Innholdsfortegnelse TEMAKART Oversiktskart Nøkkelbiotoper og undersøkte områder IR-tolkninger - biotoper og overlapp Artsfunn i Skirvedalen Grovåskard setergrend FORORD SAMMENDRAG 1. GJENNOMFØRING AV PROSJEKTET 1.1 OPPDRAG 1.2 MÅLSETTING 1.3 FELTARBEID OG DATABEHANDLING 2. BESKRIVELSE AV OMRÅDET 2.1 BELIGGENHET OG TOPOGRAFI 2.2 NATURFORHOLD OG SKOGRESSURSER 3. HISTORIKK 3.1 SETRING OG SLÅTT 3.2 FLØTNING 3.3 SKOGSDRIFT 3.4 JAKT, FANGST OG FISKE 4. METODER 4.1 DEFINISJONER 4.2 KARTMATERIALE OG TIDSBRUK I FELT 4.3 FELTUNDERSØKELSER 4.4 DATABEHANDLING OG GIS 5. RESULTATER OG DISKUSJON 5.1 NØKKELBIOTOPER; TYPER, ANDEL OG STØRRELSE 5.2 AREALENE MELLOM NØKKELBIOTOPENE Partiene langs Skirva, 740 - 825 m.o.h. Partiene mellom Skirva og Grovåskardlia, ca. 825 - 850 m.o.h. Grovåskardlia, ca. 825 - 900 m.o.h. Liene øst i reservatet, ca. 825 - 900 m.o.h. Høydeplatået på østheia, ca. 875 - 950 m.o.h. Generelt Hva er spesielt med nøkkelbiotopene? 5.3 NATURSKOG I SKIRVEDALEN 5.4 NATURSKOG OG FORVALTNING AV BIOLOGISK MANGFOLD 5.5 BRUK AV IR-TOLKNING I NØKKELBIOTOPLETING 5.5.1 Per Kristian Hammers tolkning (senere kalt IR-1) 5.5.2 Anders Thyléns tolkning (senere kalt IR-2) 5.5.3 Sammenlikning av registrering i felt og bruk av IR-bilder 5.6 ARTSFUNN Forekomst av rødlistede arter i og utenfor nøkkelbiotoper Fordelingen av vedboende sopp i høydegradienten Spesielle artsfunn 5.7 KONSENTRASJONER AV DØD VED I GAMLE SETERGRENDER 5.8 FUGLELIVET I SKIRVEDALEN 6. SENTRALE RESULTATER OG KONKLUSJONER 7. LITTERATUR VEDLEGG:

Forord
Dette prosjektet ble gjennomført på oppdrag av Fylkesmannen i Telemark og Buskerud som et ledd i undersøkelser av biologiske verdier i fylkenes naturreservater. Siste Sjanse takker for godt samarbeid med kontaktpersonene ved miljøvernavdelingene! Forfatteren av denne rapporten retter videre en stor takk til Even Høgholen for hjelp med artsbestemmelse, til Jan Bølstad for digitalisering av kart i målestokk 1:50.000, til Anders Thylén for tolkning av IR-fotos og til Ingunn Løvdal og Geir Gaarder for innspill underveis. Takk rettes også til Oddvar Kaasa for praten og bomnøkkelen samt Svein Flatin, Herbjørn Johnsbøen og Alv Rui for informasjon om Skirvedalens historikk.

Oslo 31.03.2000

Arne Heggland
Prosjektansvarlig


Sammendrag

• Hva gjorde vi: Siste Sjanse har kartlagt naturverdier i Skirvedalen naturreservat i Tinn og Rollag kommuner. Vi har kartlagt forekomst av nøkkelelementer innenfor avgrensede områder av dalføret, primært de produktive delene. Vi har videre pekt ut nøkkelbiotoper, naturskogs-områder og kartfestet alle funn av en del arter av vedboende sopp og lav. Ved siden av å dokumentere artsmangfold og verneverdier, har vi sammenliknet nøkkelbiotoper funnet i felt med biotoper utpekt på IR-foto. Gamle seterruiner har blitt undersøkt for vedboende sopp.
  
• Skogtilstand, nøkkelbiotoper og naturskog: Det er flest grove læger og sterkt nedbrutte læger langt bort fra setre og fra hovedvassdraget. I partier på østheia (i Buskerud) er det få eller ingen synlige hogstspor, men da på svært fattig mark. Grovåskardlia inneholder grovvokst og kompakt fjellskog på til dels god bonitet. Nøkkelbiotopene ble avgrenset ut fra skogtilstand, d.v.s. forekomst av nøkkelelementer. Vi fant 13 nøkkelbiotoper med totalt flateinnhold på 370 daa. Gjennomsnittlig størrelse er 26,4 daa (spenn 5,5 - 57 daa). Totalt dekker nøkkelbiotopene 5,3% av produktivt skogareal i Skirvedalen. Død ved mengde og høy øvre trealder ble brukt som kriterier for identifisering av naturskog. Av de arealene som ble godt nok undersøkt til å gjøre klassifisering mulig, fant vi at 54% var naturskog (dersom nøkkelbiotopene holdes utenom: 43%).
  
• Artsfunn: 501 funn av 28 arter (20 sopp, 8 lav) ble plottet med 25 meters nøyaktighet. Blant de undersøkte artene var svartsonekjuke (147 funn), hyllekjuke og granstokk-kjuke (begge 85 funn) de hyppigst forekommende av soppene. Glattvrenge og Grynvrenge (begge 7 funn) var de hyppigst forekommende av inventerte lavarter. Generelt var det lite lav å notere, særlig slående var mangelen av lobarionarter p.g.a. lite innslag av rikbarks-rær. Soppfloraen er rikere, men mange av de aller mest krevende soppartene ble ikke funnet. To soppfloristiske rariteter ble funnet; taigakjuke og sibirkjuke (femte funn i Buskerud for begge).
  
• Tolkning av IR-foto: Av totalt 23 foreslåtte IR-biotoper overlappet 6 av disse med biotopene som ble funnet i felt. Totalt 8 av feltbiotopene var helt eller delvis fanget opp av IR-tolkningene. 48% av nøkkelbiotopareal (funnet i felt) ble dekket inn av en eller begge IR-tolkningene. Mye av arealet som ble foreslått som nøkkelbiotoper på IR-foto, er fattig på nøkkelelementer og skilte seg lite ut fra øvrige gammelskogsarealer i dalføret. IR-tolkning er en lavpresisjonsmetode og vi kan anbefale metoden som del av forarbeidet til nøkkelbiotop-kartlegging, evt. som metode for å finne større naturskogsområder.
  
• Soppfloraen på seterruiner: Vi fant totalt 3 rødlistede sopparter på 7 seterruiner i tre ulike setergrender. Seterbygninger i sterkt forfall utgjør ekstreme død ved ansamlinger, og flere nedbrytningsstadier forekommer side om side. To hypoteser kan forklare hvorfor ruinene fanger opp sopparter som er sjeldne ellers i dalføret: 1: De tilbyr andre klimatiske betingelser enn en finner på skogbunnen i fjellskog. 2: De representerer en død ved tilstand som er sjelden i landskapet. De "beste" seterruinene må betraktes og forvaltes som nøkkelbiotoper.
  
• Fordeling av rødlistede arter og elementer: Sammenliknet med øvrige (like godt) undersøkte områder, har nøkkelbiotopene signifikant tettere forekomst av læger i alle nedbrytningsstadier og signifikant høyere tetthet av funn og arter blant rødlistede sopp.
  

1. Gjennomføring av prosjektet

1.1 Oppdrag
Prosjektet er finansiert av og utført på oppdrag fra Fylkesmannens miljøvernavdeling i Telemark og Buskerud. Vår kontaktperson har vært Leif Krosshaug (Telemark) og Eldfrid Engen (Buskerud). Fylkesmannens miljøvernavdeling (FMVA) i de respektive fylkene forvalter Skirvedalen naturreservatet. Prosjektet kom i stand etter henvendelse fra FMVA i Telemark om å undersøkelse reservatet etter samme modell som Grytdalen-prosjektet (Løvdal m.fl. 1999). Siste Sjanse søkte FMVA i Buskerud om midler til en undersøkelse av Buskerudsida av reservatet etter at inventeringen i Telemarks del (den største delen) var avklart. Siste Sjanse har stått fritt til å utarbeide faglig opplegg for registreringen. P.g.a. lavere kostnadsramme har ikke registreringene vært like omfattende som i Grytdalen-prosjektet (se Løvdal m.fl. 1999).

1.2 Målsetting
I forkant av prosjektet laget Siste Sjanse følgende skisse for faglig opplegg for naturregistreringer i Skirvedalen naturreservat:

1. Sammenlikne nøkkelbiotoper funnet i felt og nøkkelbiotoper foreslått ut fra analyse av IR- bilder. Fortrinnsvis ønsket vi å bruke en person som har erfaring med tolkning av IR bilder fra fjellskog i Sverige. Siste Sjanse vil også prøve seg på tolkning av bildene for å se om lang erfaring er nødvendig for å kunne gjøre en god tolkningsjobb.
2. Feltarbeid I: 1-2 dager til å gjøre en grov kartlegging av dalføret, samt utpeking av de antatt mest interessante delområdene. Det vil bli her lagt vekt på områder som Siste Sjanse anser viktige for bevaring av biologisk mangfold (nøkkelbiotoper). Dette arbeidet gjøres uten kjennskap til hvilke områder som er plukket ut som mest interessante fra IR bildene.
3. Feltarbeid II: 13-15 dager til å dokumentere verdier og avgrense nøkkelbiotoper innen delområdene som vi avgrenset i 2. I disse områdene registreres nøkkelelementer og alle artsfunn av et sett signalarter.
4. Rapportering: 14 dager til utarbeidelse av rapport som beskriver de ulike delområdene, samt tar opp egnetheten ved bruk av IR bilder til utplukking av områder som er viktig for bevaring av biologisk mangfold. Vi vil også si noe om kvalitetene som Skirvedalen naturreservat har sammenlignet med andre barskogs-reservater i og utenfor Telemark.

En oversikt over hva som faktisk ble gjennomført er gitt i metodekapittelet og i sammendrag/konklusjoner.

1.3 Feltarbeid og databehandling
Feltarbeid (ca. 15 dagsverk) ble gjennomført av Arne Heggland og Ingunn Løvdal i perioden 02. - 06.08.1999. Per Kristian Hammer (Glommen skogeierforening) og Anders Thylén (biolog, Siste Sjanse) har utførg IR-tolkning. Arne Heggland har vært ansvarlig for rapportskriving.

