Skogsbrukets påverkan på biodiversitet
Anton Gårdman
Independent Project inBiology
Självständigt arbete ibiologi, 15hp, vårterminen 2016
Institutionen för biologisk grundutbildning, Uppsala universitet
1
Skogsbrukets påverkan på biodiversitet
Anton Gårdman
Självständigt arbete i biologi 2016
Sammandrag
Drygt hälften av alla arter som är uppsatta på den svenska rödlistan har skogen som sin huvudsakliga livsmiljö eller utnyttjar skogen på något sätt. Skogsbruket är den största orsaken till utarmningen av den biologiska mångfalden i skogarna, något som stöds av ett flertal vetenskapliga studier. Trakthyggesbruk, ett skogsskötselsystem som medför ett enskiktat skogsbestånd, är det sämsta alternativet för den biologiska mångfalden då det orsakar stora förändringar i landskapet. Vid kalhuggning, den vanligaste avverkningsmetoden inom trakthyggesbruket, avverkas alla träd inom beståndet vid ett och samma tillfälle.
Kalhuggningen och den efterföljande markberedningen förändrar livsmiljöerna så att de känsligaste arterna inte överlever. Sådana arter, till exempel vedlevande skalbaggar och mossor, är de som kommer sent i successionen och som är beroende av karaktärer hos
gammelskogar såsom död ved och skugga. Det huvudsakliga alternativet till trakthyggesbruk är blädningsbruk, ett system där man avverkar en del träd åt gången och på så sätt
upprätthåller en flerskiktad skog. Blädningsbruket har flera fördelar ur ett
biodiversitetsperspektiv. Flera studier visar att det har en liten påverkan på nyckelarter och rödlistade arter jämfört med trakthyggesbruk. Förklaringen till detta verkar ligga i att blädade skogar har liknande karaktärer som naturliga skogar. Trakthyggesbruket har länge ansetts vara överlägset blädningsbruket sett till avkastning, vilket har varit fokus för skogsbruksnäringen.
Ny forskning visar detta inte alltid behöver vara fallet. Volymproduktion och avkastning mellan trakthyggesbruk och blädningsbruk har inte visats ha någon signifikant skillnad. För att rädda den biologiska mångfalden, klara riksdagens miljömål ”Levande skogar” och skydda skogens rekreationsvärden kan en övergång till blädningsbruk inom det svenska skogsbruket vara fördelaktigt.
Inledning
Trakthyggesbruket, standardsystemet för dagens svenska skogsbruk, skapar kalhyggen vilket drabbar många skogslevande arter hårt (Chaudhary et al. 2016). Definitionen av
trakthyggesbruk är att det är en metod som skapar ett enskiktat bestånd, det vill säga träd av samma ålder och höjd (Albrektsson et al. 2012). Avverkning respektive föryngring sker oftast vid ett och samma tillfälle, något som orsakar stora förändringar i miljön och förstör
livsmiljöer. Ett stort antal arter, bland annat vedlevande skalbaggar, mossor och svampar är beroende av en någorlunda stabil livsmiljö och dessa arter får svårigheter att överleva när skogarna kalhuggs (Jalonen & Vanha-Majamaa 2001). Över två tusen skogslevande arter är med på den svenska rödlistan över hotade arter (Bernes 2011) men ändå görs inte tillräckligt för att rädda dem. Blädningsbruk är ett alternativt system som har visats vara bättre för den biologiska mångfalden samtidigt som det ger en likvärdig avkastning, men som idag används i mycket liten utsträckning av skogsindustrin (Lundqvist et al. 2014).
2
Sverige är idag världens tredje största exportör av skogsprodukterna papper, massa och sågade trävaror. Värdet på exporten av skogs- och skogsindustriprodukter under 2013 var 119 miljarder kronor, drygt en tiondel av landets totala export (Skogsstyrelsen 2014).
Skogsbrukets ekonomiska vikt har medfört att man länge lagt alla resurser på att effektivisera det för maximal avkastning och naturvården har fått stå tillbaka (Michanek & Zetterberg 2012). Skogsvårdslagen infördes år 1903, men inte förrän 1979 infördes de första
bestämmelserna om naturvårdshänsyn och först 1993 bestämdes att naturvårdshänsynen skulle få samma vikt som produktionsmålen. I praktiken är det dock fortfarande
produktionsmålen som har störst betydelse (Michanek & Zetterberg 2012). Den biologiska mångfalden påverkas negativt av skogsbruk och de förändringar i miljön som skogsbruket orsakar utgör problem för känsliga arter, exempelvis skalbaggar som är beroende av död ved (Kouki et al. 2001, Johansson et al. 2013, Nilsson et al. 2014). Ett intensivt skogsbruk har även en negativ påverkan på flera ekosystemtjänster, bland annat skogens rekreationsvärde (Bostedt & Mattsson 1995). Syftet med denna litteraturstudie är att kartlägga och granska befintliga skogsbruksmetoder med fokus på biologisk mångfald.
Den svenska skogen
Sverige är till två tredjedelar täckt av skogsmark. Den svenska skogen består till största del av barrträd, varav gran och tall är de vanligaste trädslagen (Figur 1). Antalet naturskogar, skogar som länge varit opåverkade av människan, i Sverige har minskat kraftigt på grund av det intensiva skogsbruket (Kuuluvainen & Aakala 2011). Den brukade skogen domineras oftast av ett trädslag, med träd av samma ålder, och innehåller mindre mängder död ved och gamla träd än naturskog (Albrektsson et al. 2012). Hur man får bedriva skogsbruk inom landets gränser regleras i Skogsvårdslagen.
Den svenska skogsvårdslagen som instiftades år 1903 var från början en exploateringslag, men sedan 1995 har skogens ekonomiska värden och naturvårdsvärden samma status i lagen.
Gran Tall Björk Övriga lövträd
Figur 1. Fördelningen av trädslag i de svenska skogarna. Data från Nilsson et al. (2014).
3
Detta menas av många inte vara fallet i verkligheten då kraven på naturvårdshänsyn anses vara för låga samtidigt som skogsvårdslagen inte har några straffsanktioner (Michanek &
Zetterberg 2012). Andelen avverkningar som inte når upp till skogsvårdslagens
naturvårdshänsynskrav var 37 % år 2011 (Andersson 2011). Det svenska skogsbruket har kritiserats av OECD (2014) för att vara för intensivt och utarma den biologiska mångfalden. I EU:s art- och habitatdirektiv har man pekat ut 15 svenska skogsmiljöer som särskilt
skyddsvärda, varav ingen i dagens läge anses ha en gynnsam bevarandestatus (Eide 2014). Av de skyddsvärda skogslevande arter som pekas ut i direktivet bedöms endast en tredjedel ha en gynnsam bevarandestatus (Miljödepartementet 2014).
