (1997) rapporterer at de 

voksne fuglene gjennom vinteren ofte observeres i hekketerritoriet og det optimale er trolig at vinterterritoriet 

ligger som en ”smultring” utenpå hekketerritoriet – som en utvidelse av dette. Det faktum at hvitryggspetten er 

en arealkrevende art og aller helst bør ha helårs leveområde i form av ett stort, sammenhengende areal, utgjør en 

stor utfordring for forvaltningen. På mange av de antatt beste lokalitetene for arten i Telemark har hogst redusert 

og fragmentert andelen gammel løvskog kraftig (kfr. Skiens-lokaliteten nevnt over). Selv om slike lokaliteter 

ofte inneholder restområder som isolert sett er at av høy kvalitet for hvitryggspett, vanskeliggjøres trolig hekking 

p.g.a. den spredte fødetilgangen. 

Undersøkelse av 24 hekkelokaliteter for hvitryggspett på Østlandet, viser høy andel (mellom 54 og 99 %) av 

skog på middels og høy bonitet (Gjerde m. fl. 1992). En tendens (dog ikke-signifikant) til preferanse for 

høybonitets lokaliteter er også vist på Vestlandet (Hogstad og Stenberg 1994). Med bare 36 % av lokaliteten på 

lav bonitet, resten middels, føyer Notodden-lokaliteten seg inn i dette bildet. Skogbrukstaksten viser, med sine 

74 % høye boniteter, med ennå større tydelighet et bilde av en høyproduktiv lokalitet. Undersøkelser fra 

Vestlandet viste en preferanse for skog eldre enn 80 år og unngåelse av skog med alder 20-50 år (Hogstad og 

Stenberg 1994). Aldersbestemte grantrær på Notoddenlokaliteten viser aldre mellom 60 og 90 år og det er grunn 

til å anta at dette aldersspennet også er representativt for løvskogen på lokaliteten. Gråor er sterkt dominerende 

blant død ved og i tresjiktet på lokaliteten. Gråorskoger langs vann og vassdrag er en kjent type leveområde for 

arten, og det var i denne typen habitat arten hadde sitt siste leveområder i Akershus fylke. Gjerde (1992) angir at 

gråor enten var til stede i store mengder eller manglet på 19 undersøkte lokaliteter på Østlandet. Gråor er et 

treslag som nokså fort dør på rot og gråorskoger når derfor relativt raskt en død ved rik fase. Dersom det, i visse 

skogtyper, ikke tar mer enn 60 – 90 år å gjenskape en død ved dynamikk som favoriserer arten, setter dette 

interessante perspektiver for restaurering av hvitryggspett-territorier: Det kan være realistisk å gjenskape egnede 

leveområder for arten innenfor en mannsalder. Hvitryggspetten kan for øvrig hekke i nokså forskjellige 

skogtyper, så lenge det er rikelig forekomst av døde løvtrær, kfr.Heggland (2000) og Gjerde (1992). Enkelte 

hekkeplasser for hvitryggspett i Telemark er gamle løv- og blandingsskoger med mange gamle trær og høy grad 

av urørthet. Minimumsfaktoren for arten er imidlertid antall døde og døende trær, ikke trealder i seg selv. 

Gjennomsnittlig stammediameter på fødesøksted for fødesøkende hvitryggspett er h.h.v. 9,8 cm og 13,2 cm for 

hunn og hann (Stenberg 1998). Disse dataene illustrerer tydelig at grove stammer ikke er en nødvendighet for 

hvitryggspetten, så lenge tettheten av død ved er høy. 

Flere undersøkelser av hvitryggspettens leveområder i Norge peker på den høye andelen døde trær i territoriet 

(Gjerde m. fl. 1992; Hogstad og Stenberg 1994). Hogstad og Stenberg (1994) kvantifiserte gjennomsnittlig antall 

døde trær i 29 reirområder for hvitryggspett i Møre og Romsdal til 154 gadd/ha og 195 læger eller døende, 

liggende trær/ha. Dataene fra Møre og Romsdal kan ikke sammenliknes direkte med egne data, i det førstnevnte 

inkluderer død ved med minste diameter mål ned til 5 cm, mens mitt studium bare opererer med død ved >10 

cm. Til tross for at jeg har ekskludert stammer


teknikk og hannen bruker i større grad dyphakking enn hunnen (Stenberg 1998). P.g.a. problemer med å 

artsbestemme (og oppdage) overflatehakking i bark, ble bare dyphakkemerker notert i min undersøkelse og det 

er altså rimelig å anta at hannens hakkemerker er overrepresentert i materialet. Det er videre klart at metoden 

som er brukt her ikke er egnet til å estimere antallet elementer som fuglene har søkt føde i, fordi selv hannen 

benytter andre teknikker enn dyphakking i opp i mot 50% av tilfellene (Stenberg 1998). 26 av 28 elementer med 

hakkemerker var gråor, som forventet ut fra den store forekomsten av gråor på lokaliteten. For både læger og 

gadd er det en sterk overvekt av hakkemerker i død ved i nedbrytningsstadium 3 (h.h.v. 40% og 69%, figur 2 og 

