Miljökonsekvenser för biologisk mångfald

RAPPORT 

11 • 2006 

Miljökonsekvenser för 

biologisk mångfald 

Underlagsrapport inom projekt Stormanalys 

Malin Andersson, Tomas Appelqvist, Tobias Edman, Hans Liedholm, 

Mats Niklasson, Björn Norden, Jonas Paulsson

© Skogsstyrelsen juni 2006 

Författare 

Malin Andersson Skogsstyrelsen 

Tomas Appelqvist, Göteborgs universitet 

Tobias Edman, SLU Alnarp 

Hans Liedholm, Skogsstyrelsen 

Mats Niklasson, SLU Alnarp 

Björn Nordén, Göteborgs universitet 

Jonas Paulsson, Skogsstyrelsen 

Fotografer 

© Malin Andersson, Skogsstyrelsen 

Per-Erik Larsson, SLU Asa försökspark 

Hans Liedholm Skogsstyrelsen 

Projektledare 

Hans Liedholm, Skogsstyrelsen 

Projektgrupp 

Malin Andersson,Skogsstyrelsen 

Jonas Paulsson, Skogsstyrelsen 

Stefan Löfgren, SLU 

Mats Naiklasson, SLU 

Tobias Edman, SLU 

Papper 

brilliant copy 

Tryck 

JV, Jönköping 

Upplaga 

300 ex 

ISSN 1100-0295 

BEST NR 1761 

Skogsstyrelsens förlag 

551 83 Jönköping

Innehåll 

TUFörordUT __________________________________________________________ 1 

TUSammanfattningUT__________________________________________________ 2 

TUStora stormfällningar och biologisk mångfald – en litteraturöversiktUT______ 2 

TUÅterinventering av nyckelbiotoperUT ________________________________ 2 

TUÅterinventering av generell hänsynUT________________________________ 3 

TUppdragetUT_______________________________________________________ 5 

TUStora stormfällningar och biologisk mångfaldUT _________________________ 7 

TU1 BakgrundUT______________________________________________________ 8 

TU2 Vind som störningsfaktor i skogUT __________________________________ 10 

TU2.1 Tidigare undersökningar om mortalitet av vind i SverigeUT ____________ 11 

TU3 Vind som strukturskapareUT_______________________________________ 13 

TU4 Tidigare översikter om död ved och biologisk mångfaldUT ______________ 15 

TU5 Samband mellan störning, substrattillgång och artrikedomUT ___________ 17 

TU5.1 ArtrikedomUT ________________________________________________ 17 

TU5.2 LivshistoriestrategierUT_________________________________________ 18 

TU5.3 ArtsammansättningUT __________________________________________ 18 

TU6 Organismgrupper knutna till död vedUT _____________________________ 21 

TU6.1 VedskalbaggarUT______________________________________________ 21 

TU6.2 VedsvamparUT _______________________________________________ 22 

TU7 Ekologiska artgrupper vilka kan tänkas gynnas av större stormfällningarUT 

_______________________________________________________________ 23 

TU7.1 VagabonderUT ________________________________________________ 23 

TU7.2 Konkurrenskänsliga specialister som drabbas av masseffektenUT ________ 23 

TU7.3 Arter på hög trofisk nivåUT ______________________________________ 24 

TU8 Exempel på enskilda arter som gynnas av stora aggregationer av död vedUT26 

TU9 Speciella förhållanden hos större virkesbrötarUT ______________________ 28 

TU10 Tidsaspekter och nedbrytning av död vedUT _________________________ 29 

TU11 Naturvårdsnytta av stora stormfällningar - död vedUT ________________ 30 

TU12 Andra effekter av stora stormfällningarUT __________________________ 32 

TU13 Slutsatser och rekommendationerUT________________________________ 34 

TU14 ReferenserUT ___________________________________________________ 35

Återinventering av biologisk mångfald i nyckelbiotoper________________ 44 

1 Inledning _____________________________________________________ 45 

2 Syfte _________________________________________________________ 46 

3 Metodik ______________________________________________________ 47 

4 Urval av objekt ________________________________________________ 48 

5 Registreringar _________________________________________________ 50 

5.1 Beståndsuppgifter ___________________________________________ 50 

5.2 Bandtransekter _____________________________________________ 50 

5.3 Databas ___________________________________________________ 52 

6 Resultat ______________________________________________________ 53 

6.1 Vindfällning i nyckelbiotoperna ________________________________ 53 

6.2 Biotoptyp och stormfällning ___________________________________ 54 

6.3 Vindfällda träd _____________________________________________ 54 

6.4 Angrepp av skadeinsekter _____________________________________ 55 

6.5 Omlandets betydelse _________________________________________ 55 

6.6 Åtgärder i nyckelbiotoper _____________________________________ 56 

6.6.1 Avverkning före stormen __________________________________ 56 

6.6.2 Upparbetning efter stormen ________________________________ 57 

6.6.3 Körning efter stormen ____________________________________ 58 

6.6.4 Avverkning, upparbetning och körning _______________________ 58 

6.7 Areal, virkesvolym och ålder __________________________________ 59 

6.8 Stormfällning i naturreservat __________________________________ 61 

6.8.1 Angrepp av skadeinsekter _________________________________ 62 

6.9 Jämförelse av stormfällningen i Kronobergs län ___________________ 62 

6.10 Stormfällning i biotopskyddsområden __________________________ 64 

6.11 Stormfällning i skyddszoner vid vattendrag ______________________ 64 

7 Diskussion ____________________________________________________ 66 

8 Slutsatser _____________________________________________________ 69 

9 Referenser ____________________________________________________ 71 

Bilaga 1 – Inventerare ___________________________________________ 72 

Återinventering av generell hänsyn _________________________________ 76 

1 Bakgrund _____________________________________________________ 77 

1.1 Rikspolytaxinventeringen _____________________________________ 77 

2 Syfte _________________________________________________________ 79 

3 Material och metoder ___________________________________________ 80 

3.1 Återinventering av rikspolytaxytor ______________________________ 80 

3.2 Definitioner ________________________________________________ 81 

4 Resultat ______________________________________________________ 82

4.1 Lämnad hänsynsvolym vid föryngringsavverkning (tillståndet år 2002) _ 82 

4.2 Stormfälld generell hänsyn ____________________________________ 83 

4.2.1 Andel stormfällda objekt __________________________________ 83 

4.2.2 Stormfälld hänsynsvolym__________________________________ 83 

4.2.3 Andel stormfälld volym av lämnad hänsynsvolym ______________ 84 

4.2.4 Trädslagsfördelning av stormfälld hänsyn _____________________ 85 

4.2.5 Stormfälld detaljhänsyn och hänsynsytor _____________________ 86 

4.2.6 Stormfällda naturvärdesträd ________________________________ 86 

4.2.7 Virkesvärde på stormfälld volym____________________________ 86 

4.3 Upparbetning av stormfälld generell hänsyn ______________________ 87 

4.3.1 Andel upparbetade objekt__________________________________ 87 

4.3.2 Andel upparbetad hänsynsvolym ____________________________ 87 

4.3.3 Andel upparbetad volym av lämnad hänsyn ___________________ 87 

4.3.4 Trädslagsfördelning på upparbetad hänsynsvolym ______________ 88 

4.3.5 Upparbetning av omgivande stormfälld skog __________________ 89 

4.3.6 Kvarlämnad stormfälld volym efter upparbetning t.o.m. november 

2005_______________________________________________________ 89 

4.3.7 Vilken hänsyn upparbetas?_________________________________ 90 

Totalt ______________________________________________________ 90 

4.3.8 Virkesvärde på upparbetad hänsyn___________________________ 90 

5 Diskussion ____________________________________________________ 91 

5.1 Stormfälld hänsyn ___________________________________________ 91 

5.2 Upparbetad hänsyn __________________________________________ 93 

6 Slutsatser _____________________________________________________ 95 

7 Referenser ____________________________________________________ 96

RAPPORT NR 11/2006 

Förord 

Skogsstyrelsen har fått i uppdrag av regeringen att analysera konsekvenser för 

skogsbruket av den svåra storm som drabbade södra Sverige i januari 2005. Arbetet 

ska redovisas senast den 27 april 2006. Skogsstyrelsen skall i samverkan 

med Naturvårdsverket och andra berörda myndigheter utvärdera de ekologiska, 

ekonomiska och sociala konsekvenserna av stormen för skogsbruket. Analysen 

skall utgöra ett underlag för framtida rådgivning och insatser för återbeskogning. 