Naturvårdshänsynen inom det svenska skogsbruket har länge bestått av ”frivilliga
avsättningar”. I miljömärkningssystemet som skapades i slutet av 1990-talet bestämdes att 5
% av den produktiva skogsmarken skulle skyddas från avverkning, vilket benämndes som frivilliga avsättningar (Lidskog et al. 2013). Många arter överlever inte i skogsbruksområden vilket medför att deras överlevnad hänger på att det finns områden som är skyddade från skogsbruk (Bengtsson et al. 2000). Angelstam & Andersson (2001) skriver att behovet av skogsreservat är mellan 9 och 16 % av den totala skogsmarken i Sverige men att det inte finns tillräckligt med skyddsvärda skogar i dagens läge. De anser därför att det krävs restaurering av skyddsvärda områden för att fylla behovet av reservat (Angelstam & Andersson 2001).
Biologisk mångfald i skogen
Varför är biologisk mångfald bra?
Ekosystem med en hög biodiversitet har ett antal fördelar jämfört med monokulturer, bland annat har de i vissa studier visats ge en högre produktivitet (Tilman et al. 2012) .En hög biodiversitet verkar positivt på ekosystemets stabilitet i form av minskad störningskänslighet, starkare motstånd mot sjukdomar och större konkurrenskraft mot invasiva arter och erbjuder därför en stabilare livsmiljö för ekosystemets arter (Folke et al. 1996, McGrady-Steed et al.
1997, Naeem 1998, Peterson et al. 1998, Naeem et al. 1999). Man har kunnat påvisa färre insekts- och rötskador på träd i blandskogar än i monokulturer (Su et al. 1996, Gerlach et al.
1997), vilket är ett argument för ett skogsbruk med mer blandskog, då ett av de största problemen inom dagens skogsbruk är just insekts- och rötskador (Wermelinger 2004, Laflamme 2010). I takt med att den biologiska mångfalden minskar ökar risken att en så kallad nyckelart går förlorad, vilket kan påverka hela ekosystem med förändrade
näringskedjor som följd (Bengtsson et al. 2000, Terborgh & Estes 2010). Forskare erfar att förluster av biologisk mångfald kan påverka ett flertal ekosystemtjänster, vilket skulle kunna få allvarliga effekter för oss människor. Exempel på sådana ekosystemtjänster är
pimärproduktion, kollagring, och tillgång till rent dricksvatten (Bengtsson et al. 2000).
Skogsbrukets påverkan på den biologiska mångfalden
Minst 68 skogslevande arter har utrotats i Sverige, bland annat glanspraktbaggen (Buprestis splendens) (ArtDatabanken 2015, Sandström et al. 2015). Mer än hälften (2246 stycken) av arterna på den svenska rödlistan utnyttjar skogen på något sätt, till exempel varg (Canis
4
Lupus) och vitryggig hackspett (Dendrocopos leucotos) (ArtDatabanken 2015). Det är speciellt växt- och djurarter som är anpassade till speciella skogsmiljöer, så kallade specialister, som minskar i antal (de Jong 2002). Anledningen till minskningen tros vara omvandlingen av naturskogar (obrukade skogar) till kulturskogar (brukade skogar) till följd av skogsbruket (Kuuluvainen & Aakala 2011). I naturskogar hittar man hundra ekologiska nischer medan man i en kulturskog finner sexton nischtyper. Vanliga element i naturliga skogar, såsom förkolnad ved, öppna gläntor och gamla lövträd, går förlorade på grund av skogsbruket vilket i sin tur medför att de arter som är beroende av dessa försvinner
(Bengtsson et al. 2000). Antalet arter i en boreonemoral urskog (obrukad barrskog) beräknas vara runt åtta tusen medan en planterad granskog i samma geografiska område har ca två tusen arter (Bernes 2011).
Skogsbruket har medfört en ökad andel ung skog och monokulturer samt mindre arealer med blöta och/eller lövrika skogar, vilket har påverkat den biologiska mångfalden negativt (Kouki et al. 2001, de Jong 2002). De viktigaste faktorerna för bevarandet av den biologiska
mångfalden i skogarna är mängden död ved, antalet kvarlämnade träd samt skydd av habitat för känsliga arter (Johansson et al. 2013). Studier har visat att ungefär en tiondel av den svenska skogen behöver skyddas för att nå biodiversitetsmålen och att ytterligare uppemot 5
% skogsmarker behöver restaureras (Angelstam & Andersson 2001).
Fragmentering, habitatförluster och nyckelbiotoper
Trakthyggesbruket leder till en fragmentering av skogslandskapet. Enligt Angelstam (1992) inbegriper begreppet fragmentering både habitatförluster och en uppdelning av kvarvarande habitat, platser där en viss organism lever, till många små och utspridda habitat. Habitat som går förlorade med dagens skogsbrukssätt är till exempel gläntor, gamla lövträdsskogar och död ved (Bengtsson et al. 2000). Arter som är beroende av specifika och stabila habitat, till exempel vedlevande skalbaggar drabbas hårt av de ständigt förändrade livsmiljöerna medan generalister, till exempel olika gräs, gynnas av detta (Bengtsson et al. 2000). En ekologisk nisch är den miljö där en art klarar av att överleva, alltså ett möjligt habitat. Artdiversitet och nischdiversitet har ett positivt samband, det vill säga att ju fler nischer landskapet består av desto fler arter finns det. Detta beror på att de flesta arter är anpassade till en eller flera nischer (Bengtsson et al. 2000). Dagens svenska skogsbruk orsakar en minskad
nischdiversitet till följd av bildandet av monokulturer. Monokulturer är områden som domineras av en enda art, vilken inom skogsbruket oftast är gran eller tall (de Jong 2002).
Habitat som innehåller död ved (Figur 2) pekas ut som särskilt viktiga för den biologiska mångfalden (Berg et al. 1994, Hannerz & Hånell 1997). Antalet skogar med gamla och grova träd har minskat kraftigt i takt med att skogsbruket ökat (Peterken 1996). Den döda ved som blir kvar när gamla och grova träd dör tjänar som habitat för många hotade arter. Vid
kalhuggning tas sådana träd bort och eftersom hotade arter ofta sprider sig långsamt klarar de ofta inte av att återkolonisera området när skogen har återfått sin ursprungliga karaktär (Dahlberg 2011). Mängden död ved har visats vara den viktigaste faktorn för att få rödlistade arter att överleva i skogarna, mycket beroende på att vedlevande skalbaggar utgör mer än hälften av de rödlistade skogslevande arterna. (Berg et al. 1994, Hannerz & Hånell 1997,
5
ArtDatabanken 2015). Dessa arter är väldigt beroende av död ved men inte så beroende av gamla skogar. Att lämna kvar tillräckligt med död ved efter avverkning kan därför vara tillräckligt för att de ska överleva (Kouki et al. 2001).
Figur 2. Habitat med stående och liggande död ved är viktiga för exempelvis vedlevande skalbaggar och hackspettar. Död ved bildas antingen genom att levande träd angrips av organismer eller genom vindfällning.