3). Nedbrytningsstadium 3 er det vanligste råtestadiet for død ved på lokaliteten (figur 2 og 3). Selv om andelen 

hakkemerker i elementer i råtestadium 3 er større enn andel elementer i dette råtestadiet, er materialet alt for lite 

til at dette er signifikant. Blant gadd var det påfallende at ingen av de 13 trærne hvor dyphakkemerker ble funnet 

var hele gadd. Muligens er råteforløpet i høye og korte stubber bestemmende for hvilke og hvor mange insektlarver 

som finnes i den døde veden, men dette er kun synsing og datagrunnlaget er altfor lite til en gang å kunne 

fastslå sikkert at hele gadd i mindre grad benyttes ved fødesøk enn andre typer stående død ved. 

De to prøveflatenene ble plassert ut med tanke på å dekke typiske utsnitt av området og egne observasjoner 

bekrefter at de er representative for skogtilstanden i leveområdet. Prøveflatene er store nok til at flere titalls 

læger og gadd befinner seg innenfor avgrensningen og dataene m.h.p. død ved sammensetning burde være 

tilfredsstillende. Når det gjelder hakkemerker, er det totale datasettet (28 elementer) lite. For å oppnå sikre data 

om preferert substrat for næringssøk, må man utvide undersøkelsen til større eller flere prøveflater. 

I regionen (NØ-Telemark) er det generelt høyt løvinnslag i skogen. Størst konsentrasjon av løvskog finnes langs 

vassdrag, rundt kulturmark og i de nederste og mest næringsrike delene av de mange bratte lisidene, særlig de 

sør- og vestvendte liene. Ressursutnyttelsen fra gammelt av har vært intensiv med omfattende setring, 

lauving/styving og skogsdrift. En del løvrike områder i regionen er suksesjonsstadier fra slike aktiviteter. I 

tillegg finnes områder med naturlig høyt løvinnslag; eksempelvis gråor-heggeskog på leirgrunn i sigevannslier, 

langs vassdrag og i langstrakte varmekjære lisider. Deler av hvitryggspett-territoriet som beskrives i denne 

artikkelen er et gjenvoksningsstadium hvor gran vil bli vanligere på sikt. Imidlertid kan denne prossen ta lang tid 

– gråor-heggeskog i lier innen granas utbredelsesområde danner et langvarig suksesjonsstadium fra åpen mark 

mot granskog (Fremstad 1997). Rester etter en gammel hustuft rett ved hvitryggspettreiret samt innslag av 

styvingstrær (lind og bjørk) og ”kvistbuser” (gran) vitner om at området har vært langt mer åpent for noen 

generasjoner siden. Hvor vidt dagens hvitryggspett-territorium og skogene i regionen for øvrig har vært egnet 

som leveområde for hvitryggspett for 50-100 år siden blir spekulasjoner: Mer intensiv utnyttelse av løvtrevirke 

til ved taler imot dette. Imidlertid inneholder området mange utilgjengelige lier hvor strukturer knyttet til 

gammelskog kan ha forekommet til tross for høy menneskelig aktivitet i utmarka. Dessuten kan hagemarkslandskap 

i regionen ha inneholdt mye død ved. Fra Hedmark er det kjent at hvitryggspetten hekket i denne typen 

skog (J. Kielland-Lund, pers medd. i Stenberg (2001) og i Borch og Nøkleby (1997)). Interessant er det at disse 

kildene nevner utstrakt vedhogst i krigstida som en flaskehals for arten. 

Reirfunnet ble gjort i en del av Telemark hvor det foreligger svært få observasjoner og ingen tidligere hekkefunn 

av hvitryggspett. Avstand til nærmeste hekkelokalitet (antatt årlig hekking, også på 1990-tallet) er ca 50 km. 