2. Beskrivelse av området

2.1 Beliggenhet og topografi    (se kart)
Skirvedalen strekker seg fra Tinnsjøen nordover mot Skirveggen. Naturreservatet er lokalisert ca. 7 - 8 km øst for Tinn Austbygd i den veiløse strekningen av dalføret. Reservatet ligger i Tinn og Rollag kommuner. Reservatet favner hele dalføret, fra høyfjell i øst til høyfjell i vest. I sør begynner reservatet der skogsveien i forlengelsen av vei mot Spjelset (fra RV 37), slutter. Fra nord er reservatet tilgjengelig via grusvei fra Skirva fjellstue (omtrent ved fjellkirka). Veien slutter ved Ragnhildstaulen, der nydyrkninger markerer slutten på nyere tids menneskelig påvirkning av dalføret. Kartblad 1614 I og 1615 II dekker reservatet.

Skirvedalen strekker seg fra ca. 740 m.o.h. (elvejuvet ved Skirva) til 1214 m.o.h. (Haugefjellet i Rivsfjellmassivet, vest i dalføret). Topografien er mild i dalføret med store flate myr- og skogstrekninger i høydelaget 780 - 860 m.o.h. nederst i dalen. Vestsida av dalen har bratte skrenter, til dels med åpen ur og rasmark, oppunder Rivsfjell. På Østsida er det en slakere overgang til et nytt "platå" 880 - 980 m.o.h. På høydeplatået i øst er det en mosaikk av lavproduktive skogbestand, vann, myrer og tresatt impediment. Noen mindre partier med snaufjell stikker opp av dette landskapet. Reservatet dekker 18.465 daa.

2.2 Naturforhold og skogressurser
Skirvedalen naturreservat omfatter to nedbørsfelt. Skirvavassdraget drenerer vannene i hoveddalføret, hvorav Grovåskardtjønn er det største. Vannene på østheia i reservatet; blant annet Gaupetjønn, Ljosvatna og Krokvatna drenerer østover til Numedalslågen. Vassdragene har referanseverdi. Skirva ble varig verna i verneplan IV for vassdrag.

Berggrunnen er overveiende fattig. Granittisk gneis, konglomerat og kvartsitt/kvartsskifer dominerer. Ganger av amfibolitt og metagabbro skjærer gjennom deler av dalen (alle data Dons og Jorde 1978). Skirvedalen tilhører naturgeografisk region 33a, Øvre Setesdals- og Telemarks skogområder (Nordiska Ministerrådet 1984). Området hører til nordboreal vegetasjonssone, svakt oseanisk seksjon (Moen 1998).

13.000 daa av reservatet (70%) ligger i Telemark. Av totalt 7.000 daa produktiv skogsmark, ligger 4.000 daa i Telemark. Altså er en større andel av Buskerud-delen av reservatet produktiv mark (ca 55% mot 31% i Telemark). Mengden skrapskog i reservatet er antakelig minst like stort som mengde produktiv mark. Det er overvekt av lav bonitet, kun snaue 5% av produktivt areal har middels bonitet (Direktoratet for Naturforvaltning 1991). Trolig skjuler taksten mange småskala bonitetsvariasjoner. For gran er det angitt bestandsalder på 110 år, vanligst >150 år. Trealder er angitt som 160-180 år, maks. 270 år for gran og maks. 360-400 år for furu (Moe 1993, Leif Krosshaug i notat). Blåbærgranskog er vanligste vegetasjonstype i granskog. Denne skogtypen finner en i de rikere partiene av dalbunnen samt i mange halvtørre deler av lisidene. Røsslyng-blokkebærskog med furu og noe gran er dominerende i store partier av dalbunn og på grunnlendt mark ellers i reservatet. Høgstaudeskog finner en særlig i Grovåskardlia, men også lokalt langs fuktdråg og rundt setervoller ellers i reservatet. Småbregneskog forekommer hyppig på frisk mark. Høgstaude- og småbregnebjørkeskog opptrer vanlig høyt i liene og på gjenvoksende innmark ved setervoller. Barskogsgrensa ligger på ca. 900 meter (alle data fra Moe 1993 og egne observasjoner). Enkelte andre steder i Tinn kommune kryper granskogen opp over 1000 meter. Gran innvandret til Tinn en gang i middelalderen, sannsynligvis for mellom 700 og 800 år siden (Høeg 1978, Hafsten 1985).

Under barskogsgrensa er det lite innslag av løvtrær i skogen. Bjørk er vanligste boreale treslag. I tillegg forekommer rogn og selje spredt og osp mer sjeldent. Foruten gjenvoksende mark i tilknytning til setervoller finnes ingen løvsuksesjoner. Ingen eldre løvsuksesjoner ble funnet i reservatet. Skogsdrift har vært drevet over hele dalføret. Særlig i nærheten av setrer har det foregått et kontinuerlig uttak av virke som setter sitt preg på skogen. Skirva har vært et mye anvendt fløtningsvassdrag. Tett oppunder fredningstidspunktet ble det utført noen svært uheldige flatehogster innenfor det planlagte reservatet i Skirvedalen. Disse områdene er inkludert i reservatet.

Skirvedalen utgjør et typisk tverrsnitt av en større subalpin skogdal som i sentrale deler er lite forstyrret av regulært skogbruk (Moe 1993). Skirvedalen ble vurdert som et meget godt eksempel på subalpine forhold i den nordøstre delen av region 33a, og ble vurdert som et meget verneverdig (***) typeområde (Korsmo m.fl 1991). Skirvedalen ble vernet som naturreservat ved kgl. resolusjon 9. juli 1993. Et utdrag fra fredningsforskriftene lyder: "Formålet med fredningen er å bevare et stort, variert og lite påvirket barskogsområde som typeområde for regionen og der deler av området har urskogspreg".

3. Historikk
Svein Flatin, Herbjørn Johnsbøen og Alv Rui fra Tinn er kilder til denne delen.

Skirvedalen har vært brukt "i uminnelige tider". I virkelig gamle dager, kanskje så langt tilbake som Svartedauden, var det utstrakt utvinning av jern fra myrmalm i regionen. Ved Ånebui, 2 km sør for Skirvedalen naturreservat, er det funnet rester etter kullbrenning med det formål å utvinne jern fra myrmalm. Det er mulig at det også har vært tjæremiler, kullmiler eller malmgraving innenfor grensene til reservatet. Ved Hovin, 14 km sør for reservatet, har det i flere tidsepoker vært drivverdige koppergruver. En kan se restene etter gamle kopperskjerp mange steder i området, men ikke så høyt som Skirvedalen naturreservat.

Skirvedalen har også sin del av krigshistorien. Kraftverket på Vemork ved Rjukan gjorde Tinnsjøregionen til et strategisk viktig område. Tysk framrykning mot Rjukan ble forsøkt hindret ved Espeset bru over Skirva (9 km sør for reservatet) i 1940. Et veritabelt slag utkjempet seg og brua ble sprengt. Tyskerne ble forsinka, men videre framrykning var ikke til å unngå. Resten av historien kjenner vi - på 400 meters dyp i Tinnsjøen ligger ennå båten som skulle frakte ut tungtvann og gi Hitler muligheten til "atomherredømme". Krigshistorien og øvrig kulturhistorie fra Tinn kommune er fyldig behandlet i boka Kulturminner i Tinn (Hope og Berntsen 1999) og Hovinhefte'.

3.1 Setring og slått
I gamledager var fjellbeitet gull verdt. Kyra melka aldri så godt som etter å ha vært på fjellbeite eller etter å ha fått fjellfôr. Grovåskard er største setergrenda i dalen. Det var nesten 20 bygninger på Grovåskard for en mannsalder siden, men de fleste har rast sammen i dag. Rettighetene til beite og skog i Grovåskard var administrert i to sameier; Grovåskard sør (5 eiere) og Grovåskard nord (4 eiere). Av de andre setrene i dalen, tilhører de fleste Tinn. Bare Austmannbu sokner til Numedal. Om somrene gikk beitene på "åremål" mellom de ulike aktørene i sameiet. De som ikke hadde egen seter, leide seg plass hos andre. Betalingen var smør og ost. Prisen ble regnet ut etter kvaliteten og antallet på buskapen.

Det var både sauer og kyr i dalføret (begge slag på Grovåskard). Enkelte hadde til og med gris og høner med seg på setra! Fra Tinn ble buskapen ført over Rivsfjell; over Høkjetjønn til Tyset eller over Bånetjønn og Ormetjønn ned til Grovåskard. All buskap ble gjett. Det var viktig å passe på at nabobuskapen ikke kryssa delet; beiteressursene var for verdifulle til å kunne gis bort! Sauene ble holdt i grinder om natta og kyrne i fjøs. Ved siden av fjøs og seterbygning, var det gjerne høyhus og stall på setrene.

Graset på setervollen ble slått om sommeren, tørka i høylåver og frakta til bygds med hest. Hvis en fikk dårlig vær på slåtten, kunne det ta noen uker å få det i hus. Da kunne mye av høyet allerede være ødelagt. Høylassene ble frakta til bygds enten nord for Rivsfjell; over Akslarvatn; eller sørover; over Langevatn og Skryte og ut på veien ved Steinsrud. Myrslåtter later ikke til å ha vært vanlig, i alle fall ikke i forrige generasjon. Starren på fattigmyrene i Skirvedalen er neppe egna til dyrefôr, kun som sengeboss.

Setringen i Skirvedalen opphørte i 1953, etter noen års opphold fra 1948/1949. Skirvedalen blir benytta som sauebeite i dag, i tillegg til at det er et fellesbeite med kyr ved Ragnhildstaulen. I dag ser en flokker av sau som hviler under de gamle seterbygningene. Sauen holder til en viss grad den gamle setervollen åpen og holder kulturpreget ved like i Skirvedalen. Av bygningene på setrene, er de fleste i sterkt forfall. Noen er satt i stand som hytter, med det er mindretallet. På Austmannbu står ennå store, solide steinstøtter og minner om fjøset som var under oppføring da dårlige tider tvang eieren til å selge.

3.2 Fløtning
Skirvedalen har vært tilgjengelig for tømmerhogster i lang tid, takket være den gode fløtningselva. Helt fra Mykleset, 4 km nord for reservatet, var Skirva fløtbar. Det ble fløtt i vårflommen, når Skirva er på sitt største. I tillegg ble det bygd flere dammer som i tur og orden ble sluppet for å øke vannmengden i samband med fløtning. Den første reguleringen av Skirva ble utført i 1810, da det ble bygd en dam ved Tysettjønn.