Det är också angeläget att dra lärdomar från arbetet efter stormen för att stå väl 

rustad vid liknande situationer i framtiden. 

Uppdraget genomförs i form av projekt Stormanalys som innehåller fem delprojekt: 

• Analys av riskfaktorer 

• Skötsel av stormskadad skog 

• Miljökonsekvenser 

• Ekonomiska och sociala konsekvenser 

• Framtida skogsbruk med riskhantering 

Ett avtal har träffats mellan Skogsstyrelsen och SLU om ett nära samarbete med 

att ta fram resultat inom olika sakområden i delprojekten. Samarbete eftersträvas 

även med andra universitet och organisationer som kan bidra till ökad kunskap om 

stormens konsekvenser. Dessa underlag i sak utgör grund för kommande diskussion 

och utvärdering. 

Denna rapport behandlar miljökonsekvenser för biologisk mångfald. I rapporten 

beskrivs, baserat på undersökningar och litteraturstudier inom delprojekt Miljökonsekvenser, 

vilken betydelse stormfällning med koncentrationer av död ved kan 

få för biodiversiteten, hur stormen påverkade nyckelbiotoper (SKS) och skogsbrukets 

generella hänsyn (SKS). Litteraturstudien om stormfällning och biodiversitet 

har gjorts av SLU i Alnarp med finansiering av Naturvårdsverket. Undersökningarna 

om stormens påverkan på nyckelbiotoper och skogsbrukets generella 

hänsyn har utförts av Skogsstyrelsen. 

Rapporten ingår i Skogsstyrelsens rapportserie där författarna står för innehållet. 

Detta innebär att rapporten inte i alla dess delar nödvändigtvis beskriver Skogsstyrelsens 

officiella syn. Inom projektet Stormanalys kommer Skogsstyrelsens officiella 

slutsatser och ställningstaganden att avrapporteras i projektets huvudrapport 

(Meddelande 2006:1), till vilken föreliggande rapport är ett viktigt underlag. 

Jönköping i maj 2006 

Håkan Wirtén 

Överdirektör 

Skogsstyrelsen 

Magnus Fridh 

Projektledare 


1


Sammanfattning 

Stora stormfällningar och biologisk mångfald – en litteraturöversikt 

Denna litteraturgenomgång behandlar stora stormfällningar och deras påverkan på 

biodiversitet. Medel för arbetet har varit begränsade. Vi har därför valt att belysa 

det unika ur mångfaldssynpunkt vid omfattande stormfällningar. Ett uttalat fokus 

har varit död ved och om stora ansamlingar av död ved kan tänkas ha särskilda 

effekter på arters uppträdande och bevarande. Trots effektivt tillvaratagande av 

fällt virke har ett stort antal brötar ändå lämnats kvar efter stormen Gudrun, framförallt 

i reservat. Litteraturgenomgången av ekologiska teorier pekar på att stora 

brötar med tiden kan utveckla gynnsamma betingelser för arter som har dålig 

spridningsförmåga, för konkurrenskänsliga arter och för arter som av ännu ej 

kända anledningar verkar kräva väldigt stora tätheter av död ved. Utifrån olika 

ekologiska teorier (t ex ”masseffekten”) diskuteras stora brötars potential för bevarande 

av mångfald som ett komplement till den nuvarande modellen för artbevarande. 

Återinventering av nyckelbiotoper 

För att se hur stormen Gudrun påverkat områden med höga naturvärden så har ett 

antal olika studier utförts inom stormområdet. Bland annat har Skogsstyrelsen 

återinventerat 66 nyckelbiotoper och i Kronobergs län har dessutom, med skillnadsanalys 

i satellitbilder, andelen stormfälld skog i produktionsskog jämförts 

med motsvarande andel i naturreservat, biotopskyddsområden, områden som omfattas 

av naturvårdsavtal samt nyckelbiotoper. Berörda länsstyrelser har på Naturvårdsverkets 

uppdrag följt upp i vilken grad naturreservaten har drabbats av stormen. 

Erfarenheter från tidigare stormar är att hänsynen till natur- och kulturmiljövärden 

i samband med upparbetning och uttransport inte alltid blir tillräcklig. Riskerna 

för körskador i vattendrag, på dåligt bärig mark och på forn- och kulturlämningar 

ökar också då arbetet utförs under hård press med bristande kartunderlag 

och ofta dålig planering. Enligt muntliga uppgifter från Skogsstyrelsens fältpersonal 

så kan en del misstag ha uppstått på grund av språksvårigheter. 

Mot bakgrund av de resultat som de olika undersökningarna av skog med höga 

naturvärden visar, kan några sannolika tendenser lyftas fram. 

• Nyckelbiotoper och andra skogliga biotoper med höga naturvärden 

drabbades inte lika hårt av stormen som den vanliga produktionsskogen. 

• Angreppen av skadeinsekter på gran och tall första sommaren efter stormen 

är få. 

• Gran drabbades hårdare av stormen än lövträd i områden med dokumenterat 

höga naturvärden. 

• Kunskapen är bristfällig om kraven på samrådsskyldighet vid åtgärder i 

nyckelbiotoper. 

• Brist på information på rätt språk och hård tidspress vid upparbetning och 

utkörning leder till brister i den skogliga hänsynen. 

2


• Skyddszoner längs vattendrag drabbades inte värre av stormfällning än 

vanlig produktionsskog. 

För att undvika skador på områden med höga naturvärden i samband med kommande 

stormfällningar rekommenderas följande åtgärder: 

• Rikta upparbetningen av stormfälld skog i första hand till den vanliga produktionsskogen 

och undvik åtgärder i naturreservat, biotopskyddsområden, 

områden med naturvårdsavtal och nyckelbiotoper. 

• Lövträd, lågor och äldre, redan torra vindfällen av barrträd kan alltid lämnas 

då de inte angrips av skadeinsekter. Det gynnar dessutom den biologiska 

mångfald som är beroende av död ved. 

• Risken för angrepp av skadeinsekter i skyddade områden och nyckelbiotoper 

varierar med omständigheterna. Hög andel grov stormfälld gran i exponerat 

läge medför ökad risk för angrepp av granbarkborre. Möjligen kan 

risken dämpas av en bättre balans med deras naturliga fiender. 

• Informationen till skogsägare och aktörer i skogsbruket om 

samrådsskyldigheten för nyckelbiotoper och behovet av skyddszoner behöver 

förbättras. 

• Bra informationsmaterial om den svenska skogsbruksmodellen behövs på 

olika språk och utländska aktörer bör genomgå några dagars utbildning. 