Imidlertid ble det observert par på egnet hekkelokalitet 40 km fra Notodden-lokaliteten i påska 1997. Intensivert 

leting etter hvitryggspett i Telemark på 1990- og 2000-tallet, særlig f.o.m. 1997, har gitt økt antall observasjoner 

av arten i Telemark siste tiåret (Stenberg 2001). Økt datamengde skyldes nok først og fremst økt felt- og 

innsamlingsaktivitet. Arten viser ustabil opptreden på en rekke av de antatt beste lokalitetene og dette gjelder de 

fleste tidligere hekkelokaliteter som ennå er helt eller delvis intakte. På egnede hekkeplasser i fylket observeres 

ofte bare én fugl, hvilket indikerer få flytende individer (ikke-hekkere) i bestanden. Per 2002 ser det ut som om 

bestanden i fylket er svak, og at få lokaliteter kan karakteriseres som faste hekkeplasser for arten (egne 

observasjoner, Spetteprosjektet i Telemark, upubl.). Hvitryggspetten hadde trolig en nokså sterk bestand i 

lavlandet i Telemark og Vestfold på 1970-tallet, kfr. Heggland (2000) og Silsand (2000), men nye registreringer 

tyder på at arten så godt som har forsvunnet fra Grenland og Vestfold. Det er altså lite trolig at de kystnære 

områdene i Telemark og Vestfold produserer et overskudd som kan supplere fugl til Notodden-distriktet. 

Kanskje er løvrike lokaliteter og korrodiorer langs vassdragene i vest- og midt-Telemark den viktigste 

spredningsveien østover for streifende hvitryggspetter fra sør- og sørvestlandspopulasjonen? Midt- og vest- 

Telemark er dårligere undersøkt m.h.p. hvitryggspett enn lavlandet langs kysten og kanskje kan dette området, 

ved siden av å være spredningskorridor, også inneholder flere uoppdagede hekkelokaliteter for arten. 

Litteratur 

Aulén, G., 1988. Ecology and distribution of the White-backed woodpecker Dendrocopus leucotos in Sweden. 

Rapport 14, Institusjonen för viltekologi, Sveriges lantbruksuniversitet, Uppsala. 



Borch, H. og Nøkleby, P., 1997. Viltkartlegging i Stange. Biologisk mangfold rapport 1, Stange kommune. Plan- 

og utviklingsavdelingen. 66 s. 

Bringeland, R. og Fjære, T., 1981. Trekk fra hekkebiologien hos hvitryggspett Dendrocopos leucotos i Norge. 

Fauna Norvegica, ser C, Cinclus, 4(1): 40-46. 

Dons, J.A. og Jorde, K., 1978. Geologisk kart over Norge, berggrunnskart SKIEN. 

Fremstad, E., 1997. Vegetasjonstyper i Norge. NINA Temahefte. NINA, Trondheim. 

Gjerde, I., Rolstad, J. og Rinden, H., 1992. Hvitryggspetten på Østlandet: Hekkehabitat og bestandsutvikling sett 

i forhold til driftsendringer i landbruket. Rapport 4 fra forskningsprogrammet "Skogøkologi og flersidig 

skogbruk". 

Heggland, A., 2000. Hvordan står det til med hvitryggspetten i Telemark? Fugler i Telemark, 26(1-2): 18-26. 

Hogstad, O. og Stenberg, I., 1994. Habitat selection of a viable population of White-backed Woodpeckers 

Dendrocopos leucotos. Fauna norv. Ser. C, Cinclus, 17: 75-94. 

Hogstad, O. og Stenberg, I., 1997. Breeding success, nestling diet and parental care in the White-backed 

Woodpecker (Dendrocopos leucotos). Journal für Ornithologie, 138: 25-38. 

Larsson, J.Y., Kielland-Lund, J. og Søgnen, S.M., 1994. Barskogens vegetasjonstyper. Landbruksforlaget. 

Moen, A., 1998. Najonalatlas for Norge: Vegetasjon. Statens kartverk, Hønefoss. 

Nordiska Ministerrådet, 1977. Naturgeografisk regionindelning av Norden, Stockholm, 137 s. 

Orians, G.H. og Pearson, N.E., 1979. On the theory of central place foraging. I: D.J. Horn, R.B. Mitchell og G.R. 

Stairs (Red.), Analysis of Ecological systems. Ohio state university press, Columbus, s. 154-177. 

Pyke, G.H., 1984. Optimal foraging theory: A critical review. Ann. Rev. Ecol. Syst., 15: 523-575. 

Schoener, T.W., 1979. Generality of the size-distance relation in models of optimal feeding. Am. Nat., 114: 902- 

914. 

Silsand, T.E., 2000. Biologisk Mangfold i Porsgrunn kommune. Kartlegging av naturtyper og rødlistearter. 

Cand. Agric thesis Thesis, Norges landbrukshøgskole, Ås, 118 s. 

Stenberg, I., 1998. Habitat selection, reproduction and survival in the White-backed Woodpecker Dendrocopos 

leucotos. Dr. Scient. Thesis, NTNU Trondheim. 