Det vanligaste argumentet mot att lämna kvar död ved i skogen är att det ökar risken för att skogen ska angripas av barkborre. Granbarkborren Ips typographus är den art som dödar flest träd i Europa och orsakar stora ekonomiska förluster för skogsbruket (Christiansen & Bakke 1988). Homogena granskogar utanför deras optimala växtförhållanden är mest utsatta medan blandskogar står emot angreppen bäst (Christiansen & Bakke 1988, Jactel & Brockerhoff 2007). Granbarkborren angriper i vanliga fall vindfällda och döda trädstammar men om dessa träd för torra, vilket ofta är fallet på kalhyggen, går den över till levande träd istället (Hedgren
& Schroeder 2004). Då blädningsskogar är flerskiktade drabbas de inte av vindfällen i lika stor grad som trakthyggesskogar, vilket betyder färre träd att kolonisera för granbarkborren (Schroeder 2010). De innehåller även över det dubbla antalet predatorer jämfört med trakthyggesskogar och står således emot angrepp bättre (Weslien & Schroeder 1999).
I den svenska skogsvårdslagen finns bestämmelser om att motsvarande cirka tio stora träd per hektar får lämnas kvar på marken (SKSFS 2011:7). I praktiken lämnas oftast mindre mängder än så, trots att studier har visat att betydligt större mängder död ved än vad som står i lagen kan lämnas utan att någon större påverkan på antalet angrepp av granbarkborrar (Eriksson 2007). Den största ekonomiska förlusten i att lämna kvar vindfällen ligger i vindfällenas värde och alltså inte i skador orsakade av granbarkborrar (Wermelinger 2004).
Miljökvalitetsmålet ”Levande skogar”
År 1999 fastställde Sveriges riksdag 15 nationella miljökvalitetsmål, som senare blev 16 (Naturvårdsverket 2013). Miljökvalitetsmålen infördes för att ” tydliggöra den miljömässiga dimensionen i begreppet hållbar utveckling” och beskriver de mål som ska uppnås med miljöarbetet (Naturvårdsverket 2013). De två målen som påverkas mest av skogsbruk är
”Levande skogar” och ”Ett rikt växt- och djurliv”. Jag tänker här behandla målet ”Levande skogar”.
Riksdagens definition av miljökvalitetsmålet ”Levande skogar” är att skogens och skogsmarkens värde för biologisk produktion ska skyddas samtidigt som den biologiska
6
mångfalden bevaras, samt att kulturmiljövärden och sociala värden värnas (Naturvårdsverket 2016). I preciseringarna av målet skrivs bland annat att naturtyper och arter i skogslandskapet skall ha en gynnsam bevarandestatus. Livsmiljöer ska återställas i värdefulla skogar och hotade arter ska ha återhämtat sig. Skogens friluftslivs-, natur- och kulturmiljövärden ska bevaras och skogens ekosystemtjänster ska vidmakthållas (Naturvårdsverket 2016). För att framstegen ska vara enkla att mäta har man ett antal indikatorer för miljökvalitetsmålen (Naturvårdsverket 2016). Jag presenterar här de tre indikatorerna som har störst betydelse för skogens biodiversitet: ”gammal skog”, ”hård död ved” och ”äldre lövrik skog”.
Gammal skog
Arealen gammal skog används som en indikator då gamla skogar i allmänhet har en hög biodiversitet och hyser många rödlistade arter. Vad som är att beteckna som gammal skog är inte helt tydligt definierat, men här avser man skogar med en medelålder på mellan
hundratjugo och hundrafyrtio år beroende på var i landet de finns. Fram till 1990-talet
minskade gammelskogarna i snabb takt, men sedan dess har arealen gammal skog ökat. Detta betyder att indikatorn ”gammal skog” visar positiva resultat (Naturvårdsverket 2016).
Hård död ved
Både stående och liggande döda träd tjänar som habitat åt många rödlistade vedlevande skalbaggar. En mångfald av mossor, lavar, vedsvampar och insekter lever i eller på död ved och insekterna blir föda åt många fågelarter, till exempel den utrotningshotade vitryggiga hackspetten (D. leucotos). Det är den hårda veden (stammar som ej har hunnit brytas ned i någon större grad) som är viktigast. Sedan 1990-talet har mängden död ved ökat i de svenska skogarna till följd av de bestämmelser om kvarlämnande av död ved som då infördes.
Ökningen har på senare år avtagit, men indikatorn ”hård död ved” pekar ändå på en positiv utveckling (Naturvårdsverket 2016)
Äldre lövrik skog
På grund av att barrträdsbestånd är vanligast inom skogsbruket har andelen lövträd i de svenska skogarna minskat det senaste århundradet (Naturvårdsverket 2016). Detta har fått konsekvenser för förekomsten av äldre lövrik skog (skogar med minst 25 % lövträd med en medelålder på 70 år eller mer). Denna utveckling är negativ för den biologiska mångfalden då många arter är beroende av gamla lövträd. Till exempel hyser de gamla lövträden ett stort antal insekter, vilka tjänar som föda åt ett flera fågelarter. Arealen äldre lövrik skog ökade något runt millennieskiftet, men har de senaste tio åren legat på en jämn nivå. Andelen äldre lövrik skog anses behöva öka för att den biologiska mångfalden skall stärkas och miljömålet
”Levande skogar” uppnås (Naturvårdsverket 2016).
Skogens rekreationsvärde
Skogens rekreationsvärde är starkt länkat till dess biodiversitet. En förvandling av homogena barrskogar till skogar med en blandning av barrträd och lövträd, så kallade blandskogar, med träd av olika åldrar och höjd samt ett fåtal döda träd genererar det högsta ”Willingness To Pay” (WTP). WTP är ett mått på hur mycket en person är beredd att betala för en viss naturupplevelse (Nielsen et al. 2007). De flesta föredrar en skog som ser orörd ut, utan stora
7
mängder död ved och undervegetation då det försvårar framkomlighet och sikt (Ode & Fry 2002, Tyrvainen et al. 2003, Nielsen & Jensen 2007). Öppningar i landskapet, såsom gläntor, är något som värderas högt, men endast om öppningarna är naturliga. Öppningar orsakade av kalhuggningar sänker skogens rekreationsvärde (Gundersen & Frivold 2008). Hälsovinster med vistelse i naturen har påvisats i ett flertal studier, bland annat Ulrich et al. (1991), som visade att stressnivåerna är lägre hos personer som är ute i naturen än hos de som befinner sig i urbana miljöer. Ju mer möjligheterna till friluftsliv försvåras, genom exempelvis avverkning, desto mer negativt kan det bli för människors upplevda hälsa (Norman et al. 2010). Studier har visat att det ekonomiska värdet av skogsrekreation kan vara jämförbart med skogsbrukets avkastning (Mattsson & Li 1993, Mattsson 2003).