Återinventering av generell hänsyn 

Undersökningen bygger på återbesök av 54 föryngringsavverkningar inom stormområdet. 

Avverkningarna utfördes år 2002. Även om stormen Gudrun fällde en 

viss del av den generella hänsynen, så står en större andel av tidigare lämnad generell 

hänsyn kvar. Generell hänsyn bör, enligt Skogsstyrelsens befintliga rådgivning, 

även fortsättningsvis koncentreras till grupper, dels för att minska stormfällningsrisken, 

dels för att öka naturvärdena men även för att förbättra produktionsmöjligheterna. 

Hälften av den generella hänsyn som vindfälldes har upparbetats. 

Upparbetning har även skett på objekt med enbart några enstaka vindfällda träd. 

Mot bakgrund av denna och andra undersökningar kan följande indikationer, om 

än osäkra, lyftas fram i samband med stormfällning och upparbetning av tidigare 

lämnad generell hänsyn; 

• Barrträd drabbades hårdare än lövträd. 

• Gruppställd hänsyn och hänsynsytor tycks vara mindre stormkänsliga än 

detaljhänsyn. 

• Träd som lämnas som generell hänsyn och som vindfälls upparbetas i 

större utsträckning än stående hänsynsträd. 

Följande indikationer förtjänar att lyftas fram avseende arbetet med framtida generell 

hänsyn kopplat till storm; 

• Behov finns av ökade informationsinsatser kring syftet med generell hänsyn. 

3


• Rådgivningsinsatser krävs kring hur stormfälld hänsyn skall hanteras från 

skogsskadesynpunkt. 

4


Uppdraget 

Regeringen gav Skogsstyrelsen i uppdrag att redovisa erfarenheter av arbetet med 

insatser efter stormen den 8-9 januari 2005. Skogsstyrelsens generaldirektör har 

fastställt direktiv för projekt Stormanalys. Projektet har delats in i flera delprojekt 

och inrymmer olika frågeställningar. Denna rapport behandlar några av de 

effekter som stormen kan få på olika miljövärden. 

Efter beslut av styrgruppen för Stormanalys fick delprojekt Miljökonsekvenser i 

uppdrag att granska de ekologiska konsekvenserna och konsekvenserna för miljön. 

Detta skulle i första hand göras genom att beskriva och analysera stormens 

påverkan på vattenkvalitet och akvatiska miljöer, påverkan på biologisk mångfald 

och områden med höga naturvärden, påverkan på kulturmiljöer samt genom att 

efter stormen följa upp vad som hänt med tidigare lämnad generell naturhänsyn. I 

denna rapport behandlas stormens påverkan på biologisk mångfald. 

Erfarenheter från tidigare stormar har visat att upparbetning och borttransport av 

stormfällt virke ofta sker utan tillräcklig hänsyn till de krav som finns på att spara 

träd, trädgrupper och död ved. Exempel finns även på att skyddad skogsmark och 

bestånd med höga naturvärden som drabbats av betydande stormfällning kan rensas 

på vindfällda träd (även träd som vindfällts tidigare) i samband med upparbetningen 

i den omgivande produktionsskogen. Denna ”städiver” är vanligtvis negativ 

för naturvärdena och den biologiska mångfald som är beroende av död ved. 

Särskilda svårigheter uppstår när det finns kulturlämningar inom områden med 

många vindfällda träd. Att upptäcka fornlämningar kan i många fall för ett otränat 

öga vara svårt redan utan stormfällning och att då se vad som döljer sig under 

brötar med träd blir näst intill omöjligt. Risken för skador på dessa lämningar i 

samband med upparbetning och körning är, förutom de som rotvältorna orsakar, 

stor. Det finns därför klara motiv för att studera vad som nu händer i dessa avseenden 

efter stormen Gudrun. Denna undersökning redovisas av Riksantikvarieämbetet 

i en egen rapport som beräknas bli klar hösten 2006. 

Inom delprojektet planerades att under 2005 påbörja flera studier. Några har mer 

långsiktig karaktär där resultat kan väntas först om flera år. Några är mer kortsiktiga 

genom att resultat kommit fram under hösten från fältstudier på objekt och 

områden inom stormområdet. De undersökningar som diskuterades var; 

1. Lokal och regional påverkan på vattenkemin. 

2. Effekter av terminal- och sjölagrat virke på vattenkvaliteten i recipienterna. 

3. Effekter på akvatiska organismer vid användning av kemikalier på lagrat 

virke. 

4. Analys av hur ökad mängd död ved påverkar mångfald och kolonisering 

av insekter och fåglar. 

5. Kunskapssammanställning om vilka ekologiska effekter som stormar har. 

5


6. I vilken omfattning har nyckelbiotoper, skyddade områden och frivilliga 

avsättningar påverkats av stormfällning m.m. 

7. Kort- och långsiktiga effekter på bottenfauna och fisksamhällen i små 

vattendrag. 

8. Kort- och långsiktig påverkan på klövviltpopulationerna. 

9. Stormens påverkan på fornlämningar och behov av restaurering. 

10. Sammanställning av erfarenheter om hur skogsbruket agerat vid upparbetning 

i anslutning till fornlämningar. 

11. Sammanställning av tillgängligt informationsmaterial kring generell hänsyn 

(även på olika språk). 

12. Analys av hur tidigare lämnad hänsyn hanterats i samband med upparbetning. 

13. Förslag på uppföljning av generell hänsyn i R- och D-polytax. 

14. Uppföljning av nivån på generell hänsyn och hänsyn i och i anslutning till 

objekt med höga naturvärden. 

15. Analys av stormens inverkan på några av miljö- och sektorsmålen. 

Både resurs- och tidsskäl men också andra orsaker gjorde att några av de föreslagna 

undersökningarna inte har kunnat genomföras. Punkt 3 utgick då ingen kemisk 

besprutning av virke genomfördes under år 2005. Ett antal anmälningar inkom till 

Skogsvårdsstyrelsen vilka dock inte verkställdes. Delen om stormens påverkan i 

frivilliga avsättningar under punkt 6 har inte prioriterats och inte heller punkt 7 då 

resultat från detta inte hinner komma fram inom projektets tidsram. Punkt 8 är 

överflyttad till delprojekt B. Arbetet med punkterna 11 och 13 kommer att påbörjas 

under senvåren 2006. Resurserna har inte heller medgivit att punkt 14 gått att 

prioritera. 

Resultaten från delprojekt Miljökonsekvenser presenteras i två rapporter; 

• Miljökonsekvenser för vattenkvalitet, rapport nr 10/2006. 

• Miljökonsekvenser för biologisk mångfald, rapport 11/2006. 