Bautedammen (Tysetdammen) ligger i bekken fra Tysettjønn ned i Skirva. Det er knapt rester av dammen i dag. Dammen skaffet tilskuddsvann til Nilsbudammen. Når Nilsbudammen sto full av vann, flomma vannet innover myrene og Skirva lå stille halvvegs til Ragnhildsstaul, d.v.s. et par kilometer oppover. Nilsbudammen ble bygd en gang for 100-150 år siden, men ble kraftig utbedra og ombygd rundt 1920. Demningen besto av trekammer fylt med stein. På midten var det et luke der en rekke av parallelle plank holdt igjen vannet. Nederst hvilte plankene mot et vannrett fundament. I toppen av plankene var det krok og kjetting. Slusa ble åpna ved at en dro i kjettingen, og vannet vippa ut plankene. Dammer bygd etter dette prinsippet ble kalt nåledammer. Under Nilsbudammen er det dyp kvikksand, altså et dårlig fundament for et permanent byggverk. I forbindelse med fornyingen av Nilsbudammen i 1920, ble det brukt en 400 kg tung jernkloss til å slå ned tømmerstokker i grunnen under dammen.

Langevannsdammen (sør for reservatet) ble bygd opp med sement og jernlem, og er forholdsvis intakt den dag i dag. Langevannsdammen ble sluppet en times tid etter Nilsbudammen (den tida det tok en sendebud å løpe mellom dammene) og hjalp fram tømmeret videre nedover Skirva. I tillegg til oppdemninger for å samle fløtningsvann, ble det bygd såkalte skådammer. Dette var byggverk langs elva for å hindre at tømmeret fløt på land. Skirva har bratte kanter de fleste steder, og dette minimaliserte behovet for slike. En skådam ble bygget noe sør for Nilsbu.

Den siste fløtningen på Skirva ble gjennomført i 1970, og da ikke med tømmer fra skogene som i dag er freda. Det har ikke vært fløtning i vassdraget som drenerer østheia i Skirvedalen. Skogressursene har vært knappere på denne sida, og skogen bærer preg av mindre utnyttelse i disse delene.

3.3 Skogsdrift
De største tømmerressursene i dalføret står i Grovåskardlia. I dalbunnen er boniteten jevnt lav og skogen glissen og seinvoksende. Grovåskardlia, der i mot, står med grov og høy granskog, godt skjerma for vestavinden. Takket være sigevann fra Haugefjell og Rivsfjell og noe rikere geologi, er det betydelige verdier på rot i dette området. Det var store tømmerdrifter i dalføret ved århundreskiftet. Den siste tømmerdrifta i områdene som nå er freda gikk for seg på begynnelsen av 1940-tallet. Sameiene Grovåskard nord og sør drev i 1941 og -42, mens Hovin-væringer drev i dalføret også i 1943. Disse driftene var plukkhogster på de største granene og 1.400 - 1.500 m3 gran ble tatt ut. Tømmeret ble felt sommerstid, kjørt sammen i løpet av høsten og frakta ned til Skirva for fløtning vinterstid. Tømmeret var kjøpt opp på rot av en kar fra Gjerpen. Grunneierne fikk fem kroner kubikken, mens skogsarbeiderne fikk tre-femti for kubikken. Alt arbeid var ikke-motorisert. For å felle trærne brukte arbeiderne øks, tomannssag og tigersvans. Tigersvansen var en én-manns sag med stivt blad og fjær. Det var tung vei med hest over åsen fra Grovåskard-liene og ned til Skirva om vinteren. For å minimaliserer skadene på tømmerstokkene, ble endene runda før de ble slept på elva. Skirva var delt i roter eller fløtningsstrekninger. Det var gunstig å levere tømmeret til fløtningslaget så langt ned som mulig, da fløtningsveien ble kortere og fortjenesten større. Det meste av tømmeret fra Grovåskardlia ble overlatt til fløterne rett sør for Nilsbudammen, i det rote-skillet gikk ved dammen.

Tømmer til setrene ble selvsagt hugget i dalføret. De fleste setrene er bygget av gran, men noen utelukkende av furu, blant annet minst én av høybuene på Grovåskard. Furu har vært lite avvirket i dalføret ved de seneste hogstene, men gamle stubber vitner om gamle drifter etter grovt furuvirke. En stor setergrend som Grovåskard trenger stor tømmertilgang. For å skaffe bygningsmaterialer til setrene på Grovåskard, ble det satt opp ei lita sag i bekken som løper ut i Grovåskardtjønn. Saga ble satt opp rundt århundreskiftet (1800/1900), og har råtna helt opp. Seterbygningene ble ofte bygd av rundtømmer. Alternativet var å bile til et par tjukke lengder fra hver tømmerstokk.

I tillegg til de ordinære tømmerdriftene, var det stadig behov for ved til setrene. Koking av prim er energikrevende. Mye bjørk ble benytta til dette formålet.

3.4 Jakt, fangst og fiske
Vannene i reservatet har ørretstammer, men er ikke fiskerike. Grovåskardtjønn har vært kalka i senere tid. Fiskerettighetene lå tradisjonelt til søndre Grovåskard sameie. I gamle dager ble det fiska fra land og fra en flåte som lå ved tjønna.

Av storvilt er det både hjort og elg i Skirvedalen. Hjort er en nykommer; den innvandra for noen tiårsiden og blir i dag beskatta. I lisidene sør for reservatet (Blåur/Storeli) kan en se stier som hjorten har laget høyt oppunder berget. Slike stier har blitt tatt i bruk av både sau og elg. I de åra hvor reinsstammen var høy, trakk mange dyr fra Blefjell over til Skirvedalen og Rivsfjell. I tidligere tider var det vanlig med toppjakt etter tiur på Grovåskardåsen. Skogsfugl-stammen er liten nå, men en og annen rype og skogshøne faller nok i høstjakta hvert år.

Gaupestammen sies å være nokså sterk i Tinn i dag. De bratte Grovåskardliene er typisk gaupeterreng. Sauebønder opplever årlige tap til gaupa. Det er lenge siden bjørn er skutt i dalføret; den siste offisielle "bjønnejakta" i området gikk for seg for et par mannsaldre siden, da en bjørn ble skutt på Hovinmarkene.

4. Metoder

4.1 Definisjoner
Siste Sjanse sin definisjon av nøkkelbiotoper (Haugset m.fl. 1996) er brukt i prosjektet: Nøkkelbiotoper er områder som er særlig viktige for bevaring av det biologiske mangfoldet fordi de inneholder naturtyper, nøkkelelementer eller arter som er sjeldne i landskapet.

Nøkkelelementer definerer vi som elementer i skogen som har stor betydning for artsmangfoldet (Haugset m.fl. 1996). Noen eksempler på viktige nøkkelelementer er liggende død ved (læger), stående død ved (gadd), fuktige bergvegger, store steinblokker, spesielt grove trær, hule/avvikende trær, bekk og kilder.

Landskapet er det landområdet som utgjør enheten ved landskapsøkologiske vurderinger. Størrelsen på et landskap er ikke gitt ved et fast antall km2, men vil ofte ligge i størrelsesorden 50-300 km2. I denne undersøkelsen er det hensiktsmessig å vurdere høytliggende barskoger i Tinn og Rollag kommuner som et landskap.

Signalarter er arter som benyttes for å identifisere skog med høy naturverdi. De brukes til gjenkjenning av bestemte miljøer. Mange signalarter kan være indikatorarter; d.v.s. arter som med sikkerhet stiller spesielle krav til miljøet, og som ofte finnes hvis disse kravene er oppfylt (Gaarder og Haugan 1998). Indikatorverdien for alle signalartene er ennå ikke klarlagt.

Kontinuitet betyr uavbrutt sammenheng. For arters mulighet for spredning og overlevelse er det en klar sammenheng mellom den tidsmessige og den romlige skalaen, i det mulig sprednings-avstand til en art øker med tiden (Gauslaa og Ohlson 1997). Siste Sjanse opererer med ulike typer kontinuitet i skog; i marksjikt, kronesjikt, gamle trær eller død ved. Begrepet innebærer at det har vært stabil forekomst av de ulike skoglige elementer, eller stabile miljøfaktorer over lang tid. For eksempel betyr kontinuitet i død ved at det over et lengre tidsrom har vært jevn forekomst av død ved i alle dimensjoner og nedbrytningsstadier, mens kontinuitet i marksjikt betyr at miljøfaktorer som innstråling, fuktighet, temperaturforhold og jordbunnskjemi har vært stabil over lang tid. Tidsperspektivet er avhengig av skogtypen. Seintvoksende skog med trær som naturlig har svært lang både levetid og nedbrytningstid (for eksempel furuskog) vil bruke mange hundre år på å utvikle kontinuitet i død ved og kronesjikt, mens en ospesuksesjon kan utvikle kontinuitet i løpet av et par hundre år. Brudd i kontinuitet langt tilbake i tid kan være visket ut i dag, og kontinuiteten vi da observerer er tilsynelatende. Slike områder kan mangle mange arter som finnes i sammenliknbare men helt urørte områder.

4.2 Kartmateriale og tidsbruk i felt
Nøkkelbiotopregistreringene er utført i henhold til Siste Sjanses metodikk (kfr. Bredesen m.fl. 1993 og 1994, Haugan 1995, Haugset m.fl. 1996, Hultengren 1999). Et standard registreringsskjema er brukt (vedlegg). Dekning av ulike vegetasjonstyper er estimert grovt, og inndelingen følger Larsson m.fl. 1994. Et sammenfall av kriterier må være til stede for at en lokalitet skal være en nøkkelbiotop. Nøkkelbiotopene er ment å fange opp sjeldne naturtyper i landskapet, og en sterk opphopning av nøkkelelementer er normalt til stede.

Økonomisk kartverk i målestokk 1:5.000 ble benyttet i felt. IR-tolkninger har vært utført på vidvinkelfotos skaffet til veie av Fylkesmannens Miljøvernavdeling i Telemark.