Stenberg, I., 2001. Kvitryggspetten i Noreg - status fram til 2001. NOF-rapport 2001-6. 37 s. 

Stenberg, I. og Carlson, A., 1998. Territory occupancy and population dynamics in a viable White-backed 

woodpecker (Dendrocopos leucotos) population. I:, Stenberg, I: Habitat selection, reproduction and 

survival in the White-backed Woodpecker Dendrocopos leucotos. Dr. Scient thesis. NTNU, Trondheim. 

Figurer 

Fig 1. Form på leveområde og kjerneområde for hvitryggspett ved hekkelokalitet NØ i Telemark våren 2002. For 

definisjon av leveområde og kjerneområde, se tekst. 

N 

200 400 Meter 

%a 

Prøveflater 

# Hvitryggspettreir 

Kjerneområde 

Leveområde i reirperioden 

%a 

%a # 



Fig 2. Data fra prøveflate ved reirplass til hvitryggspett. Hvite søyler viser andel av læger (y-aksen, n=84) fordelt 

på fem ulike nedbrytningsstadier (decay, x-aksen). Grå søyler viser andelen av læger med dyphakkemerker etter 

hvitryggspett (n=15) fordelt på fem ulike råtestadier. Se tekst for videre forklaring. 

Andel (%) 

Fig 3. Data fra prøveflate ved reirplass til hvitryggspett. Hvite søyler viser andel av gadd (y-aksen, n=55) fordelt 

på fem ulike nedbrytningsstadier (decay, x-aksen). Grå søyler viser andelen av læger med dyphakkemerker etter 

hvitryggspett (n=15) fordelt på fem ulike råtestadier. Se tekst for videre forklaring. 

Andel (%) 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

70 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

Decay1 Decay2 Decay3 Decay4 Decay5 

Decay1 Decay2 Decay3 Decay4 Decay5 

Appendix: Rådatatabell over dødt trevirke i de to prøveflatene. Forklaring: Se tekst 

Flate→ Sentral flate (0,16 ha) Perifer flate (0,25 ha) 

Decay→ 1 2 3 4 5 1-5 1 2 3 4 5 1-5 

Læger Totalt 23 26 15 20 84 1 18 15 10 5 49 

Bjørk 1 7 6 14 3 4 1 8 

Gran 12 7 5 2 26 

Gråor 21 19 15 13 68 3 4 1 1 9 

Lind 1 1 1 1 

Rogn 1 1 1 1 

Selje 2 1 1 4 

Gadd Total 2 13 18 8 1 42 14 

Bjørk 1 2 1 4 4 

Gran 1 1 6 

Gråor 10 17 8 1 36 1 

Osp 1 

Rogn 1 

Selje 1 1 1 


Siste Sjanse arbeider for bevaring av biologisk mangfold. Fra 

starten i 1992 har vi tilegnet oss kunnskap og erfaring som vi 

mener ansvarlige forvaltere har nytte av. Vi har utviklet en 

metode for å finne frem til områder som er spesielt viktige for 

å kunne bevare artsmangfoldet i skog (nøkkelbiotoper). Den 1. 

juli 2000 ble gruppa omorganisert til en selvstendig stiftelse. 

Siste Sjanse arbeider både profesjonelt og ideelt. I tillegg til å 

tilby konsulenttjenester, arbeider vi med opplysning, 

forbedringer av registreringsmetodikk og vi arrangerer 

fagseminarer og turer. En av grunnpilarene i stiftelsen er 

fagrådet som består av fagpersoner innen ulike felt av 

biologien. Fagrådet er en kunnskapsplattform for de ansatte i 

stiftelsen. 

Siste Sjanse tilbyr naturkartlegging, både i skog og 

kulturlandskap. Vi har spisskompetanse innen botanikk, 

zoologi og økologi og tar på oss kartleggingsarbeid så vel som 

utredningsrettede prosjekter. Fylkesmenn, kommuner og 

skognæringen er våre viktigste oppdragsgivere. 

Siste Sjanse utgir en rapportserie og en notatserie: 

• Siste Sjanse-rapport er sammenstillinger fra større 

prosjekter. De inneholder helhetlige vurderinger eller 

resultater fra detaljerte utredninger. 

• Siste Sjanse-notat er enklere publikasjoner. 

Siste Sjanse 

Maridalsveien 120 

0461 OSLO 

Tlf: 22716095 

Internettadresse: www.sistesjanse.no

Siste Sjanse – notat 2002-2

You also want an ePaper? Increase the reach of your titles

Delete template?

Save as template?