6

P 

P 

P 


Stora stormfällningar och biologisk 

mångfald 

en litteraturöversikt med tyngdpunkt på död ved 

1 

Mats NiklassonP 

P 

2 

Björn NordénP 

Tomas AppelqvistP 

1 

Tobias EdmanP 

1 

Sveriges lantbruksuniversitet, AlnarpP 

P 

2 

Göteborgs universitetP 

P 

2 

7

TP 

PT ”Extrem” 

FPT 

P 

per 


1 Bakgrund 

Denna litteraturöversikt har som huvudsyfte att belysa stormfällning, i synnerhet 

1 

extremTPF sådan, och dess effekter på biodiversitet. Det är framför allt stormen 

”Gudrun” den 8 januari 2005 som är anledningen till att ämnet tas upp. Då föll 

mer än dubbelt så mycket skog som någonsin tidigare uppmätts ha fallit i vårt land 

vid ett och samma tillfälle. I ett slag förändrades landskapsbilden över stora 

sträckor och nästan ögonblickligen började arbetet med att ta tillvara de fallna 

träden. Över stora områden skapades i ett slag död ved i en mängd som överskrider 

riksmedeltalet 6,5 mP ha med 10 till 50 gånger eller t.o.m. mer. Nu ett år 

3 

senare har det mesta av den fallna veden tagits tillvara och signaler om att ytterligare 

rensa skogen på döda träd har skickats ut. Efter att det initiala katastrofläget 

ebbat ut kan man tillåta sig att reflektera över andra effekter av Gudrun än de rent 

materiella och socioekonomiska. Hur påverkas t.ex. den biologiska mångfalden av 

en så extrem stormfällning som Gudrun? Hur vanliga är de extrema stormfällningarna 

i ett längre tidsperspektiv? Vilken roll har extrema stormfällningar för 

biologisk mångfald? Det är möjligt att extrema stormfällningar har speciella effekter 

på biologisk mångfald, i så fall kan det vara bra att vara mer förberedd inför 

framtida stormar med stora ansamlingar av död ved. 

Litteraturen om vind och storm som störningsfaktor i skog är ganska rikhaltig, 

särskilt i Nordamerika. En hel del av denna kunskap är förmodligen överförbar till 

våra förhållanden. Vad gäller biodiversitet och dess koppling till storm finns å 

andra sidan fram till nu väldigt lite kunskap, man har oftast fokuserat på frågeställningar 

som skogsskötsel eller skogsträdens populationsdynamik, t.ex. återbeskogning, 

succession och skadeinsekter efter storm. Det visar sig dock att stormrelaterad 

skogsforskning i Sverige är överraskande torftig, speciellt vad gäller 

kopplingen till biologisk mångfald. Därför har vi kommit att diskutera den för 

mångfalden i vårt tycke viktigaste effekten av storm, bildningen av död ved. 

Man kan ha flera utgångspunkter för en diskussion om stormfällning och biodiversitet. 

Man kan t.ex. välja naturliga ekosystem och teoretiska ekologiska resonemang 

som bas och belysa t.ex. evolutionära och populationsekologiska aspekter. 

Eller så kan man välja dagens landskap, tillämpad naturvård och den faktiska 

störningen som utgångspunkt. I det senare fallet blir det mycket en diskussion om 

hur skogsbruk inverkar på arter och kanske framförallt om den döda vedens dynamik 

i ett landskap där skogsskötsel dominerar. Dessa två förhållningssätt utesluter 

inte varandra men kan upplevas som varandras motsatser. Vi har valt att 

spegla våra resultat mot båda dessa huvudinriktningar. Som redan nämnts har vi 

också valt att fokusera på död ved och de artrikaste grupperna knutna till död ved; 

skalbaggar och svampar. 

Gudrun var en extrem händelse. Vi koncentrerar oss på det speciella och unika 

med den situation som uppkom efter denna storm. En stor del av genomgången 

behandlar och relaterar till ett scenario där man lämnar kvar stora ansamlingar 

fällda träd (hädanefter oftast benämnt ”brötar”), något som är aktuellt i många av 

reservaten i området. Det finns andra aspekter på biologisk mångfald som inte är 

1 

här subjektivt definierat som täckande en till flera landskap och med en fälld volym i 

3 

storleksordningen miljontals mP 

P. 

8


knuten till död ved och stormfällning, t.ex. öppenhet och markprocesser. Dessa 

kan vara nog så viktiga men vi har av tidsskäl valt att koncentrera diskussionen till 

det för mångfalden kvantitativt dominerande komplexet död ved och dess arter. Vi 

har medvetet utelämnat en diskussion om skador av ekonomisk natur av t.ex. 

granbarkborre och märgborre. 

9


2 Vind som störningsfaktor i skog 

Både den naturliga och den skötta skogen präglas starkt av störningar. Naturskogens 

struktur och trädslagsblandning formas till största delen av naturens egna 

störningar. Det skötta skogslandskapet är i det ideala tänkt att styras helt av människans 

störningsregim med främsta syfte att maximera det ekonomiska utfallet i 

form av gagnvirke. Detta sker genom plantering, röjning, gallring och slutavverkning 

av så likåldriga bestånd som möjligt (trakthyggesbruk). Naturliga störningar 

är dock, trots våra ansträngningar, oundvikliga också i den skötta skogen. Detta 

har vi blivit tydligt varse efter stormen Gudrun som fällde lika mycket skog under 

en natt som varje år avverkas i hela landet. Det finns ingen kvantifiering av naturliga 

störningars relativa betydelse i olika globala skogsekosystem. Dessutom är 

det svårt att verkligen avgöra på vilket sätt en vanlig störning som eld eller vind är 

”viktigare” än en annan. Det är dock klart att vinden i många stycken är en än mer 

global och universell företeelse än elden. Eld som störningsfaktor är dominerande 

i boreala, mediterrana och tempererade skogsekosystem men mindre viktig i de 

fuktigare delarna av jorden, t.ex. regnskogar i tropisk, subtropisk och tempererad 

zon liksom högläges- och subarktiska skogar. Stora koncentrationer av död ved är 

dock inget unikt för vindstörningar. Dessa kan också bildas efter högintensiva och 

djupgående skogsbränder som dödar hela trädskiktet, t.ex. efter Tyrestabranden 

1999 och Torsburgenbranden 1992. Även störtfloder och jordras vid kraftiga oväder 

kan skapa jättebrötar, även om detta förmodligen är betydligt mer ovanligt än 

vind och brand som orsak i Sverige. Laviner kan ha en liknande effekt i höglägesskog. 

Vinden är närvarande som en störningsfaktor i praktisk taget alla trädbevuxna 

ekosystem; i subtropiska (Zimmerman m.fl., 1994), tropiska , gränszonen mellan 

prärie och skog (Dyer och Baird, 1997), i tempererade (Kramer m. fl., 2001; 

Runkle, 1985; Wolf m. fl., 2004) och boreala skogar (Esseen m. fl., 1997; Everham 

och Brokaw, 1996; Kuuluvainen, 2002a; Ruel, 2000; Ulanova, 2000). Vind, 

ensam eller i kombination med andra faktorer som svamp eller insekter, är i 

många naturliga skogsekosystem den faktor som driver skogens succession och 

artsammansättning, i många skogar genom småskalig luckdynamik, (’gap-phase 

dynamics’) (Runkle, 1985; Ulanova, 2000). De olika störningsregimerna ställs 

ofta i motsats till varandra i litteratur om störning, t.ex. ”storskalig branddynamik” 

kontra ”småskalig vinddriven luckdynamik”. Detta kan säkert vara en riktig bild, 

men egentligen endast under vissa förutsättningar. I ett landskap som utsätts för 

återkommande bränder kan mycket väl vinddriven luckdynamik förekomma samtidigt 

som bränderna och också påverka varandra (Kulakowski och Veblen, 2002). 

Småskalig luckdynamik i brandpräglade landskap pågår framförallt i topografiskt 

skyddade områden eller i områden med naturligt långa intervall mellan bränder. 