Skogsskötselsystem
Ett skogsskötselsystem är ett system enligt vilket skogsbestånd vårdas, skördas och ersätts med ny skog (Nygren 1994). Man indelar skogsskötselsystemen efter den höjdskiktning de upprätthåller på beståndet (Albrektsson et al. 2012). De två huvudsakliga systemen är trakthyggesbruk (upprätthåller enskiktade bestånd), och blädningsbruk (upprätthåller flerskiktade bestånd) (Albrektsson et al. 2012).
Trakthyggesbruk
Trakthyggesbruk är ett skogsskötselsystem som upprätthåller enskiktade skogsbestånd (Albrektsson et al. 2012). Sedan 1950-talet har trakthyggesbruket varit standardsystemet för svenskt skogsbruk (Albrektsson et al. 2012) och säsongen 2012/2013 gjordes 94 % av avverkningarna med trakthuggning (Nilsson et al. 2014). En cykel inom trakthyggesbruket omfattar cirka hundra år och fyra faser; föryngringsfasen, ungskogsfasen, gallringsfasen och slutavverkningsfasen (Albrektsson et al. 2012).
Efter att ett skogsbestånd har slutavverkats börjar föryngringsfasen. Första steget i
föryngringsfasen är markberedning (Figur 3), då man rör om i jordlagret så att mineraljorden hamnar ovanpå humuslagret. Detta syftar till att optimera förhållandena för de nya plantorna genom ökad marktemperatur, minskad frostrisk, ökad näringstillgång och minskad konkurrens (Albrektsson et al. 2012). Andra steget i föryngringsfasen är etableringen av ett nytt
skogsbestånd. Föryngring sker antingen genom plantering eller med hjälp av kvarlämnade fröträd (Albrektsson et al. 2012). Plantering används i 75 % av fallen (Skogsstyrelsen 2014)
8 Figur 3. Markberett kalhygge.
Under ungskogsfasen, när plantorna har uppnått en höjd på mellan en och sju meter, sker röjning inom skogsbeståndet. Röjning definieras som ”beståndsvårdande utglesning av skog utan tillvaratagande av virke” och används för att få bort oönskade trädslag och glesa ur skogen (Skogforsk et al. 2011). En glesare skog maximerar tillväxten hos de träd som lämnas kvar (Albrektsson et al. 2012).
När träden är över sju meter höga väntar gallringsfasen. Vid gallring glesar man precis som vid röjning ut beståndet genom att avverka en del av träden för att främja tillväxten hos andra.
Nu har dock träden blivit så stora att de har ett ekonomiskt värde och tas därför tillvara.
Alltför hård gallring leder till en ökad vindkänslighet och minskad tillväxt hos beståndet medan en för svag gallring medför dåliga tillväxtförhållanden och en svag tillväxt på sikt.
(Albrektsson et al. 2012).
När beståndet har uppnått en mogen ålder är det dags för slutavverkning, det vill säga avverkning och tillvaratagande av virke för vidare transport till industrier. Det finns huvudsakligen tre typer av slutavverkningar; kalhuggning, skärmställning och etappvis slutavverkning (Albrektsson et al. 2012). Kalhuggning, då alla beståndets träd avverkas vid ett tillfälle, är den vanligaste avverkningsmetoden inom svenskt skogsbruk (Albrektsson et al.
2012).
Blädningsbruk
Vid blädning (Figur 4), den avverkningsmetod som används inom blädningsbruket, avverkar man endast de mogna träden och låter beståndets övriga träd stå kvar. Detta leder till att beståndet är fullskiktat även efter avverkning (Albrektsson et al. 2012). Skogen bläds med ett jämnt intervall på femton till tjugo år och det är viktigt att virkesuttaget är lagom stort
(Skogforsk et al. 2013). Ett optimalt virkesuttag är 20 % av skogens trädvolym (Liu et al.
2014). För stora virkesuttag sänker tillväxten, med försämrad avkastning som följd, medan för små uttag medför en lägre förtjänst och sämre tillväxtförhållanden än optimalt (Albrektsson et al. 2012). Enligt en kunskapsöversikt gjord av Skogforsk, Skogsägarna och Skogsstyrelsen
9
(2013) fungerar blädning endast för gran och bok medan blädning av tall- och björkskogar orsakar en för låg virkesproduktion för att det ska vara ekonomiskt lönsamt. Flera
vetenskapliga studier visar dock att blädningsbruk fungerar utmärkt i de flesta skogsbestånd (Pukkala et al. 2010, Kuuluvainen & Aakala 2011).
En form av blädningsbruk användes frekvent inom det svenska skogsbruket under den första halvan av 1900-talet men ledde till ett lågt virkesförråd i skogarna, troligtvis på grund av för stora virkesuttag, vilket medförde att trakthyggesbruket började användas istället (Skogforsk et al. 2013). På senare år har blädningsbruket blivit aktuellt igen och studier visar att detta skogssystem fungerar utmärkt i de svenska skogarna om det sköts på rätt sätt (Kuuluvainen et al. 2012).
Figur 4. Nyligen blädad granskog.
Trakthyggesbruk och blädningsbruk – en ekologisk och ekonomisk jämförelse
Enligt Atlegrim et al. (1997) kan skogar som sköts med blädningsbruk förväntas bibehålla de karaktärer som gammelskogar har. En av orsakerna till detta är det kontinuerliga krontaket som skuggar marken så att livsmiljöerna är stabila över tid (Atlegrim et al. 1997).
Kalhuggning förväntas minska förekomsten av mossor och andra skuggtåliga arter som kommer sent i successionen till förmån för gräs och andra arter som snabbt sprider sig till nya habitat (Figur 5). Kalhuggning medför på så sätt en förändrad artsammansättning som i skogarna (Jalonen & Vanha-Majamaa 2001).
10 Figur 5. Mossa i blädad skog och gräs på kalhygge
Vissa hävdar att kalhuggning liknar den störning som eld och vindfällda träd orsakar och därför inte är att betrakta som onaturligt (Esseen et al. 1997). Att kalhuggning medför
förändringar i landskapet som är skadliga för vissa arter finns det dock flera studier som visar på (Hannerz & Hånell 1997, Jalonen & Vanha-Majamaa 2001). Avlägsnandet av
markvegetationen som sker under trakthyggesbrukets markberedning påverkar biodiversiteten negativt ur flera aspekter (Haeussler et al. 2002, Tullus et al. 2012) och rekreationsvärdet (Tyrvainen et al. 2014). Mossor hör till de arter som är beroende av fuktiga och skuggiga miljöer, som helt förstörs vid markberedning och mossorna återhämtar sig inte förrän tiotals år senare (Hannerz & Hånell 1997).