Registreringer i store, sammenhengende gammelskoger
Nøkkelbiotopbegrepet er tett knyttet opp til habitatfragmentering. Innen "ikke-hogst"-områder, for eksempel naturreservater, vil derfor den viktigste motivasjonen for nøkkel-biotoper som forvaltningsverktøy være borte. Det har dessuten vist seg å være en komplisert oppgave å avgrense biotoper i reservater. Prosentandelen nøkkelbiotoper kan bli meget høy, særlig hvis landskapet inkluderer områder utenfor reservatet (kfr. Blindheim og Røsok 1998, Løvdal m.fl. 1999). Generelt er det vanskelig å foreta en nøkkelbiotopundersøkelse innen homogene gammelskogsområder. Dette har gyldighet enten arealene er svært særegne og upåvirkede eller består av påvirket, hogstmoden skog. Formålet med forvaltning av arealer som reservater og nøkkelbiotoper er forskjellig (se Direktoratet for Naturforvaltning 1988), og det er ikke opplagt at et område med reservatkvaliteter lett lar seg splitte i mindre enheter.

4.3 Feltundersøkelser
Feltmetoden kan beskrives i følgende punkt:

1. Vi konsentrerte undersøkelsen om produktive markslag (markslag med L, M, H bonitering på økonomisk kartverk).
- På forhånd la vi opp dagsruter med det formål å dekke inn alle produktive markslag.
- I tillegg har vi vektlagt å få et inntrykk av så mye av det skogkledte arealet innenfor det resterende arealet som mulig.
- For enkelhets skyld, ble større, nokså homogene områder slått sammen i større områder ("undersøkte områder", fig. 2) som ble beskrevet på hvert sitt skjema.
- Nøkkelbiotopene ble skilt ut som egne enheter og beskrevet på hvert sitt skjema.
- Fjellbjørkeskog er ikke undersøkt.

2. Ulike parametre som dekning av vegetasjonstyper, treslagssammensetning, mengde død ved, maksimal trestørrelse for ulike treslag og forekomst av andre nøkkelelementer ble notert på registreringsskjemaet (se vedlegg). I tillegg ble områdene beskrevet.

3. Søk etter signalarter har vært rettet mot vedboende sopp og lav. Følgende arter er notert og kartfestet på økonomisk kartverk (25 meters nøyaktighet):
- Alle rødlistede arter som er lett bestemmelige i felt.
- Signalarter og arter som forekommer hyppig i gammel granskog.

Denne metodikken likner metodikken i Grytdalsprosjektet (Løvdal m.fl. 1999), men med den viktige forskjellen at Grytdalsprosjektet inkluderte flere trivialarter. Grunnen til at vi ikke tok med slike arter, er at Skirvedalsprosjektet ikke gir gode nok data til en statistisk behandling av fordeling og substrattilknytning. Det ble også gjort artsfunn utenfor undersøkelsesområdene, d.v.s. områder som vi kun beveget oss raskt gjennom.

4.4 Databehandling og GIS
Kart over Skirvedalen ble digitalisert av Jan Bølstad og deretter overført til kartprogrammet ArcView (ESRI 1996). Flater som representerer undersøkte markslag, biotoper etc. er laget i ArcView. Artsfunn er importert til ArcView fra Microsoft Excel etter at feltkoordinatene var overført til et koordinatsystem som er lesbart for programmet. Data over arealer og fordelinger på høydelag er generert av ArcView. De få statistiske tester som presenteres er utført i Excel. ANOVA-tester ble kun utført på ln-transformerte data.

IR-tolkning ble utført separat fra feltregistreringene. IR-tolkerne hadde altså ingen kjennskap til hva feltregistrantene hadde funnet av nøkkelbiotoper og feltregistrantene visste ikke hvilke områder som var plukket ut som mulige nøkkelbiotoper av IR-tolkerne.

5. Resultater og diskusjon

5.1 Nøkkelbiotoper; typer, andel og størrelse
Totalt ble et areal på 4.600 daa fordelt på 35 ulike områder grundig undersøkt. Av dette arealet var 14 områder nøkkelbiotoper (se figur 2). Av disse er 13 gamle granskoger og 1 gammel furuskog. Minste biotop har et areal på ca. 5,5 daa (biotop nr. 10, nordvest for Gaupetjønn). Største biotop har et areal på ca. 57 daa (biotop nr. 5, lokalisert nordvest i reservatet). Estimert flateinnhold for nøkkelbiotopene er totalt ca. 369,7 daa.

Tabell 1: Nøkkelbiotoper. Navn, biotoptype og flateinnhold.

Totalt utgjør nøkkelbiotopene 5,3% av produktivt skogareal i Skirvedalen naturreservat. Til sammenlikning ble det under nøkkelbiotopkartlegging av statskogene i Tinn kommune (ca. 69.000 daa produktiv skog) også satt av nøkkelbiotoper på 5,3% av produktivt areal (Solås 2000). Statskogene i Tinn spenner fra 191 m.o.h. (ved Tinnsjøen) til tregrensa. I motsetning til Skirvedalen naturreservat, er også sør- og mellomboreal sone representert. Langs de bratte lisidene finnes noen steder godt utviklede løvsuksesjoner. Videre synes flere av de registrerte statskogene å ha lavere påvirkningsgrad og lengre økologisk kontinuitet enn Skirvedalen. Setring i Skirvedalen samt lett fløtningsvei kan trolig forklare dette. Mer variert naturgrunnlag og forekomst av økologisk svært gamle granskoger i avsides strøk kan forklare hvorfor en drevet skogeiendom kommer like høyt som et reservat i samme område m.h.p. mengde nøkkelbiotoper. Det kan også hende at terskelen for hva som defineres som nøkkelbiotop har vært noe lavere i Tinn statskog.

Gammel granskog er, som forventet, dominerende biotoptype. Innenfor naturtypen gammel granskog, finnes nøkkelbiotoper på høgstaude/småbregnemark (i Grovåskardlia), i bekkejuv (langs Skirva, i Grovåskardet) og i fattig, høytliggende skog (på østsida). Den ene furubiotopen ligger som en "skogsholme" i et myrkompleks ved Nilsbubrenna. I denne lille nøkkelbiopen finnes et eksempel på furuskog som er lite berørt av eldre hogster. Marka på stedet er meget lavproduktiv, men nøkkelelementer finnes rikelig.

5.2 Arealene mellom nøkkelbiotopene
Skirvedalen naturreservat har en lang skogbrukthistorie (se kapitel 3). Med unntak av noen nyere flatehogster sør i reservatet, har ikke moderne skogbruk vært praktisert i dalføret. Plukkhogsten har imidlertid vært omfattende. I Siste Sjanses undersøkelser fant vi ingen områder uten spor av skogsdrift. Mange steder er stubbene i ferd med å bli skjult av mosematte og lyng. Mengde liggende død ved og skogstruktur (sjiktning og tresetting) røper allikevel fordums hogstinngrep. Vi har delt dalføret inn på denne måten:

Partiene langs Skirva, 740 - 825 m.o.h.
Blåbærskog og røsslyng-blokkebærskog er dominerende. Strenger av myr strekker seg parallelt med Skirva, særlig på vestsida. Flere setervoller åpner opp skogen. Påvirknings-graden fra skogbruk (plukkhogst) er høy. Grantrær med brysthøydediameter over 40 cm er sjeldent. Død ved profilen domineres av små dimensjoner. Jevnt over er lægrene forbløffende jevne i størrelse, rundt 30 cm. Sjiktningen er god. I overgangen mot Skirvåsen finnes enkelte grove læger. I sør (ved bekkejuvet) er det nokså frodig langs elva med mye låge urter i feltsjiktet.

Partiene mellom Skirva og Grovåskardlia, ca. 825 - 850 m.o.h.
Mosaikk med lange myrstrekninger, til dels med små tjern og skrinne kvartsittrygger med røsslyng-blokkebærskog og noe blåbærskog. Det er mye furuskog i disse delene av dalen, men foryngelsen av furu er svak. Trolig har hard hogst på eldre furu for 100-150 år siden kombinert med elgbeite gitt furuskogen et tilbakeslag. Endret brannregime (sjeldnere brann) kan også ha betydning for den manglende furuforyngelsen og innvandring av gran på furu-mark. Konsekvensen er at gran spres inn på tidligere furumark og tar over arealer som har hatt furuskog langt tilbake i tid. Nøkkelelementer finnes spredt, bla. furugadd med brysthøyde-diameter på over 70 cm og svært grove furulæger. Grove furulæger finnes rikelig også i de grandominerte partiene. Så å si ingen stående furuer kommer opp mot maksimumstørrelsen for gadd og læger. Spredte brannspor ble notert i området.

Grovåskardlia, ca. 825 - 900 m.o.h.
Denne lia er lang og østvendt. De frodigste og rikeste partiene i reservatet finnes i Grovåskardlia, men det er stor variasjon i vegetasjonstyper og påvirkningsgrad innen lia. Skogen bærer preg av hard dimensjonshogst. I tillegg bærer områdene sterkt preg av beitepåvirkning (som vedvarer). I dag har det meste av lia meget tett, kompakt og grovvokst gammelskog. Dette er skog som har kommet opp etter hogster. Skogen er flersjiktet, men i partier er det markert tosjiktning. Påvirkningsgraden avtar med avstand fra Grovåskard-setrene. Helt nord og sør i lia (lengst vekk fra setrene) er det god sjiktning og nokså mye død ved. I partiet nær setrene har skogen karakter av gjenvokst beitemark med svakt utviklet feltsjikt og null forekomst av læger. I "middels avstand" fra setrene er det tydelig kontinuitetesbrudd i liggende dødt virke: Det er mye sterkt nedbrutte og grove læger og mest fersk død ved. Jo nærmere en kommer setrene, dess flere hogstspor og dess større aldersspredning er det på stubbene. Gammel granskog har vært hogd i nærheten av setrene ennå lenge etter siste drift i nord- og sørenden av lia. Det står spredte "kvistbuser" av gran. Dette er trær som har vært fristilte i et tidligere (beite?)landskap.

Liene øst i reservatet, ca. 825 - 900 m.o.h.
Midt i østlia er det et bredt bånd med produktiv granskog på middels og lav bonitet. Nederst er lia beriket med sigevann og en kan finne store partier med småbregneskog. Granskogen er generelt sterkt preget av dimensjonshogst og ikke spesielt grovvokst. Mange av lægerne er tynne og ferske. Det finnes også en del meget sterkt nedbrutte læger. Mellomstadiet er lite representert.