Likaså varierar brandintervallen väldigt mycket i den lokala skalan (t.ex. Niklasson 

och Granström, 2000), och vid längre tidsrymder som gått sedan sista brand 

(över 150-200 år) och inväxning av brandkänsligare träd, blir den småskaliga 

luckdynamiken alltmer framträdande. Vinden är därför en minst lika viktig störningsfaktor 

som eld och har i likhet med elden varit en viktig selekterande faktor 

hos träden. Detta uttrycks t.ex. i trädens snabba förmåga att omfördela stödjande 

vedtillväxt då deras närmiljö och vindklimat ändras (t.ex. Mattheck, 1991). Ur 

flera perspektiv kan man därför påstå att vind är en mer dominerande störnings- 

10

P 

år 


faktor. Ett sådant exempel är tillskapande av döda träd, där vind till skillnad mot 

brand årligen och utspritt dödar träd i landskapet. 

2.1 Tidigare undersökningar om mortalitet av vind i Sverige 

Vind står för en ansenlig del av den årliga naturliga mortaliteten i dagens övervägande 

skötta skogar (även kallat ”naturlig avgång”). Den årliga mortaliteten i 

3 

Sverige är i medeltal 0,18 mP (Fridman & Walheim 2000). Hur stor vindens 

andel är av den årliga mortaliteten varierar mellan olika källor. Valinger och 

Fridman (1995) angav att drygt en tredjedel av avgången orsakades av vind för 

perioden 1988-1992. Uppgifter i Persson (1975) pekar på betydligt större andel, 

omkring tre fjärdedelar. På landskapsskala kan vindens andel vara ännu större. 

Persson (1975) ger ett exempel från Siljansfors försökspark (Dalarna) där vinden 

stod för närmare 90 % av den naturliga avgången under en längre period. Vi känner 

dock dåligt till den tidsmässiga variationen i mortalitet av vind, i alla fall för 

de spridda enstaka stormfällningar som sker över hela skogslandskapet också under 

år med svagare vindar. För den nationella skalan är kunskapen bättre genom 

riksskogstaxeringen men för den för arter relevanta landskapsskalan är empirisk 

kunskap om den döda vedens dynamik, främst dess nybildning, i det närmaste 

obefintlig. Jonsson (2000) anger att variationen i årlig mortalitet kan variera upp 

till tio gånger under perioder utan extrema stormfällningar i boreal naturgranskog. 

Ett liknande resultat redovisar Persson (1975) från en åtta år lång uppföljning av 

vindskador över 1 300 ha i Siljansfors. Data från Skogsstyrelsen över riktigt stora 

och någorlunda koncentrerade stormfällningar de sista 80 åren visar dock att det 

3 

ungefär vartannat år inträffar stormfällningar som fäller mer än 100 000 mP 

P, oftast 

lokaliserat till ett eller några län (figur 1). En analys visar att tyngdpunkten med 

avseende på fälld volym ligger i södra Sverige (Holmberg, 2005; Nilsson m.fl., 

2004). 

80 

70 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

1920 1940 1960 1980 2000 2020 

Fig 1. Större registrerade stormfällningar och deras volymer enl. Holmberg (2005). Upprepade 

stormfällningar under samma år har summerats, t.ex. 1969 som består av tre stormfällningar. 

Det råder en stor obalans i hur den totala volymen fallit i enskilda svenska stormfällningar. 

Tre (3) av de 42 stormfällningarna (egentligen stormår) som registrerats 

i Götaland har ensamma fällt mer än 2/3 av den totala volymen (figur 2): 

2005, 1969 och 1954 vilka står i en klass för sig. 1969 års stormfällning är dock 

11

P 

som 

P 

fallit 


egentligen tre olika tillfällen som slagits ihop till en, varav den största fällde ca 25 

3 

miljoner mP 

Ppå en gång. Samtliga dessa tre stormår berörde till sin huvuddel södra 

och mellersta Sverige. I den regionala skalan inträffar dock extrema stormfällningar 

oftare (”extrem” här vagt definierat; delar eller hela bestånd kraftig skadade 

med stora sammanhängande luckor över många kvadratkilometer oftast). Det 

är omöjligt att säga om det finns en trend mot allt fler av dessa extrema stormfällningar. 

Men mot bakgrund av historiska data från 1920 och framåt kan vi fortsatt 

räkna med regionalt sett extrema stormfällningar. Framtida och pågående klimatförändringar 

kan komma att medföra högre stormfrekvens. Skulle det vara fallet 

så har det självfallet avsevärda konsekvenser för landets skogar som fortsatt domineras 

av trakthyggesbruk. 

kumulerad volym, m3 

200 

150 

100 

50 

0 

2005 

1969 

1954 

0 10 20 30 40 50 

stormfällningar Götaland 1920-2005, rankade efter fälld 

volym 

Figur 2. Samtliga svenska stormfällningar om minst 10 000 mP inträffat mellan 1928 och 2005 

3 

rankade efter storlek. Kumulativ volym presenterad, totalt har ca 180 miljoner mP under denna 

period. Endast 1954, 1969 och 2005 års stormfällningar presenterade, dessa tre år har mer än två 

tredjedelar fallit av denna totalvolym. 1969 består av tre individuella stormfällningar, varav den 

3 

största fällde ca 25 miljoner mP 

P. Data från Holmberg (2005). 

3 

12


3 Vind som strukturskapare 

Sveriges, och i synnerhet Sydsveriges, skogar är mycket starkt präglade av ekonomiskt 

rationell skogsskötsel. Ett skött skogslandskap, dvs. merparten av 

Sverige, består av väl avgränsade, skötta barrbestånd av enhetlig ålder. Denna 

struktur har stor betydelse för hur vinden påverkar träden. De största stormfällningarna 

berör dock ofta flera län samtidigt och får därför en stor påverkan på 

landskapsnivå. 

De riktigt extrema totalfällningarna om 10 000 ha eller mer (Lindemann och 

Baker, 2001; Peterson, 2000a; Peterson och Pickett, 1995), som kan följa tornados 

eller extrema orkaner i t.ex. USA, har vi dock inte upplevt i Sverige. I dessa orkaner 

fälls också lövskog på bred front och skillnaden i påverkan mellan naturskog 

och skött skog är förmodligen obefintlig. På beståndsnivå är skillnaden i stormfasthet 

mellan skötta bestånd och naturbestånd förmodligen mycket stora. Naturskogar 

karakteriseras i alla skalor av betydligt större träddiversitet än skötta landskap. 

För det enskilda beståndet har detta stor betydelse genom att olika trädslag 

har olika stabilitet och motståndskraft mot vind. 

Man har genom vinschningsförsök visat på stora skillnader i rothållfasthet mellan 

trädslag och det visar sig att lövträd är generellt mer rotfasta än barrträd. I en finsk 

studie av tall, gran och björk kunde (Peltola m.fl., 2000) visa att tallen har bäst 

rothållfasthet, följt av björk och sist gran. Den finska studien visade också att för 

stammar som brutits av var björk starkast, följt av tall medan granen var svagast. I 

en fransk vinschningsstudie visade man att bok Fagus sylvatica krävde dubbelt så 

mycket kraft jämfört med ädelgran Abies alba för att antingen brytas eller för att 

fällas med rötterna. Granen var tre gånger svagare än boken. Att granen är betydligt 

mindre stormfast än andra trädslag konstaterades lätt efter stormen Gudrun 

och orkanen 1999. I skött skog verkar dessutom tiden som förflutit sedan gallring 

vara viktig för trädens stormfasthet, nygallrade bestånd är väldigt känsliga för 

stormfällning (Persson 1975). 