Atlegrim & Sjöberg (2004) kom fram till att mängden död ved är större i blädade skogar än i de som har kalhuggits, något som tyder på att de arter som är beroende av död ved klarar sig bättre i blädade skogar. Exempel på arter som gynnas av blädningsbruk är olika leddjur som spindlar (Matveinen-Huju & Koivula 2008), skalbaggar (Siira-Pietikäinen et al. 2003) och hoppstjärtar (Siira-Pietikäinen et al. 2003). I en studie av Koivula & Niemelä (2002) hade blädning ingen påverkan på artsammansättningen av jordlöpare, en skalbaggsfamilj som är beroende av död ved. Kalhuggning däremot, missgynnade jordlöpare och gynnade de skalbaggsarter som inte är lika beroende av död ved. Atlegrim & Sjöberg (1996) visade att blädning har en liten påverkan på förekomsten av blåbär jämfört med kalhuggning. Blåbär (inklusive ris, blommor och bär) är en viktig föda för ett stort antal djur som humlor, rådjur, älgar, fåglar och björnar (de Jong et al. 1999). På grund av detta räknas blåbär som en nyckelart (en växt- eller djurart som dominerar förutsättningarna för andra arters förekomst) (de Jong et al. 1999). Även markens mikrobsamhällen har i studier visats ha en bättre status i blädade skogar än kalhuggna, åtminstone under de tio första åren efter ingreppet (Siira- Pietikäinen et al. 2001, Siira-Pietikäinen & Haimi 2009). Dessa resultat pekar på att blädningsbruk är bättre än trakthyggesbruk för den biologiska mångfalden i skogarna
(Gauthier et al. 2009). Blädningsbruk är dock inte ett substitut för naturreservat när det gäller skyddet av arter, då en del känsliga arter, till exempel lummerväxter, kräver en helt obrukad skog (Kuuluvainen et al. 2012, Bogdanowicz et al. 2015).
Trakthyggesbruket anses av de flesta vara det bästa alternativet ur ett ekonomiskt perspektiv, men forskningen ger en annan bild. Kuuluvainen et al. (2012) rapporterade att utav sju studier kom två fram till att trakthyggesbruket är mest ekonomiskt lönsamt (Wikström 2000,
11
Andreassen & Øyen 2002) medan två andra studier visade på motsatsen (Tahvonen 2009, Tahvonen et al. 2010). Övriga tre studier (Gobakken et al. 2008, Lexerød & Gobakken 2008, Pukkala et al. 2010) visade inga signifikanta skillnader mellan de två skogsskötselsystemen.
Kuuluvainen et al. (2012) granskade även studier på volymproduktion. Sex studier (Mikola 1984, Pukkala & Kolström 1988, Wikström 2000, Andreassen & Øyen 2002, Pukkala et al.
2009, Tahvonen et al. 2010) visade på att trakthyggesbruket producerade störst trädvolym medan fem studier (Lähde et al. 1994, Lähde et al. 2002, Gobakken et al. 2008, Lexerød &
Gobakken 2008, Lähde et al. 2010) kom fram till motsatt resultat.
Diskussion
Att blädningsbruk är bättre för den biologiska mångfalden än trakthyggesbruk finns det många vetenskapliga studier som stödjer, t.ex. Atlegrim & Sjöberg (2004) och Chaudhary et al. (2016). Dessa studier har bland annat visat att blädningsbruket skapar en skog som liknar en naturskog medan trakthyggesbruket medför en skog med andra karaktärer än naturskogar.
Detta betyder att nischdiversiteten bevaras bättre i den blädade skogen. Fler nischer betyder att fler arter har möjlighet att hitta ett passande habitat i skogen vilket leder till en högre biologisk mångfald (Bengtsson et al. 2000). Trakthyggetsbrukets påverkan på de
skogslevande arternas livsmiljöer hotar deras överlevnad och anses vara den största orsaken till att mer än hälften av alla rödlistade arter har anknytning till skogen (Chaudhary et al.
2016). Förlust av arter leder till en minskad biologisk mångfald, vilket sänker ekosystemets motståndskraft mot till exempel sjukdomar och störningar (Bengtsson et al. 2000). Om en art utrotas kommer det att påverka andra arter i ekosystemet vilket kan förändra hela
näringskedjan (Terborgh & Estes 2010). En övergång till blädningsbruk är, tillsammans med en större andel skyddad skog, en nödvändighet för att riksdagens miljömål ”Levande skogar”
ska kunna uppnås till år 2020 (Naturvårdsverket 2016). Årets uppföljning visade att målet inte kommer att nås med nuvarande naturvårdsarbete och att ”fler och effektivare insatser krävs för att motverka förlust av livsmiljöer och fragmentering” (Naturvårdsverket 2016).
Skogsbruket strävar, precis som andra industrier, efter så hög avkastning som möjligt.
Tidigare har mycket pekat på att trakthyggesbruket varit bättre än andra skogsskötselsystem när det gäller detta (Wikström 2000). Av denna anledning har trakthyggesbruket varit
standardsystemet för världens skogsbruk, och i synnerhet svenskt skogsbruk, de senaste sextio åren (Albrektsson et al. 2012). Flera nyare studier pekar dock på att blädningsbruk ger en likartad volymproduktion och avkastning som trakthyggesbruk (Lähde et al. 2010, Pukkala et al. 2010, Tahvonen et al. 2010). Med tanke på vinsterna för den biologiska mångfalden med blädningsbruk borde beslutsfattare överväga att överge, eller åtminstone minska på
användandet av trakthyggesbruk inom det svenska skogsbruket (Chaudhary et al. 2016). De flesta studier är gjorda på trakthyggesbruk, och för att kunna utveckla skogsbruket behöver man utföra studier på blädningsbruk. Dagens svenska skogsbruk bygger till stor del på gammal forskning, traditioner och tidigare investeringar och behöver nu utformas utefter ny vetenskaplig kunskap. Forskning om både trakthyggesbruk och alternativa system är
nödvändigt för att kunna förstå hur dessa metoder påverkar skogsbrukets lönsamhet och biodiversitet samt hur de skall utformas på bästa sätt.
12
Människan har ett ansvar att bevara den biologiska mångfalden, inte minst för arters egenvärde och för kommande generationer. Utöver det är skogar med en hög biologisk mångfald till nytta för oss då den ger oss ett flertal ekosystemtjänster som exempelvis rekreation, primärproduktivitet och tillgång till rent dricksvatten (Bengtsson et al. 2000). Att använda sig av ett skogsskötselsystem som gynnar den biologiska mångfalden borde därför vara en självklarhet.
Tack
Tack till Ingrid Ahnesjö för mycket bra handledning, rådgivning och återkoppling. Tack även till Tor Hansson Frank, Sophia Andrew-Nielsen, Matilda Karlsson, Johanna Widstrand och Madeleine Hjärner för värdefull återkoppling. Slutligen vill jag tacka Lars Lundqvist för att ha hjälpt mig att förstå hur det svenska skogsbruket fungerar.