Høydeplatået på østheia, ca. 875 - 950 m.o.h.
Bånd av lavproduktive granbestand finnes i søkk og langs lisider. Disse grønne korridorende veksler med myrer og vann på flatene og fjellbjørkeskog/snaufjell på toppene. Granene er overveidende kortvokste og bjørkeinnslaget er høyt. Død ved mengden er varierende. Hogstpåvirkning er tydelig de fleste steder, men mangler noen steder på tresatt impediment. En grad av kontinuitet er bevart. Død ved i alle nedbrytningsstadier finnes spredt i skogen.

Generelt
Påvirkningsgrad og skogtilstanden varierer langs en gradient ut fra hovedvassdrag og setre. Mengde grove trær og mengde sterkt nedbrutte læger og grove læger øker med økt avstand til Skirva og setrene. Mengden død ved viser nødvendigvis ikke denne sammenhengen: Hardt påvirket granskog som når sammenbruddsfase (langs Skirva) produserer store død ved mengder lokalt, uten at dette er den økologisk eldste skogen. Glennedynamikk er svakt utviklet i Skirvedalen. Naturskogspartier har tett skog, rik på tømmer, men forynget etter hogst. I løpet av noen tiår, vil større partier få naturskogskarakter. Mange av de sterkt nedbrutte lægrene vil råtne totalt bort og det dannes en mangel på dette nedbrytningsstadiet fordi det er relativt lite død ved i middels nedbrytningsstadium. På noe lengre sikt (>100 år) vil Skirvedalen sannsynligvis romme naturskog, flere steder urskogsliknende skog, over store arealer.

Hva er spesielt med nøkkelbiotopene?
Det kan være vanskelig å plukke ut nøkkelbiotoper i sammenhengende gammelskogsområder (kfr. avsnitt 4.2). Det er liten variasjon i naturgrunnlaget i Skirvedalen. Skogtilstand har altså vært den viktige faktoren ved identifisering av biotoper. Mengde liggende død ved er et viktig aspekt for diversiteten av flere artsgrupper (Stokland 1991, Lindblad 1998). Denne faktoren forteller dessuten mye om skoghistorie/påvirkningsgrad og vektlegges nokså tungt i våre registreringer. I alle nedbrytningsstadier er det signifikant større tetthet av låg innenfor biotopene enn i de godt undersøkte områdene som ikke fikk status nøkkelbiotop (ANOVA, for nedbrytningsstadium 1, 2 og 3: F=16,8, 35,4 og 38,7. p<0,001).

5.3 Naturskog i Skirvedalen
For artsmangfoldet er den generelle skogtilstanden av stor betydning. Til og med for de relativt få artene som er tilknyttet impediment, er forvaltningen av landskapshelheten og graden av naturhensyn i produksjonsbestand viktige faktorer (Cederberg m.fl. 1997). Andel naturskog kan brukes som et mål på den biologiske verdien av arealene utenfor nøkkel-biotopene. Naturskog kan defineres som de områdene som oppfyller 2 av følgende kriterier (Andersson og Bohlin 1998):
(1) Skog med forholdsvis høy gjennomsnittlig trealder
(2) Flersjiktet og glennepreget skog med stor aldersspredning
(3) Skog med et betydelig innslag av død ved, også i sterkt nedbrutt fase
(4) Forekomst av kontinuitetskrevende signalarter/rødlistearter

Skogtakst i området viser bestandsaldre på minimum 110 år, vanligst over 150 år for gran, trolig mer for furu. Dermed anser vi kriterium 1 som oppfylt. I tillegg har vi gode data på mengde liggende død ved i Skirvedalen. Vi har regnet undersøkte områder med minimum 1 gran- eller furulåg i hvert av tre nedbrytningsstadier pr. ha som naturskog. Vi fant at arealet naturskog i Skirvedalen utenfor nøkkelbiotopene utgjør 43% av alle (tilstrekkelig) undersøkte arealer. Alle nøkkelbiotopene har død ved mengde større enn 1 låg av gran eller furu i hvert nedbrytningsstadie pr. ha. Total naturskogsprosent inkludert nøkkelbiotopene blir 54% av undersøkte arealer eller 27% av totalt skogkledt areal. Død ved mengde er et nokså strengt kriterium. Dersom vi hadde bedre data på sjiktning (det forutsetter undersøkelser på finere skala), ville vi trolig finne at kriterium 2 (sjiktning) og 1 (høy trealder) var oppfylt over nokså store arealer i dalføret. Flere relativt død ved rike markslag har falt ut fordi et eller to nedbrytningsstadier er lite representert. I motsetning til Grytdalen, er bildet i Skirvedalen imidlertid mer broket; noen områder har nokså sterkt forekomst av grove og sterkt nedbrutte læger, mens de tidlige nedbrytnings-stadiene mangler.

5.4 Naturskog og forvaltning av biologisk mangfold
I et område med naturskogskarakter kan enkelte av de substratavhengige artene, for eksempel blant vedboende sopp, også bebo arealene mellom nøkkelbiotopene (kfr. Løvdal m.fl. 1999). Naturskogsområder mellom nøkkelbiotopene utgjør attraktivt spredningshabitat og kan styrke levedyktigheten til en art som har kildepopulasjonene sine i nøkkelbiotoper og reservater.

Større naturskoger er dessuten en forutsetning for overlevelse for de artene som både er spesialister og har store arealkrav. Habitatfragmentering er en lett synlig negativ faktor for arter som har store leveområder. Kumulative effekter ved oppstykkingen av leveområdet kan medføre en prosentvis bestandsnedgang som langt overstiger prosentvis reduksjon av leveområde (Rolstad m.fl. 1991). Hakkespetter er eksempel på arter som er nokså arealkrevende og samtidig er fødespesialister.

Stort innslag av løvtrær og grove trær er elementer i naturskog som mange arter er avhengig av. Mengden løv er avgjørende for diversiteten av fugl (Stokland 1994). Skirvedalen er naturlig fattig på andre løvtrær enn bjørk. Store osper og seljer, som det finnes noen få av, er viktige nøkkelelementer. Dessverre er rekrutteringen helt minimal, trolig forårsaket av sterkt elgbeite.

5.5 Bruk av IR-tolkning i nøkkelbiotopleting

5.5.1 Per Kristian Hammers tolkning (senere kalt IR-1)
Denne gjennomgangen baserer seg på kommentarer meddelt per brev. Bildene var vanskelige å tolke p.g.a. at det er få nyanser og mye skygger på bildene. Det er da vanskelig å avgjøre om glenner i eldre granskog skyldes naturskogsdynamikk eller om det er hogstpåvirket skog, evt. åpen skog uten død ved. Bruk av normalvinkel isteden for vidvinkel ville avdekket læger, bergvegger og store steinblokker bedre. Et annet minus ved bildekvaliteten, er de kraftige rødtonene. På gode bilder kan trær med tørre topper og sjiktet skog leses som blåtoner og ulike løvtreslag trer fram som nyanser i rødt. Slike tolkninger var vanskelig på bildene. Hammer plukket ut 13 mulige nøkkelbiotoper fra IR-foto.

5.5.2 Anders Thyléns tolkning (senere kalt IR-2)
Denne gjennomgangen baserer seg på Anders Thyléns kommentarer, meddelt muntlig og pr. brev. Å utskille barskog med god sjiktning/død ved var vanskelig. Thylén har plukket ut større områder som kan inneholde nøkkelbiotoper. Kriteriene for å ringe rundt et areal har vært forekomst av rasmark, stor løvandel i barskogen, topografiske karakterer, sumpskog, skog/myr og ujevn kronestruktur (sjiktning/glennepreg). Thylén påpeker at skog/myr og fjellbjørkeskog trolig er overrepresentert i hans materiale. Alle myrene i Skirvedalen er fattige. Fjellbjørkeskog er ikke undersøkt i felt. I analysen har vi derfor kun inkludert de kartfigurene som Thylén har klassifisert som gammel granskog og gammel blandingsskog/granskog med høyt løvinnslag.

Tabell 2 oppsummerer dataene fra begge tolkningene samt treffprosent med feltregistreringer.
Tabell 2: Mulige nøkkelbiotoper tolket ut fra IR-foto (kolonne 1; stedsnavn, kolonne 2 og 3 type biotop, grått viser til områder som ikke er tolket som NB begge). Videre beskrives feltinntrykk og overlapp. Grå felter i overlappskolonnene betyr at det ikke er relevant å beregne overlapp. Overlapp=Felles areal i ca % av nøkkelbiotop funnet i felt.

5.5.3 Sammenlikning av registrering i felt og bruk av IR-bilder
I beregning av treffprosent, er feltregistreringene brukt som "fasit". Av totalt 23 foreslåtte IR-biotoper (1 som ikke er sammenliknbar er tatt ut), overlappet bare 6 med feltbiotopene. Totalt var 8 av feltbiotopene helt eller delvis dekket inn av forslagene fra IR-tolkerne. 48% av nøkkelbiotopareal (funnet i felt) ble dekket inn av en eller begge IR-tolkningene; h.h.v. 21,5% for IR-1 og 44,7% for IR-2. Overlapp regnet som andel treff av foreslått IR-areal ble 32% for IR-1 og 11% for IR-2. Lokaliseringen av IR-biotoper og overlapp framgår av figur 3.

Disse tallene forteller at IR-2 har vært rausere med å foreslå nøkkelbiotoper. Ergo ble "høy" andel av nøkkelbiotopene til feltregistrantene dekket inn, men bare en liten andel av forslagene viser seg å treffe feltbiotopene. For IR-1 blir overlappet med feltregistrerte biotoper mindre, men en større arealandel av de utpekte kartfigurene "slår til" sammenliknet med IR-2. IR-1 sine biotopstørrelser er langt mindre enn IR-2 sine (hhv. 22 daa og 89 daa i gj.sn. størrelser). Begge IR-registrantene har helt eller delvis truffet nøkkelbiotopene 5, 7/8, 13 og 14 (tabell 1). Nr. 5 har høy andel nøkkelelementer og gammel granskog/gran-bjørkeskog med glennepreg. Nr. 7/8 og 14 er granskog i bekkejuv, mens nr. 13 består av nordvendt og død ved rik granskog. Topografi og eksposisjon (forsenkninger og/eller nord/øst vendt granskog) har tydeligvis vært viktig som kriterium for IR-tolkerne. Slike områder i Skirvedalen viste seg ofte å bestå av økologisk nokså ung skog; kortvokst, høytliggende og svært fattig. Høy løvandel kan ikke brukes som sikkert kriterium for nøkkelbiotoper i Skirvedalen, ettersom det meste av løvskogen er småvokst "bjørkekratt".