För de flesta trädslag gäller att ökande diameter också ger ökad rothållfasthet, i 

alla fall vid vinschningsförsök. Detta kan tyckas motsägelsefullt då det är ett 

generellt mönster från flera stormundersökningar att ökande trädstorlek också 

innebär ökad risk för vindfällning (t.ex. (Canham m.fl., 2001; Peterson, 2004; 

Wolf m.fl., 2004). Men samtidigt som stora träd också bör sitta fast bättre i 

marken i ett vinschningsexperiment, erbjuder deras ökande höjd och större krona 

ett ökande vindfång som, i kombination med den snabbt tilltagande vindstyrkan 

med ökande höjd över marken, innebär större risk för stormfällning. 

Marken är också mycket viktig. På otjälad mark behövs mycket mindre kraft för 

att dra upp ett träd med rötterna än under frusna markförhållanden (se även 

(Coutts, 1986). När marken är frusen bryts träden oftare vid stambasen än vid 

otjälade markförhållanden. Alla dessa faktorer ovan (det finns fler) spelar stor roll 

för naturskogars dynamik och därmed också trädberoende arters dynamik. Flera 

forskare hävdar att luckdynamik och dess olika kännetecken är avgörande för 

trädarters förmåga till samexistens (Denslow, 1980; Loehle, 2000). Utan en konstant 

nybildning av luckor, främst genom vind, kommer de skuggkänsligare träd- 

13


slagen att konkurreras ut av de skuggtåligare (sekundärträd). De ljusbehövande 

pionjärarterna är dessutom beroende av att luckor av en viss minimistorlek uppkommer 

med viss minimitid och inom ett visst minimiavstånd. På senare år har 

dessa teorier omkring störning och luckdynamik fått stort genomslag i forskning 

om regnskogarnas enorma träddiversitet (Molino och Sabatier, 2001). 

En förmodat viktig ekologisk skillnad mellan naturskog och skött skog är, att den 

stora variationen inom beståndet gör att stormfällning och bildning av död ved 

sker oftare i form av enskilda träd i naturbestånd, medan hela eller delar av bestånd 

oftare faller samtidigt i skötta bestånd (Gardiner och Quine, 2000). Vid riktigt 

extrema vindstyrkor (över 35-40 m/s i Sverige?) försvinner denna skillnad. Då 

faller allt oavsett trädslag, ålder eller storlek (Mason, 2002). 

Slutsats 

Vinden är en naturlig störning som står för en ansenlig del av mortaliteten i 

skogslandskapet, oavsett om det är i ett naturtillstånd eller om det är under en 

skötselregim med t.ex. trakthyggesbruk. I ett naturlandskap är vinden en viktig 

faktor för skogens succession, struktur och trädarters konkurrenssituation. I det 

skötta landskapet är vinden en störning som skapar oönskad träddöd. Vindens 

påverkan i olikåldriga naturbestånd med större inblandning av lövträd och i skötta 

ensartade kulturbestånd med barrträd är olika. Naturbestånd är generellt sett mer 

stormfasta och stormfällning sker i större grad genom att enskilda träd faller. I 

skötta bestånd är variationen i trädens stormfasthet mindre, vid extrema trädfällande 

vindstyrkor faller då ofta stora delar av bestånd hellre än enstaka träd. Ett 

fortsatt aktivt trakthyggesbruk av barrdominerade bestånd, i kombination med 

varmare vintrar och mer frekventa stormar, gör att vi med stor sannolikhet kan 

räkna med fler, åtminstone regionalt sett, extrema stormfällningar i framtiden. 

Dessa stormfällningar kommer lokalt att skada mycket höga virkesvolymer på 

små ytor. 

14


4 Tidigare översikter om död ved och 

biologisk mångfald 

Den döda vedens betydelse för den biologiska mångfalden har rönt en accelererande 

uppmärksamhet de senaste 15-20 åren, både i vetenskapssamhället och i 

skogsbruket. Vi har så långt möjligt gått igenom de större arbeten som gjorts, särskilt 

tidigare litteraturgenomgångar, med avseende på stormfällning och specifikt 

stora koncentrationer av död ved och biologisk mångfald. De viktigare av de tidigare 

litteraturöversikterna med anknytning till ämnet presenteras i tabell 1. Vi gör 

dock ej anspråk på att tabellen är fullständig. 

Ett genomgående drag i de tidigare översikter som gjorts, är fokusering på ett litet 

antal arter och den relativt ”statiska” synen på mängd död ved, som lätt blir fallet 

då man diskuterar medelvärden för hela regioner och brukad skogsmark. Många 

undersökningar saknar resonemang kring lokala variationer och faktorer som påverkar 

bildningen av död ved. Vi vill betona att ytterst lite verkar gjorts vad gäller 

dynamik i tillkomsten av död ved. Flera av analyserna och diskussionena berör 

den nuvarande skogspolitikens effekter på mängden död ved i ett övergripande 

perspektiv. Storm och andra naturliga störningar som skapare av död ved diskuteras 

nästan alltid i anslutning till naturskogens funktion och dynamik och mer sällan 

som en del av det brukade landskapet. Det för denna översikt specifika ämnet 

om stora vindfällda brötars inverkan på biologisk mångfald har, såvitt vi kan se, ej 

behandlats särskilt i någon av dessa litteraturgenomgångar. 

15

mP 


Tabell 1. Några tidigare litteraturöversikter med anknytning till stora ansamlingar av död ved 

och biodiversitet presenterade i tidsordning med den senaste överst. 

Författare/ Redaktör Allmänt Geografiskt område Anknytning till 

sällsynt uppkommande 

stora brötar 

De Jong och 

Almstedt, 2005 (red.) 

Dahlberg och 

Stokland, 2004 

Jonsson m.fl., 2005 

Bouget och Duelli, 

2004 

Jonsson och Kruys, 

2001 (red.) 

Kuuluvainen, 2002b 

Ulanova, 2000 

Bred översikt. Hela landet. Nej, men framhåller 

vikten av rumslig 

planering. Diskuterar 

tröskel-värden; 20-100 

3 

P/ha för olika arter. 

Omfattande analys av 

vedlevande arters 

krav. 

Bred översikt av den 

döda vedens dynamik 

och ekologi hos 

vedlevande arter med 

bevarandediskussion. 

Stark fokusering på 

död ved i luckor och 

påverkan av skogsbruk. 

Olika aspekter på död 

ved och orga-nismer i 

boreal skog. Många 

författare. 

Översikt över störningars 

bety-delse för 

boreala skogsekosystem 

Naturlig boreal 

granskog. 

Luckdynamik. 

Norden främst. 

Norden. 

Central- och 

Nordeuropa. 

Nordeuropa och N. 

Amerika. 

Boreala 

Fennoskandinavien. 

Nej. Diskuterar och 

analyserar bl.a. 

kombinationer som ger 

mångfald av 

substratsnischer 

Nej, men berör stora 

mängder död ved 

generellt i skogslandskapet. 

Rumslig 

planering viktig. 

I viss mån. Berör 

solexponering och 

beskuggning i stora 

brötar. 

Finns flera artiklar som 

delvis berör ämnet. 

Nej. 

Nej. Markprocesser 

och ekosystemstabilitet. 

Fridman och 

Walheim, 2000 

Mängd död ved i 

svenska skogar. 

Sverige. 

Nej. Medelvärden för 

landet. 

Jonsell m.fl., 1998 

Rödlistade vedlevande 

insekters 

substratkrav. 

Sverige. 

Nej. Men berör bl.a. 

analys av solexponeringens 

betydelse 

Samuelsson m.fl., 

1994 

Översikt av död ved 

och dess betydelse 

för mångfald. 

Sverige. 