Referenser
Albrektsson A, Elfving B, Lundqvist L, Valinger L. 2012. Skogskötselns grunder och samband, Andra omarbetade upplagan. Skogsstyrelsens förlag, Jönköping.
Andersson M. 2011. Miljöhänsyn vid föryngringsavverkning – resultat från Skogsstyrelsens Polytaxinventering (P1), avverkningssäsong 1998/1999-2009/2010. Skogsstyrelsen, Jönköping.
Andreassen K, Øyen B-H. 2002. Economic consequences of three silvicultural methods in uneven-aged mature coastal spruce forests of central Norway. Forestry 75: 483–488.
Angelstam P. 1992. Conservation of Communities — The Importance of Edges, Surroundings and Landscape Mosaic Structure. I: Hansson L (red.). Ecological Principles of Nature Conservation, ss. 9–70. Springer US, New York.
Angelstam P, Andersson L. 2001. Estimates of the need for forest reserves in Sweden.
Scandinavian Journal of Forest Research 3: 38–51.
ArtDatabanken. 2015. Rödlistade arter i Sverige 2015. ArtDatabanken, Sveriges Lantbruksuniversitet, Uppsala.
Atlegrim O, Sjoberg K, Ball JP. 1997. Forestry effects on a boreal ground beetle community in spring: Selective logging and clear-cutting compared. Entomologica Fennica 8: 19–
26.
Atlegrim O, Sjöberg K. 2004. Selective felling as a potential tool for maintaining biodiversity in managed forests. Biodiversity & Conservation 13: 1123–1133.
Atlegrim O, Sjöberg K. 1996. Response of bilberry (Vaccinium myrtillus) to clear-cutting and single-tree selection harvests in uneven-aged boreal Picea abies forests. Forest
Ecology and Management 86: 39–50.
13
Bengtsson J, Nilsson SG, Franc A, Menozzi P. 2000. Biodiversity, disturbances, ecosystem function and management of European forests. Forest Ecology and Management 132:
39–50.
Berg Å, Ehnström B, Gustafsson L, Hallingback T, Jonsell M, Weslien J. 1994. Threatened Plant, Animal, and Fungus Species in Swedish Forests: Distribution and Habitat Associations. Conservation Biology 8: 718–731.
Bernes C. 2011. Biologisk mångfald i Sverige. Monitor 22. Naturvårdsverket, Stockholm.
Bogdanowicz M, Śliwińska-Wyrzychowska A, Świercz A, Kiedrzyński M. 2015. The dynamics of stiff clubmoss Lycopodium annotinum L. patches in clumps of trees left on the clear-cutting in pine forest Leucobryo-Pinetum. Folia Forestalia Polonica 57:
11–17.
Bostedt G, Mattsson L. 1995. The Value of Forests for Tourism in Sweden. Annals of Tourism Research 22: 671–680.
Chaudhary A, Burivalova Z, Koh LP, Hellweg S. 2016. Impact of Forest Management on Species Richness: Global Meta-Analysis and Economic Trade-Offs. Scientific Reports, doi 10.1038/srep23954.
Christiansen E, Bakke A. 1988. The Spruce Bark Beetle of Eurasia. I: Berryman AA (red.).
Dynamics of Forest Insect Populations: Patterns, Causes, Implications, ss. 479–503.
Springer US, Boston, MA.
Dahlberg A. 2011. Kontinuitetsskogar och hyggesfritt skogsbruk - Slutrapport för delprojekt naturvärden. Rapport 7. Skogsstyrelsens förlag, Jönköping.
de Jong J. 2002. Populationsförändringar hos skogslevande arter i relation till landskapets utveckling. CBM:s Skriftserie 7. Centrum för Biologisk Mångfald, Uppsala.
de Jong J, Larsson-Stern M, Liedholm H. 1999. Grönare Skog, 2:a uppl. Skogsstyrelsens förlag, Jönköping.
Eide W. 2014. Arter och naturtyper i habitatdirektivet - bevarandestatus i Sverige 2013.
ArtDatabanken, Sveriges Lantbruksuniversitet, Uppsala.
Eriksson M. 2007. The bark beetle Ips typographus (L.) on patches of dead or dying host trees: Estimating the colonization success and the risk of consequential tree deaths.
PhD Dissertations in Biology 46, University of Joensuu, Joensuu.
Esseen P-A, Ehnström B, Ericson L, Sjöberg K. 1997. Boreal Forests. Ecological Bulletins 46: 16–47.
Folke C, Holling C., Perrings C. 1996. Biological diversity, ecosystems and the human scale.
Ecological Applications 6: 1018–1024.
Gauthier S, Vaillancourt M-A, Leduc A, De Grandpré L, Kneeshaw D, Morin H, Drapeau P, Bergeron Y. 2009. Ecosystem Management in the Boreal Forest. Natural Resources Canada, Canadian Forest Service, Laurentian Forestry Centre, Quebec.
14
Gerlach J., Reich P., Puettmann K, Baker T. 1997. Species, diversity, and density affect tree seedling mortality from Armillaria root rot. Canadian Journal of Forest Research 27:
1509–1512.
Gobakken T, Lexerod NL, Eid T. 2008. A forest simulator for bioeconomic analysis based on models for individual trees. Scandinavian Journal of Forest Research 23: 250–265.
Gundersen V., Frivold L. 2008. Public preferences for forest structures: a review of
quantitative surveys from Finland, Norway and Sweden. Urban Forestry and Urban Greening 7: 241–258.
Haeussler S, Bedford L, Leduc A, Bergeron Y, Kranabetter JM. 2002. Silvicultural
disturbance severity and plant communities of the southern Canadian boreal forest.
Silva Fennica 36: 307–327.
Hannerz M, Hånell B. 1997. Effects on the flora in Norway spruce forests following clearcutting and shelterwood cutting. Forest Ecology and Management 90: 29–49.
Hedgren PO, Schroeder LM. 2004. Reproductive success of the spruce bark beetle Ips
typographus (L.) and occurrence of associated species: a comparison between standing beetle-killed trees and cut trees. Forest Ecology and Management 203: 241–250.
Jactel H, Brockerhoff EG. 2007. Tree diversity reduces herbivory by forest insects. Ecology Letters 10: 835–848.
Jalonen J, Vanha-Majamaa I. 2001. Immediate effects of four different felling methods on mature boreal spruce forest understorey vegetation in southern Finland. Forest Ecology and Management 146: 25–34.
Johansson T, Hjältén J, de Jong J, von Stedingk H. 2013. Environmental considerations from legislation and certification in managed forest stands: A review of their importance for biodiversity. Forest Ecology and Management 303: 98–112.
Koivula M, Niemelä J. 2002. Boreal carabid beetles (Coleoptera, Carabidae) in managed spruce forests – a summary of Finnish case studies. Silva Fennica 36: 423–436.
Kouki J, Löfman S, Martikainen P, Rouvinen S, Uotila A. 2001. Forest Fragmentation in Fennoscandia: Linking Habitat Requirements of Wood-associated Threatened Species to Landscape and Habitat Changes. Scandinavian Journal of Forest Research 16: 27–
37.