Nøkkelbiotopkartlegging i store, sammenhengende gammelskogsområder er vanskelig, også i felt (se kap. 4.2). Vi antar at treffprosenten øker betraktelig dersom undersøkelsesområdet består av et landskap preget av aktivt bestandsskogbruk. Det er dessuten atskillig lettere å få brukbare IR-tolkninger i områder som er mer variert m.h.p. topografi og vegetasjonstyper (Anders Thylén, pers. medd).

Generelle betraktninger
Det er mange feilkilder som kan påføre nøkkelbiotopkartlegging basert på IR-bilder store mangler. Kvaliteten på bildene er vel den mest opplagte feilkilden. Som IR-registrant 1 påpeker, kan feil fargegjengivelse og for liten brennvidde på objektivet som er brukt ved fotograferingen, gi en vanskelig tolkningsjobb. Dårlig kunnskap om naturtyper og kvaliteter i den aktuelle regionen er en annen feilkilde: En hver form for nøkkelbiotopkartlegging forutsetter god kjennskap til landskapet. Ved en skrivebords-registrering, for eksempel tolkning av flyfoto/IR-foto, er det svært vanskelig å plukke ut de sjeldne naturtypene dersom lokalkunnskapen i det aktuelle området er mangelfull.

Normalt bør tolkning av flyfotos kombineres med feltarbeid. I den svenske nøkkelbiotop-inventeringen ble IR-tolkninger brukt som en del av en grundig forberedelse til feltregistrering. Resultatene fra vår undersøkelsen antyder at IR-foto alene kan gi visse indikasjoner om lokalisering av nøkkelbiotoper, men at presisjonen er svak. En befaring i området før tolkningen for å bli kjent med natur- og nøkkelbiotoptyper samt kontrollbesøk av biotoper er ønskelig/nødvendig. En enda bedre test på metodikken hadde vi fått dersom vi hadde kombinert uavhengige feltregistreringer med IR-tolkning og oppsøkende feltarbeid i områder plukket ut på IR-foto.

For å plukke ut nøkkelbiotoper i skog er ikke IR-tolkning en metodikk som står på egne bein. Metoden kan det være effektivt for å plukke ut områder for videre feltarbeid. Avgrensning av mulige biotoper er vanskelig p.g.a. stor usikkerhet. Det er mulig at større naturskogsområder (hensynsområder) kan avgrenses tilstrekkelig presist etter IR-fotos. Dette ble ikke undersøkt av oss i Skrivedals-prosjektet.

5.6 Artsfunn
Vi plottet alle artsfunn av et sett arter (se 4.3) på økonomisk kartverk med nøyaktighet 25 meter. Totalt kartfestet vi 501 artsfunn. Sopp utgjør 471 av funnene. 250 soppfunn (53%) gjelder rødlistede arter (8 arter). Hyppigste forekomst fant vi for svartsonekjuke (147 funn) som utgjør 31% av totalt antall soppfunn. Deretter følger granstokk-kjuke og hyllekjuke (begge 85 funn), rosenkjuke (37 funn), granrustkjuke (27 funn) og duftskinn (24 funn). Blant lav gjorde vi 30 funn fordelt på 8 arter. Gubbeskjegg forekommer jevnt i eldre granskog i dalføret, men antall funn ble ikke registrert. Av lavartene er ingen rødlistet. 5 av artene regnes som signalarter for gamle løvtrær (vrengeartene er svake signalarter). Kort trollskjegg og randkvistlav er signalarter for kontinuitetsmiljøer i eldre granskog. Glatt- og grynvrenge var de hyppigst registrerte signalartene blant lav (begge med 7 funn). Dernest følger lungenever med 6 funn. Tabell 3 oppsummerer funnene. Lokalisering av funn framgår av figur 4.

Tabell 3: Artsfunn i Skirvedalen naturreservat. Registrerte arter i organismegruppene lav (l) og sopp (s), samt antall funn av hver art. Status som signalart er oppgitt som S. Truethetskategori (vedlegg 2 ) er oppgitt for rødlistearter. cf. mellom artsepitet og slektsnavn betyr at det knytter seg en usikkerhet til bestemmelsen av arten.

I soppherbariets arkiv er det 19 registrerte soppfunn fra reservatet fra før denne undersøkelsen, hvorav 7 funn (5 arter) er rødlistede. De 19 funnene fordeler seg med 1 i Telemark og 18 i Buskerud. Disse funnene er oppsummert i vedlegg 3. En del "trivielle arter" av vedboende sopp ble også notert under vårt feltarbeid. Artene toppråtesopp, rødrandkjuke, vedmusling, rekkekjuke, fiolkjuke, rotkjuke og granlærsopp er blant de aller vanligste vedboende soppene innenfor reservatet.

Forekomst av rødlistede arter i og utenfor nøkkelbiotoper
Tettheten av rødlistearter ble kalkulert som antall funn pr. ha og antall arter pr. ha. Blant rødlisteartene er det signifikant høyere tetthet av funn og av antall ulike arter innenfor biotopene enn på resterende undersøkt areal (ANOVA test på funn og arter, F=35,3 og 31,6. p<0,001). Artsinventar var ikke avgjørende for utplukking av nøkkelbiotoper. Resultatene bekrefter (som forventet) artenes samvariasjon med lett observerbare og kvantifiserbare størrelser som elementtetthet.

Fordelingen av vedboende sopp i høydegradienten
Høydegradienten er delt i 4 like store avsnitt (m.o.h.): 1: 740-790, 2: 790-840, 3: 840-890, 4: 890-940. Svært få artsfunn ble gjort høyere enn 940 m.o.h. Fordelingen av rødlistearter og andre arter (h.h.v. 248 og 221) i ulike høydelag (figur 6) viser at andelen rødlista arter øker med økt høyde. Over 840 m.o.h. (i gruppene 840-890 m.o.h. og 890-940 m.o.h) utgjør de rødlista artene mer enn 50% av totalt antall funn. Dette mønsteret kan være en effekt av lavere påvirkningsgrad langt bort fra fløtningsvassdrag (Skirva).

Videre er fordelingen av tre hyppig forekommende arter; svartsonekjuke, granstokk-kjuke og granrustkjuke vist på figur 7. Denne figuren viser tetthet av funn (y-aksen) i hvert høydelag (x-aksen). Tetthet er korrigert for mengde undersøkt areal i hvert høydelag. Altså viser figuren et tetthetsestimat som er sammenliknbart mellom arter: Like høye søyler for to arter innen et høydelag viser at artene har tyngdepunkt (altså høyest tetthet) i samme høydelag.

Fra figuren kan en lese at både svartsonekjuke og granstokk-kjuke har høyest tetthet i de laveste høydelagene. For svartsonekjuke over halveres tettheten til neste høydeklasse, for å øke noe i de høyeste lagene. For granstokk-kjuke synker ikke tettheten så bratt, men den fortsetter å synke også mellom høydelag 2 og 3. Svartsonekjuke og granstokk-kjuke har et like stort tyngdepunkt i den vertikale utbredelsen i nederste høydelag. Derimot har svartsonekjuke en tyngre del av funnmengden over 840 m.o.h. sammenliknet med granstokk-kjuke. For granrustkjuke var det overraskende nok ingen funn i laveste høydekategori. Prosentvis forekomst er nokså jevnt fordelt på intervallene 790-840 og 840-890 m.o.h., mens arten har en mye mindre del av forekomsten sin i det øverste høydelaget, hvor både granstokk- og svartsonekjuke ennå holder stand.

Spesielle artsfunn
Taigakjuke (Skeletocutis stellae): I Norge opptrer arten særlig på gran, men også spredt på furu. Mange av funnene er fra gamle barskoger relativt rike på dødt trevirke i ulike nedbrytningsfaser. Lokalitetene har ofte god forekomst av andre kravfulle og dels rødlistede lav og sopp. I soppherbariet er det pr. mars 2000 registrert 55 funn av arten i Norge, hvorav 4 i Buskerud og 2 i Telemark. I tillegg er arten nylig funnet i 2 nøkkelbiotoper i Tinn (Solås 2000). Funnet i Skirvedalen ble gjort ca. 920 m.o.h. ved vestre Ingeborgtjønn, i gammel nordvendt granskog. Arten er rødlistet som hensynskrevende, DC.

Sibirkjuke (Skeletocutis odora): Sjelden art, fortrinnsvis kontinental, som opptrer i boreale barskoger. Langt vanligere nord i Finland og Sverige enn i Norge. Arten vokser helst på granlægre som har intakt bark og greinsystem. Den er også registrert fra osp, furu, bjørk og rogn. Den forekommer normalt i eldre barskog med naturskogspreg og lang kontinuitet i liggende dødt trevirke (oppsummert av Bendiksen m.fl., 1997). Mange av de norske funnene er gjort i høytliggende skoger med stor forekomst av andre signalarter. Dessuten finnes et fåtall funn fra lavereliggende lokaliteter, da primært i rike lågurtgranskoger. Bendiksen m.fl. (1997) angir 13 lokaliteter. Arten er pr. mars 2000 registrert med 32 funn (hvorav flere på samme lokalitet) i herbariet på botanisk hage og museum i Oslo (Soppherbariet 2000). Av disse funnene ligger ingen i Telemark og 1 i Buskerud. Arten er nylig funnet 3 ganger til i Buskerud (Tom Hellik Hofton, pers. medd). I Skirvedalen ble sibirkjuke funnet ved Krokvann på Buskerudsida ca 915 m.o.h. (figur 4). Fruktlegemet dekket undersida av en barkkledd og tett greinbesatt granlåg i minst halvannen meters lengde. Miljø på voksestedet var glissen og svært lavproduktiv fjellgranskog med korte, gulrotformede graner og høyt bjørkeinnslag. Det er dessuten mye myr på stedet. Granlægeret som hadde sibirkjuke lå på fuktig mark kun et par titals meter fra åpen bakkemyr. Arten er rødlistet som sårbar (V).