Nej. 

Harmon m.fl., 1986 

Död ved i 

tempererade 

ekosystem. 

Ofta citerad 

nordamerikansk 

översikt om död ved 

och dess betydelse. 

16


5 Samband mellan störning, substrattillgång 

och artrikedom 

Saproxyla arter (arter som lever på och i ved) är organismer som lever på substrat 

som har en begränsad livslängd och vars tillkomst varierar starkt i tiden såväl som 

i rummet (se diskussion ovan). Miljöer med död ved uppvisar en mycket stor artrikedom, 

kanske mycket beroende på deras variabilitet i tid och rum, en del substrat 

är sällsynta och kortlivade medan andra är mer stabila. Antalet typer av död 

ved är också mycket stort. Dahlberg och Stokland (2004) visade att antalet möjliga 

kombinationer mellan trädart, dimension, exponering, position etc. överstiger 

en miljon. 

När en större stormfällning inträffar så kommer det därför att hända flera olika 

saker med artrikedomen och sammansättningen hos de saproxyla arterna. Flera 

olika ekologiska teorier som har visat sig gälla i andra situationer kan hjälpa oss 

att förutse en del av dessa händelser. Vi tar nedan upp en del av dessa ekologiska 

teorier med dess förutsägelser om vad som kommer att hända i en större bröt och 

de kan bilda utgångspunkten för en framtida forskning kring stormfällningar och 

de saproxyla organismerna. 

Två ganska olika synsätt på växt- och djursamhällenas egenskaper finns idag 

inom ekologin och inom bägge dessa finns viktiga förutsägelser vad som kan 

tänkas hända i stora stormfällningars spår. Växt- och djursamhällen som främst 

formas av konkurrens betecknas ofta som nischbaserade (’dominance-controlled 

communities’). Det finns ett flertal modeller som beskriver hur nischutrymmet 

delas mellan olika organismer, de flesta har det gemensamt att olika organismer 

har olika breda nischer, att nischens bredd är kopplad till hur vanlig arten är, att 

nischens bredd är fast samt att hela nischutrymmet utnyttjas (Levin, 1970; 

MacArthur, 1960; Tokeshi, 1990). Här finns, för en enskild art, ofta en avvägning 

mellan spridningsförmåga och konkurrenskraft. Vissa arter sprider sig bra i ett 

landskap men kan lätt bli utkonkurrerade och för åter andra arter är det tvärtom. 

5.1 Artrikedom 

Artrikedomen är ofta som störst i en intermediär successionsfas efter en störning. 

Teorin om detta lanserades under 1970-talet i några olika varianter, och de brukar 

sammanfattas som ’the intermediate disturbance theory’ (’teorin om att lagom 

störning gynnar flest’) se t.ex. (Connell, 1978) eller (Fox och Connell, 1979). Ser 

man nedbrytningen av ett träd som en succession så borde det då finnas flest arter 

någonstans i mitten av denna nedbrytningsprocess. Renvall (1995) fann också att 

flest arter av vedsvampar fanns i intermediära nedbrytningsstadier på tall- och 

granlågor i norra Finland. Även om denna teori debatteras från och till har den 

nyligen verifierats i tropisk regnskog (Molino och Sabatier, 2001) och den är viktig 

i diskussioner om störning och artrikedom. En förklaring till att intermediär 

störningsfrekvens ger högre artrikedom kan vara att arterna i slutfasen inte hinner 

konkurrera ut arter som är mer inriktade på att snabbt kolonisera ett nytt substrat 

eller habitat. Arter med god spridningsförmåga har ofta en bättre populationstillväxt 

på nya lokaler, därför att deras predatorer och artspecifika parasiter inte hunnit 

kolonisera lika snabbt (Southwood och Comins, 1976) eller (Hanski, 1985). I 

17


sedan länge ostörda miljöer konkurrerar så småningom en eller ett par konkurrenskraftiga 

arter ut de andra arterna och artrikedomen sjunker, ’the competitive 

exclusion principle’ (’utslagningsprincipen’) träder in (t.ex. MacArthur och 

Levins, 1964). I de fall mängden av ett nytt substrat plötsligt blir mycket stor föreligger 

’ett tillstånd av tillfälligt upphörd konkurrens’ (’competitive release situation’). 

Denna situation är förmodligen helt relevant för hastigt uppkomna stora 

virkesbrötar. 

5.2 Livshistoriestrategier 

Enligt ekologisk teori bör det hos nischbaserade samhällen finnas en kompromiss 

eller avvägning (’trade-off’)) hos arterna i den döda veden, så att konkurrenssvaga 

arter med god spridningsförmåga återfinns i början av successionen och de mer 

svårspridda men konkurrensstarka arterna dominerar i de äldre nedbrytningsstadierna. 

Detta stöds också av vissa studier av vedsvampar (Heilmann-Clausen och 

Christensen, 2005; Holmer m.fl., 1997). Enligt andra teorier (t.ex. ‘the theory of 

habitat templet’ (Southwood, 1977)) så beror organismers förmåga att sprida sig 

på hur permanenta eller stabila deras habitat är i både tid och rum. Den tidiga fasen 

med färsk död ved är i ett art- och näringsutbudsperspektiv av kortlivad, tillfällig 

natur. Organismer knutna till tillfälliga substrat har ofta en god spridningsförmåga 

medan arter i mer stabila miljöer brukar ha en betydligt sämre spridningsförmåga. 

Död ved kan klassas som substrat av både tillfällig eller mer stabil 

natur, de sena väl nedbrutna stadierna kan sträcka sig över flera decennier. Arter 

med god spridningsförmåga har ofta en bättre populationsstillväxt på nya lokaler 

än på gamla, därför att deras artspecifika parasiter eller konkurrenter (som ofta har 

en sämre spridningsförmåga) ännu inte har hunnit dit. Dessa arter kallas ibland för 

vagabonder (’super-tramps’). Fenomenet har beskrivits som ”fiende-hypotesen” 

(’the enemy hypothesis’). 

5.3 Artsammansättning 

Inom samhällsekologin talar man om sammansättningsprinciper (’assembly rules’) 

som bestämmer vilka arter som kommer att finnas i ett visst område. Exempel 

på sådana reglerande mekanismer kan vara spridning, konkurrens, habitatkrav 

m.m. och dessa har stor betydelse för artsammansättning vid störningar och restaurering 

(Temperton m.fl., 2004). Efter stora störningar bestäms ofta artsammansättningen 

av vilka arter som slumpmässigt lyckats överleva, avståndet till 

närmaste spridningskälla och andra faktorer som kan styra den följande successionen 

(Turner m.fl., 1998). 

Om man sammanställer artlistor för en organismgrupp som förekommer i ett speciellt 

habitat och för ett antal olika lokaler (förekomst/icke-förekomst), kan deras 

förekomster redovisas grafiskt i form av en triangel. I toppen av triangeln återfinns 

de arter som man har funnit på bara någon eller några lokaler (’topparter’) 

och vid triangelns bas återfinns vanliga arter som finns på alla lokaler. Om arter 

som är vanliga på de artfattiga lokalerna också finns på de artrika lokalerna, så 

betyder det att de sällsynta arterna är inskränkta till artrikare lokaler samt att artfattigare 

lokaler är förutsägbara ”subsets” av de artrikare lokalerna och att organismgruppen 

kännetecknas av ett hierarkiskt förekomstmönster (nestedness). 