Kuuluvainen T, Aakala T. 2011. Natural forest dynamics in boreal Fennoscandia: A review and classification. Silva Fennica 45: 823–841.
Kuuluvainen T, Tahvonen O, Aakala T. 2012. Even-Aged and Uneven-Aged Forest Management in Boreal Fennoscandia: A Review. Ambio 41: 720–737.
Laflamme G. 2010. Root diseases in forest ecosystems. Canadian Journal of Plant Pathology 32: 68–76.
Lexerød N, Gobakken T. 2008. Economic efficiency of selective cutting under different timber price scenarios. PhD thesis, Norwegian University of life sciences, Ås.
15
Lidskog R, Sundqvist G, Kall A-S, Sandin P, Larsson S. 2013. Intensive forestry in Sweden:
stakeholders’ evaluation of benefits and risk. Journal of Integrative Environmental Sciences 10: 145–160.
Liu Y, Blanco JA, Wei X, Kang X, Wang W, Guo Y. 2014. Determining suitable selection cutting intensities based on long-term observations on aboveground forest carbon, growth, and stand structure in Changbai Mountain, Northeast China. Scandinavian Journal of Forest Research 29: 436–454.
Lundqvist L, Cedergren J, Eliasson L. 2014. Blädningsbruk, 2:a uppl. Skogsstyrelsens förlag, Jönköping.
Lähde E, Eskelinen T, Väänänen A. 2002. Growth and diversity effects of silvicultural alternatives on an old-growth forest in Finland. Forestry 75: 395–400.
Lähde E, Laiho O, Lin J. 2010. Silvicultural alternatives in an uneven-sized forest dominated by Picea abies. Journal of Forest Research 15: 14–20.
Lähde E, Laiho O, Norokorpi Y, Saksa T. 1994. Structure and yield of all-sized and even- sized Scots pine-dominated stands. Annals of Forest Science. Annals of Forest Science 51: 97-109.
Mattsson L. 2003. Skogens välfärdsekonomiska rekreationsvärde: Utgångspunkter och kunskapsläge samt forskningsbehov i Sydsverige. Institutionen för Sydsvensk Skogsvetenskap, Sveriges lantbruksuniversitet, Alnarp.
Mattsson L, Li C. 1993. The non‐timber value of northern Swedish forests: An economic analysis. Scandinavian Journal of Forest Research 8: 426–434.
Matveinen-Huju K, Koivula M. 2008. Effects of alternative harvesting methods on boreal forest spider assemblages. Canadian Journal of Forest Research 38: 782–794.
McGrady-Steed J, Harris PM, Morin PJ. 1997. Biodiversity regulates ecosystem predictability. Nature 390: 162–165.
Michanek G, Zetterberg C. 2012. Den svenska miljörätten, 3:e uppl. Iustus förlag, Uppsala.
Mikola P. 1984. Harsintametsätalous [Selection system]. Silva Fennica 18: 293–301.
Miljödepartementet. 2014. Regeringsbeslut M2014/593/Nm: Etappmål för biologisk mångfald och ekosystemtjänster. WWW-dokument 2014-04-08:
http://www.regeringen.se/rapporter/2014/04/m2014.06/. Hämtad 2016-04-14.
Naeem S. 1998. Species redundancy and ecosystem reliability. Conservation Biology 12: 39–
45.
Naeem S, Chapin III C FS, Costanza R, Ehrlich PR, Golley FB, Hooper DU, Lawton JH, O’Neill RV, Mooney HA, Sala OE, Symstad AJ, Tilman D. 1999. Biodiversity and Ecosystem Functioning: Maintaining Natural Life Support Processes. Issues in Ecology No. 4.
16
Naturvårdsverket. 2013. Miljömålen. WWW-dokument 2013-:
http://www.miljomal.se/sv/Miljomalen/. Hämtad 2016-05-12.
Naturvårdsverket. 2016. Levande skogar. WWW-dokument 2016-04-22:
http://www.miljomal.se/sv/Miljomalen/12-Levande-skogar/. Hämtad 2016-05-10.
Nielsen A., Jensen R. 2007. Some visual aspects of planting design and silviculture across contemporary forest management paradigms – Perspectives for urban afforestation.
Urban Forestry and Urban Greening 6: 143–158.
Nielsen AB, Olsen SB, Lundhede T. 2007. An economic valuation of the recreational benefits associated with nature-based forest management practices. Landscape and Urban Planning 80: 63–71.
Nilsson P, Cory N, Wulff S. 2014. Skogsdata 2014. Institutionen för skoglig resurshushållning, Sveriges lantbruksuniversitet, Umeå.
Norman J, Annerstedt M, Boman M, Mattsson L. 2010. Influence of outdoor recreation on self-rated human health: comparing three categories of Swedish recreationists.
Scandinavian Journal of Forest Research 25: 234–244.
Nygren L. 1994. TNC 96: Skogsordlista, 3:e uppl. Sveriges skogsvårdsförbund; Tekniska nomenklaturcentralen (TNC), Danderyd.
Ode A., Fry L. 2002. Visual aspects in urban woodland management. Urban Forestry and Urban Greening 1: 15–24.
OECD. 2014. OECD Environmental Performance Reviews: Sweden 2014. OECD Publishing, Paris.
Peterken GF. 1996. Natural Woodland - Ecology and conservation in northern temperate regions. Cambridge university press, Cambridge.
Peterson G, Allen CR, Holling C. 1998. Ecological resilience, biodiversity and scale.
Ecosystems 1: 6–18.
Pukkala T, Kolström T. 1988. Simulation of the development of Norway Spruce stands using a transition matrix. Forest Ecology and Management 25: 255–267.
Pukkala T, Lähde E, Laiho O. 2010. Optimizing the structure and management of uneven- sized stands in Finland. Forestry 83: 129–142.
Pukkala T, Lähde E, Laiho O. 2009. Growth and yield models for uneven-sized forest stands in Finland. Forest Ecology and Management 258: 207–216.
Sandström J, Bjelke U, Carlberg T, Sundberg S. 2015. Tillstånd och trender för arter och deras livsmiljöer – rödlistade arter i Sverige 2015. ArtDatabanken Rapporterar 17.
ArtDatabanken, Sveriges Lantbruksuniversitet, Uppsala.
Schroeder LM. 2010. Colonization of storm gaps by the spruce bark beetle: influence of gap and landscape characteristics. Agricultural and Forest Entomology 12: 29–39.
17
Siira-Pietikäinen A, Haimi J. 2009. Changes in soil fauna 10 years after forest harvestings:
Comparison between clear felling and green-tree retention methods. Forest Ecology and Management 258: 332–338.
Siira-Pietikäinen A, Haimi J, Kanninen A, Pietikäinen J, Fritze H. 2001. Responses of decomposer community to root-isolation and addition of slash. Soil Biology and Biochemistry 33: 1993–2004.