Ceriporiopsis cf. mucida: Økologien til denne arten er dårlig kjent. Kun 15 funn er tidligere registrert i Norge. I tillegg ble arten funnet på en ny lokalitet i 1999 (egne data). Arten er funnet på både løvtrær og bartrær, nesten alltid på svært morken ved. Om lag halvparten av de Norske funnene er fra gran. Arten er hovedsaklig funnet i miljøer som inneholder rikelig med liggende død ved. Mange av funnstedene er skogreservater. Muligens er arten substrat-spesialist uten krav til lang økologisk kontinuitet. Arten har tynt og mykt fruktlegeme. Fargen er gul/hvitaktig. I Skirvedalen ble arten funnet i nøkkelbiotop 9; på Nilsbubrenna. Voksested var et meget sterkt nedbrutt furulåg med høy grad av bakkekontakt. Lokaliteten er død ved rik og har lægerkontinuitet i furu. Ceriporiopsis mucida er en nokså vanskelig bestemmelig art. Eksemplaret fra Skirvedalen er mikroskopert, men det knytter seg allikevel en liten usikkerhet til funnet. Data i dette avsnittet er hentet fra soppherbariet (2000) og Oloffson (1996).

Oligoporus hibernicus: Arten danner resupinate, tynne fruktlegemer. Den vokser på barved (60% furu, ellers gran), helst i glissen barblandingsskog. Artens økologi er dårlig kjent. Den tilhører et kompleks av arter som taksonomisk ennå ikke er ferdig utredet (kilde: Olofsson 1996). På soppherbariets internettsider (Soppherbariet 2000) angis 11 norske funn, hvor av 25% på gran, resten på furu. Arten er ikke tidligere funnet i Telemark, men 2 ganger i Buskerud (Tom Hellik Hofton, pers. medd). I Skirvedalen ble den funnet på laftetømmer på sammenrast seter i Grovåskard setergrend, ca 800 m.o.h. Arten er tidligere funnet på laftetømmer (Even Høgholen, pers. medd). Dessuten er to av funnene som refereres i soppherbariet gjort på substrat som er tatt i bruk av mennesker, h.h.v. "plank" og "gjerde".

5.7 Konsentrasjoner av død ved i gamle setergrender (Kart over Grovåskard)
Seterbygninger som ligger til forfall tiltrekker seg raskt nedbrytere av sopp. Interessant nok kan ofte rødlistede og sjeldne arter også ta i bruk slikt substrat. Ved Fjellstaul, snaue 4 km. sør for Skirvedalen naturreservat, ble det i 1996 gjort et oppsiktsvekkende funn av lappkjuke Amylocystis lapponica på seterruiner. Sammen med lappkjuka vokste også svartsonekjuke og granrustkjuke (Soppherbariet 2000). En nøye gjennomgang av 8 seterruiner i Hedmark, gav funn av til sammen 14 rødlistede sopparter (Even Høgholen, pers. medd). Setrene i Skirvedalen viste seg også å ha interessante funn å by på. Tabell 4. oppsummerer funn av rødlistede poresopper på seterruiner. På mange av de undersøkte seterbygninger ble det ikke funnet vedboende sopp. Inntrykket er at de mest sammenraste setrene, d.v.s. de som har størst spenn i økologiske betingelser i virket, er de mest interessante. Alle funn som er referert i dette avsnittet er funnet på barkløst, hovedsaklig tykt rundtømmer. Tynn bordkledning er trolig lite egnet substrat, men dersom rundtømmer og bordkledning har fysisk kontakt har det vist seg at rosenkjuke kan fruktifisere direkte på bordkledningen (Geir Gaarder, pers. medd).

Tabell 4: Funn av rødlistede sopparter på sammenraste setrer i Skirvedalen. Seternavn framgår av figur 1.

Forskning viser at ulike fruktlegemer på samme stokk ofte tilhører genetisk ulike individer, altså at stokkene inneholder mange ulike individer av samme art (Nordén 1997, Håvard Kauserud pers. medd.) Antallet fruktlegemer på en og samme seterruin er sannsynligvis ikke et overestimat på antallet individer av arten.

Setre uten vedlikehold = tidsinnstilte nøkkelbiotoper

Seterbygningene i Skirvedalen er bygget av gran. Rundtømmerstokkene som ligger nær bakken råtner først. Ettersom råten bres oppover i lagene av laftetømmer, dannes død ved av ulik kvalitet. En kan derfor finne vedboende sopp med ulike krav til fuktighet og konsistens i substratet på en og samme seterruin; svartsonekjuke i stokkene ved bakken, rosenkjuke i de øverste stokkene og hyllekjuke i de midterste lagene. Artene vil helt opplagt kunne spre seg fra stokk til stokk ettersom nytt tømmer kommer inn i riktig råtestadium.

En seterruin med kvadratisk grunnflate 36 m², med 7 lag av laftetømmer i hver vegg og gjennomsnitt diameter i stokkene på 27,6 cm (gjennomsnitt over 26 stokker som ble målt) utgjør en død ved ansamling på 10 m³. Overført til mer håndgripelige enheter tilsvarer dette en tetthet på 2.800 m³ liggende død ved pr. ha. Dette er 185 ganger høyere død ved tetthet enn estimatet fra nøkkelbiotopene i Skirvedalen, og langt mer enn en kan forvente å finne selv i urskog eller naturskog (50-200m³/ha, Albrechts 1991). Den kraftige fortettingen av død ved i forskjellige nedbrytningsstadier gir tydeligvis gode betingelser for vedboende sopp. Ettersom ruinene fanger opp rødlistede arter og signalarter, fungerer de som temporære nøkkelbiotoper For noen arter kan sikkert slike betingelser vare i tidsrom på flere tiår.

Følgende to teorier kan tenkes å forklare at seterruiner i høytliggende fjellskog fanger opp arter som er sjeldne eller fraværende i nærområdene:

1. Setrene tilbyr et miljø som ikke finnes i høyden (der de fleste setrene ligger); nemlig død ved konsentrasjoner som ligger tørt, luftig og åpent. Dette er i kontrast til de fuktige forhold som rår i kalde, høytliggende og (noen steder) nedbørsrike fjellskoger. En kan tenke seg at seterruinene tilbyr klimabetingelser som nærmer seg sør- eller vestvendt lågurskog. Denne hypotesen forutsetter at fjernspredning er hovedkilde til sopp på laftetømmer. Videre antas at det er de økologiske betingelsene i eller utenfor "naturlig" forekommende substrat som gjør det vanskelig å kolonisere.
2. Setrene tilbyr død ved kvaliteter som ikke finnes i nærområdene p.g.a. kontinuitetsbrudd. Seterbygninger med manglende vedlikehold er i følge denne hypotesen tidsinnstilte (og relativt kortlivede) nøkkelbiotoper. Artene kan ha kolonisert setrene fra nær- eller fjernområder eller kan ha vært til stede i stokkene allerede da tømmeret ble tatt i bruk. Skogsdrift har deretter innskrenket artenes levevilkår ute i skogen, samtidig som opphør av setring har åpnet en stor substratkilde for artene.

Dersom den siste teorien antas, innebærer dette at seterruinene midlertidig holder liv i individer som med tiden kan spres ut i omkringliggende habitat som blir tilgjengelig. Artene som en gang mistet substratet sitt fordi mennesker forandret habitatet (for eksempel med formål å skaffe tømmer til setrer) har da brukt ventetiden til å spise opp noe laftetømmer før de slutter ringen ved å "hoppe" ut igjen i et restaurert skogøkosystem! Dersom teori nr. 1 antas, vil individene på seterruinene i høyeste grad leve på lånt tid. Synet på gamle, laftede seterhus har endret seg og slikt substrat tilføres ikke i nevneverdig grad nå lenger. Dersom det samtidig er mangel på passende habitat i lavereliggende skogsområder, har trolig sporene lav koloniseringsmulighet, og individet kan gå til grunne.

I tråd med føre var prinsippet bør ikke teori nr. 2 forkastes. Konsekvensen er at de "beste setrene" bør få råtne videre og dermed fungere som spredningssenter. Svartsonekjuke er et eksempel på en art som kommer til å møte en drastisk substratmangel i Skirvedalen på kort sikt, ettersom de mange grove men nesten helt "oppspiste" granlægerne svinner hen. Hogster for 100-150 år siden har langt på vei fjernet et nedbrytningsstadie. Muligens vil svartsone-kjuker fra setertømmer om noen tiår kunne tilføre nytt sporemateriale til kolonisering av lægre som i dag er i et for tidlig råtestadium for arten.

Sangfuglregistreringer (til bruk i bestandsestimat) bør utføres i overgangen mai/juni. I august streifer mange kull rundt i skogen og observasjonene vi har gjort kan derfor gi noen indikasjoner om hvilke arter som hekker i dalføret.

Fuglelivet i Skirvedalen har trekk fra både fjellfauna og høytliggende barskog. Myrene er gjennomgående fattige og har ikke næringsrike, dype og utilgjengelige partier som gjør de attraktive for et bredt spekter av våtmarksfugl. De er hekkeplass for et mindre antall vadefugl hvorav rødstilk og gluttsnipe ble notert. Trolig er strandsnipe allikevel dalførets vanligste vader. Strandsnipa finnes vanlig langs vann og vassdrag. Mange par hekker langs Skirva. I vannene hekker noen vanlige andearter; kull av krikkand og bergand ble funnet på østheia.

Hønsefuglene lirype, orrfugl og storfugl ble observert. I tillegg ble jerpe observert rett sør for reservatet. Det meste av reservatet er nok for høytliggende og har for lite or for at jerpa skal trives der. Deler av Grovåskardlia og noen partier langs Skirva er gunstig jerpeterreng. Storfugl er trolig knyttet til de lavereliggende delene. Lirype hekker i spredt i dalbunnen i tilknytning til åpne myr/bjørkepartier. Lirype er trolig vanligere i høyereliggende deler av området. Orrfugl bruker trolig de fleste deler av reservatet. De gjenvoksende setervollene er attraktive beiteområder for orrfugl. Redusert løvtilgang når disse vollene vokser igjen er ugunstig for arten. Antallet fugl som ble observert var meget lite og tyder på enten et bunnår eller en meget svak hønsefuglbestand.

Flaggspett og tretåspett er dalførets vanligste spettearter. Hekking av tretåspett ble konstatert (voksen og utfløyet unge observert). Mange hakkemerker (ringbarkinger og andre næringsmerker) ble dessuten observert. Granskogsdominerte arealer i dalføret, også impediment, er aktuelt tretåspetthabitat. Gammelt hekkehull etter arten ble funnet i godt over 900 meters høyde. Hekkebestand kan grovt estimeres: Etter observasjonsmengden å bedømme, og estimert ut fra et gjennomsnittlig behov for 50 ha. gammel granskog pr. par (Angelstam m.fl. 1990) kan en anta at 10-15 par kan hekke innenfor reservatet.

Lavskrike er også vanlig innenfor reservatet. Familiegrupper ble daglig observert. Trolig bruker lavskrika hele reservatet og atskillige par hekker formodentlig.