Siira-Pietikäinen A, Haimi J, Siitonen J. 2003. Short-term responses of soil macroarthropod community to clear felling and alternative forest regeneration methods. Forest Ecology and Management 172: 339–353.
Skogforsk, LRF Skogsägarna, Skogsstyrelsen. 2011. Skogsencyklopedin. WWW-dokument 2011-:
http://www.kunskapdirekt.se/KunskapDirekt/templates/Skogsencyklopedin.aspx?id=2 2808&word=bl%C3%A4dning. Hämtad 2016-05-12.
Skogforsk, LRF Skogsägarna, Skogsstyrelsen. 2013. Blädning. WWW-dokument 2013-:
http://www.kunskapdirekt.se/sv/KunskapDirekt/Avverka/Grunder/Avverkningsformer /Bladning/. Hämtad 2016-05-12.
Skogsstyrelsen. 2014. Skogsstatistisk årsbok 2014. Skogsstyrelsens förlag, Jönköping.
SKSFS 2011:7. Skogsstyrelsens föreskrifter och allmänna råd till Skogsvårdslagen, 6 kap. 10
§.
Su Q, MacLean DA, Needham TD. 1996. The influence of hardwood content on balsam fir defoliation by spruce budworm. Canadian Journal of Forest Research 26: 1620–1628.
Tahvonen O. 2009. Optimal choice between even- and uneven-aged forestry. Natural Resource Modeling 22: 289–321.
Tahvonen O, Pukkala T, Laiho O, Lähde E, Niinimäki S. 2010. Optimal management of uneven-aged Norway spruce stands. Forest Ecology and Management 260: 106–115.
Terborgh J, Estes JA. 2010. Trophic Cascades: Predators, Prey, and the Changing Dynamics of Nature. Island Press, Washington.
Tilman D, Reich PB, Isbell F. 2012. Biodiversity impacts ecosystem productivity as much as resources, disturbance, or herbivory. Proceedings of the National Academy of
Sciences of the United States of America 109: 10394–10397.
Tullus T, Tullus A, Roosaluste E, Tullus H. 2012. Bryophyte Vegetation in Young Deciduous Forest Plantations. Baltic Forestry 18: 205–213.
Tyrvainen L, Mantymaa E, Ovaskainen Y. 2014. Demand for enhanced forest amenities in private lands: The case of the Ruka-Kuusamo tourism area, Finland. Forest Policy and Economics 47: 4–13.
Tyrvainen L, Silvonnoinen H, Kolehmainen O. 2003. Ecological and aesthetic values in urban forest management. Urban Forestry and Urban Greening 1: 135–149.
18
Ulrich RS, Simons RF, Losito BD, Fiorito E, Miles MA, Zelson M. 1991. Stress recovery during exposure to natural and urban environments. Journal of Environmental Psychology 11: 201–230.
Wermelinger B. 2004. Ecology and management of the spruce bark beetle Ips typographus - a review of recent research. Forest Ecology and Management 202: 67–82.
Weslien J, Schroeder M. 1999. Population levels of bark beetles and associated insects in managed and unmanaged spruce stands. Forest Ecology and Management 115: 267–
275.
Wikström P. 2000. A solution method for uneven-aged management applied to Norway spruce. Forest Science 46: 452–463.
19
Skogsbrukets påverkan på biologisk mångfald och rekreationsvärden: etisk bilaga
Anton Gårdman
Självständigt arbete i biologi 2016
Etik
De huvudsakliga etiska frågorna inom detta område anser jag vara skogsbrukets påverkan på biologisk mångfald och rekreationsvärden, vilket ju är det jag skriver om. Dagens skogsbruk orsakar stora störningar i landskapet vilket påverkar livsmiljön för skogslevande arter samt påverkar skogsmarkernas rekreationsvärden. I vilken utsträckning skall entreprenörer ha rätt att exploatera marken och hur stora störningar skall accepteras?
Enligt mig och många vetenskapsmän och filosofer är det viktigt att värna om biodiversiteten utifrån alla arters egenvärde och rätt att leva. Vissa anser dock att vi inte har moraliska plikter gentemot arter, utan snarare mot enskilda individer. En hög biodiversitet är också nödvändig för att ekosystemen bättre ska kunna klara av störningar på ett tillfredsställande vis. Förutom det fyller en hög biodiversitet viktiga funktioner för oss människor då det bidrar till att upprätthålla viktiga ekosystemtjänster. Skogar, speciellt stadsnära skogar, används frekvent genom en rad olika aktiviteter som motion, jakt och bär- och svampplockning och är därför viktiga för människors möjligheter till rekreation och de positiva hälsoeffekter och
samhällsekonomiska vinster detta medför. För att skogens biodiversitet och rekreationsvärde skall vara tillräckligt höga behöver skogsbruket vara långsiktigt hållbart, något som många hävdar att dagens svenska skogsbruk inte är. Trakthyggesbruket, som är standardmetoden i Sverige, medför stora förändringar i landskapet och har både visats utarma den biologiska mångfalden och sänka skogarnas rekreationsvärde.
Med bakgrund av presenterad fakta borde man inom det svenska skogsbruket lägga större fokus vid att bevara biodiversitet och rekreationsvärden i våra skogar genom att tillämpa ett hållbart skogsbruk.
Forskningsetik
Jag är personligen negativt inställd till trakthyggesbruket, något som jag inte uttryckligen skriver i min uppsats men som nog ändå framgår. Givetvis har jag ändå läst vad både
förespråkare och kritiker har att säga. Jag har tagit hänsyn till forskning där man kommit fram till både fördelar och nackdelar med varje metod. Utbudet av forskning inom området är inte så stort, men jag har läst många av de studier som finns och värderat trovärdigheten i dessa innan jag har refererat till dem. Forskning om skogsbruk har fram till relativt nyligen till största del utförts av personer med anknytning till skogsbruk, vilket troligtvis är en av
orsakerna till att fokus inom det svenska skogsbruket har legat på produktion och avkastning.
På senare år har en del studier om naturvård inom skogsbruk publicerats, studier som ofta utförs av forskare med anknytning till naturvårdsorganisationer. På grund av Miljöbalkens bestämmelser är det verksamhetsutövaren som har ansvaret att bevisa att verksamheten inte orsakar skador på miljön. Inventeringar av skogsområden sker därför oftast av skogsbolag, vilket medför en risk för bristfälliga inventeringar och fusk i syfte att slippa
avverkningsförbud. Det kan till exempel vara förekomster av skyddsvärda biotoper och rödlistade arter som inte rapporteras. Problemet med forskningsområden med så stora motsättningar och olika intressen som detta är att forskningen riskerar att bli vinklad. Då jag har ett naturvårdsintresse är det möjligt att min uppsats är något vinklad åt det hållet även om jag har försökt att undvika detta.