Siste Sjanse-metoden legger lite vekt på fugleregistreringer. Imidlertid er hensynet til arealkrevende arter en av de viktigste argumentene for å ivareta naturskog, enten som ikke-hogst områder eller som hensynsområder. Det begynner å bli vanlig å registrere naturskog systematisk ved nøkkelbiotopundersøkelser (se bla. Solås 2000). Dette ut fra at en helhetlig skogforvaltning også må ta hensyn til arealkrevende spesialister (se Aanderaa m.fl. 1996; den tredelte forvaltningsmodellen). Store gammelskogsområder kan ha kildepopulasjoner av arter som ikke holder levedyktige bestander i et fragmentert hogstlandskap. På denne bakgrunn er det grunn til å motsi Jensen (1994) som skriver at Skirvedalen totalt sett må ansees som moderat verneverdig ut fra ornitologiske verdier. Et nettverk av reservater er sannsynligvis helt avgjørende for sunnheten i bestanden for utpregede gammelskogsarter, for eksempel lavskrike og tretåspett.

• 14 nøkkelbiotoper ble funnet. Gjennomsnitts-størrelse er 26,4 daa. Biotopene dekker 5,3% av produktivt skogareal i naturreservatet. Tettheten av funn av rødlistede arter og antall rødlistearter er høyere innenfor enn utenfor nøkkelbiotopene. Naturgrunnlaget i Skirvedalen er lite variert og det er et meget lite spenn i nøkkelbiotoptyper. Gammel granskog dominerer, men gammel furuskog er også representert. Mange steder i dalføret virker det som grana er i ferd med å innta tidligere furuskog, og naturtypen gammel furuskog er på lang sikt i tilbakegang.

• Vi fant at 54% av undersøkt areal oppfyller de definerte kriteriene for naturskog. Ikke hele Skirvedalen ble godt nok undersøkt til å gjøre en klassifisering mulig; bl.a. har vi dårlige data på sjiktning på en relevant skala. Det meste av skogareal i naturreservatet vil i et 50 – 100 års perspektiv få naturskogskvaliteter. Arealene langt bort fra setrene og langt bort fra hovedvassdraget har allerede i dag rikelig med nøkkelelementer. Disse vil på 100+ års perspektiv oppnå urskogsliknende dynamikk. Foruten fjellbjørk, er det lite innslag av løvtrær i reservatet. Videre trues rekrutteringen av løv av hjortedyrbeite. De få grove seljene og ospene som ble funnet mangler arvtakere i neste generasjon. Dette vil utgjøre et særlig problem for lavarter som er avhengig av rik bark, og trolig for mange insektarter.

• Mange nøkkelbiotoper ble foreslått etter tolkning av IR-fotos. 48% av nøkkelbiotopareal (funnet i felt) ble dekket inn av IR-tolkningene. I teorien skal døde topper, læger, steiner og forsenkninger være mulig å se på IR-foto. Imidlertid er kvaliteten på bildene helt avgjørende for kvaliteten av analysen. I et hogstlandskap vil trolig treffprosenten øke. Det er vanskelig å registrere nøkkelbiotoper på arealer med høy gammelskogsandel. Ennå vanskeligere blir det å plukke ut de "riktige" biotopene på IR-foto over slike arealer. For å konsentrere inn feltinnsatsen (utelukke noen arealer), evt. plukke ut potensielle biotoper og avgrense større gammelskogsområder, kan IR-tolkning fungere som et supplement (forberedelse) til feltregistreringer. Stor usikkerhet må påregnes dersom nøkkelbiotoper foreslås og avgrenses på bakgrunn i IR-tolkning alene.

• Vi fant rødlistede sopparter på sammenraste setre i tre av setergrendene i dalføret. Om fjernspredning eller nærspredning er kilden til slike forekomster vites ikke. De "beste" seterruinene har en ekstrem fortetning av død ved i alle nedbrytningsstadier og kan på bakgrunn av artsfunn klassifiseres som nøkkelbiotoper. Varigheten av disse biotopene er kort og nyskapelsen liten. Dersom nærspredning er kilde til rødlistede sopp på laftetømmer, kan artene ha mulighet til å spre seg ut igjen i landskapet når passende substrat akkumuleres i skogen.

Aanderaa R, Rolstad J. og Søgnen S. M. 1996. Biologisk mangfold i skog. Norges Skogeierforbund og Landbruksforlaget.

Albrechts, L. 1991. Die Bedeutung des toten holzes im vald. Forstw. Cbl. 110, s 106 - 113

Andersson L. I. og Bohlin J. 1998. Försvinnande naturskog karteras. Skog & Forskning, 1998 - 1: 66 – 73.

Angelstam P., Welander J., Andrén H. og Rosenberg P. 1990. På väg mot ett natur- och miljövårdanpassat barrskogslandskap – kunnskapsöversikt och förslag. Slutrapport. Naturvårdsverket, Grimsø forskningsstaion, Zoologiska institutionen Uppsala universitet.

Bendiksen E., Høiland K., Branderud T. E. og Jordal, J. B. 1997. Truede og sårbare sopparter i Norge – en kommentert rødliste. Fungiflora.

Blindheim T., og Røsok Ø. 1998. Nøkkelbiotopregistreringer i forsøksfelt på Oppkuven, Geitaknotttane, Gartlandsdalen, Sollia, Havsåsen og Gudbrandseterfjell. Siste Sjanse-rapport 1998 - 1.

Bredesen, B., Gaarder, G., Haugan, R. 1993. Siste Sjanse. Om indikatorarter for skoglig kontinuitet i barskog, Øst-Norge. NOA-Rapport 1/93: 1-79.

Bredesen B., Røsok Ø., Aanderaa R., Gaarder G., Økland B. og Haugan, R. 1994. Siste Sjanse. Vurdering av indikatorarter for kontinuitet, granskog i Øst-Norge. NOA-Rapport 1994 – 1.

Cederberg B., Ehnström B., Gärdenfors U., Hallingbäck T, Ingelög T. og Tjernberg, M. 1997. De trädbärande impedimentens betydelse för rödlistade arter. ArtDatabanken Rapporterar 1. ArtDatabanken, SLU. Uppsala.

Direktoratet for Naturforvaltning 1988. Forslag til retningslinjer for barskogsvern. DN- rapport 1988 – 3.

Direktoratet for Naturforvaltning 1991. Barskog i Øst-Norge. Utkast til verneplan. DN-rapport 1991-5.

Direktoratet for Naturforvaltning 1999. Nasjonal rødliste for truete arter i Norge 1998. Norwegian Red List 1998. DN-rapport 1999 – 3.

Dons J. A., og Jorde K. 1978. Geologisk kart over Norge, berggrunnskart SKIEN 1:250.000. Norges geologiske undersøkelse.

ESRI 1996. Environmental Systems Research Institute, Inc. ArcView GIS/ArcView Spatial analyst. Copyright 1996.

Gaarder G. og Haugan, R. 1998. Nøkkelbiotoper i Suldal kommune. Siste sjanse. NOA-rapport 1998-1.

Gauslaa Y. og Ohlson M. 1997. Et historisk perspektiv på kontinuitet og forekomst av epifyttiske laver i norske skoger. Blyttia 55, s. 15 – 27.

Hafsten, U. 1985. The immigration and spread of spruce forest in Norway, traced by biostratigraphica.l studies and radioca.rbon datings. A preliminary report. Norsk geogr. Tidskr. Vol. 39, s. 99 – 108.

Haugan, R. 1995. Nøkkelbiotoper i skoglandskapet. Biolog 1995 – 3 og 4, s. 11 – 16.

Haugset T., Alfredsen G., og Lie M. H. 1996. Nøkkelbiotoper og artsmangfold i skog. Siste Sjanse.

Hope, U. og Berntsen, P. 1999. Kulturminner i Tinn. Per Berntsen 1999.

Hultengren, S. 1999. Nyckelbiotoper och andra värdefulla biotoper. Skogsstyrelsen 1999. Skogsstyrelsens Förlag.

Høeg H. I. 1978. The immigration of Picea abies to southeastern Norway with special regard to Telemark (a preliminary report). Norw. J. Bot. 25: 19 – 21.

Jensen T. 1994. Fuglelivet i Skirvedalen og tilgrensende områder. Rapport fra tredagersinventering av NOF-Drammen lokallag. 18. – 20.06.1993. Buskskvetten 17 årg. 1994 – 1, side 32 – 39.

Korsmo H., Moe B., og Svalastog D. 1991. Verneplan for barskog. Regionraport for Øst-Norge. – NINA Utredning 25.

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

Lindblad I. 1998. Wood-inhabiting fungi on fallen logs of Norway spruce: relations to forest management and substrate quality. Nordic Journal of Botany 18: 243 – 255.

Løvdal, I., Heggland, A. og Hjermann, D. 1999. Naturverdier i Grytdalen. Et økologisk studium av Grytdalen naturreservat i Telemark. Siste Sjanse-rapport 1999 – 4.

Moe B. 1994. Inventering av verneverdig barskog i Telemark. NINA oppdragsmeldning 307: 45-48.

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

Nordiska Ministerrådet 1984. Naturgeografisk regioninndeling av Norden. Stockholm.

Nordén Bjørn 1997. Genetic variation within and among populations of Fomitopsis pinicola (Basidiomycetes). Nordic Journal of Botany, 17. s. 319-329.

Olofsson D. (red.) 1996. Tickor i Sverige. Projektrapport 1996.

Rolstad J., Wegge P. og Gjerde I. 1991. Kumulativ effekt av habitat fragmentering: Hva har 12-års storfuglforskning på Varaldskogen lært oss. Fauna 44, nr. 1: 90 – 104.

Solås A. 2000. Biologiske registreringer i Tinn statskoger. Ressursdata-rapport 2000 – 2.

Soppherbariet 2000. Soppherbariets internettsider: www.toyen.uio.no/botanisk/bot-mus/sopp/soppdb.htm. Siden oppdateres med jevne mellomrom.

Stokland J. N. 1991. Skogbrukets innvirkning på truede og sårbare arter i barskog. Fauna 44, nr. 1: 11 – 19.

Stokland J. N. 1994. Biological diversity and conservation strategies in Scandinavian boreal forests. Dr. Scient. thesis. Department of Biology, University of Oslo.

 

Etter den norske rødlista (Direktoratet for naturforvaltning 1999).

Etter soppherbariet (2000).