Nästan alla organismgrupper har visat sig ha ett mer eller mindre tydligt nested- 

18


ness-mönster I Sverige har man t.ex. funnit ett nestedness-mönster hos vedlevande 

levermossor (Sjögren-Gulve 1999), vedskalbaggar i ekskogar (Niclas Franc 

opubl.) och vedsvampar (Berglund & Jonsson 2001, 2003, 2004). Detta betyder 

att många sällsynta arter i praktiken blir inskränkta till större och mer artrika förekomster 

av ansamlingar av död ved. Om konkurrensen inte är den avgörande faktorn 

för artsammansättningen brukar man istället tala om spridningsbaserade växtoch 

djursamhällen, t.ex. Connell (1978) eller Tokeshi (1990) (’founder-controlled 

communities’). 

I spridningsbaserade växt- och djursamhällen har arterna så lika habitatkrav att 

vanligare arter av sannolikhetsskäl oftare finner ett nytt substrat – jämfört med 

sällsyntare. Arterna i dessa samhällen saknar i princip unika nischer och vilka 

arter som förekommer vid de olika platserna avgörs helt av vem som hittar dit 

först (’competitive lottery’) ( Dawson 1970; Fagerström, 1988). Lotterimodellen 

har också fungerat som en bra modell för forskare som har studerat artsammansättningen 

av Tribolium-arter (mjölbaggearter) (Sale 1977), territoriella fiskar i 

tropiska korallrev och artrikedom i kalkrika gräsmarker (Chesson 1986). Modellen 

innebär samtidigt att små habitatöar ofta bara hyser de vanligaste arterna medan 

stora habitatöar hyser fler arter genom att de också har fler specialister. Att 

små lokaler ofta har en artfattigare och ”trivialare” artstock har också beskrivits 

som att en så kallad ’mängdeffekt’ (’mass effect’) opererar, dvs. att vanliga arter 

hittar och besätter dessa före sällsynta specialister som med tiden därför endast 

kommer att hittas i större lokaler (Shmida och Wilson, 1985). 

En av de absolut mest spridda och välkända ekologiska teorierna för spridningsbaserade 

växt- och djursamhällen är MacArthur & Wilsons ö-biogeografiteori 

(MacArthur och Wilson, 1967). Grunden för denna är att man finner ofta att stora 

öar har en större artrikedom än små. Det förklarar MacArthur och Wilson med att 

sannolikheten för utdöende är större på en liten ö än på en stor och att sannolikheten 

för att en liten ö skall koloniseras är mindre än sannolikheten att en stor ö 

skall koloniseras. Artrikedomen på en ö bestäms därför enligt MacArthurs och 

Wilsons ö-teori av jämvikten mellan lokalt utdöende och kolonisation på den enskilda 

ön. Det har ofta gjorts paralleller mellan verkliga öar och habitatöar (Ås, 

1993), som kan vara ett resultat av en markanvändning som fragmenterar (styckar 

upp) tidigare sammanhängande områden, t.ex. gammelskog. Art/area-sambanden 

och fragmenteringsprocesserna diskuterades tidigt bland naturvårdsbiologer 

främst i form av den s.k. SLOSS-debatten (Single Large Or Several Small). I 

SLOSS-debatten diskuterade man ivrigt om för- och nackdelar med att samla all 

areal i en enda yta eller om det var mer optimalt att fördela den skyddade habitatytan 

i två eller flera olika områden. Man fann snart att det fanns olika optimala 

lösningar för olika biotoper, arter och organismgrupper (Gilpin och Diamond, 

1984; Margules m.fl., 1982; Saunders m.fl., 1991). Skogsbestånd som har mycket 

död ved kan mer och mer liknas vid öar omgivna av att hav som utgörs av produktionsskogar. 

Lokaler rika på död ved bildar då en slags arkipelag som kan vara 

mer eller mindre fragmenterad, vilket i sin tur påverkar artrikedomen och sammansättningen 

av arter. 

Fahrig (2002) gjorde nyligen en genomgång av några olika modeller som man 

använt för att förklara och förutse utdöenden i ett alltmer fragmenterat landskap. 

Eftersom olika arter försvinner vid olika tidpunkter vid fragmenteringsprocessen, 

vill man i modellerna komma åt den kritiska nivån, vid vilken en viss art inte 

19


längre kan klara sig i landskapet utan kommer att dö ut. Denna nivå kallas för 

tröskelvärde för utdöende (’extinction threshold’) och kan definieras som den 

minsta tillgång på biotop som krävs för att en population av en viss art ska kunna 

överleva långsiktigt i ett landskap. Fragmenteringen är då en av många olika faktorer 

som har effekt på denna kritiska nivå. I mer fragmenterade landskap krävs 

det större arealer av de aktuella biotoperna för att en art ska kunna överleva. Modellerna 

förutspår stora fördelar med att klumpa biotoperna för stationära arter 

som sällan rör sig i ”havet”. Enligt dessa modeller bör man således koncentrera 

naturvårdsinsatserna till färre men större områden. För mer spridningsbenägna 

arter är effekterna av fragmenteringen dels mindre och dels blir naturförhållandena 

i ”havet” också mycket viktiga. 

Artrikedomen man finner i en lokal punkt (”bestånd”) har visat sig ha en bättre 

korrelation med tillgången på habitat i en landskapsskala än med lokala kriterier 

(Ahnlund, 1996; Ahnlund, 1997; Ahnlund och Lindhe, 1992; Jonsell och Eriksson, 

2001; Økland m.fl., 1996). För många arter blir därför en koncentration av 

stora mängder substrat inom någorlunda begränsad areal en bättre naturvårdsstrategi, 

jämfört med att ha samma substratmängd utspridd över en stor yta. Detta 

mönster har också kunnats visas genom modellering (Hanski 2000; Huxel och 

Hastings, 1999). 

20


6 Organismgrupper knutna till död ved 

Det finns många olika grupper av saproxyla (beroende av död ved) organismer 

och de beter sig ofta på helt olika sätt i förhållande till störningar som större 

stormfällningar. Innan vi går in på effekterna av extrema störningars effekter, presenterar 

vi därför de båda organismgrupper vi tar upp och diskuterar. 

6.1 Vedskalbaggar 

Faunan av vedskalbaggar har under senare år blivit en alltmer central grupp för 

den svenska naturvården. Detta beror dels på att de utgör en ekologiskt relativt 

välkänd grupp i de nordiska länderna, där både granens, tallens och lövträdens 

fauna blivit utförligt dokumenterade. De vedlevande skalbaggarna är mycket artrika 

med 1 327 arter i Sverige (Dahlberg & Stokland, 2004), varav en stor andel 

rödlistade arter (418 saproxyla arter i den nu gällande rödlistan). 

Vedlevande skalbaggar utgör en grupp som har minskat dramatiskt i Norden under 

senare år främst på grund av att deras livsmiljöer har försvunnit (framförallt 

innanmurkna jätteträd och död ved i alla former) till följd av den omdaning av 

landskapet som skett efter industrialiseringen och mekaniseringen av både skogsoch 

jordbruk (Ehnström och Axelsson, 2002; Eliasson och Nilsson, 1999; Heliövaara 

och Väisänen, 1984; Nilsson m. fl., 2001; Siitonen, 2001). 

Vedlevande skalbaggar är under sin larvperiod stationära och ganska snävt knutna 

till speciella ekologiska nischer i skogen medan de fullvuxna skalbaggarna söker 

upp nya substrat och därigenom sprider arten. Deras rörelse i landskapet är delvis 

aktiv då de kan lokalisera sina speciella substrat med hjälp av både syn och lukt 

(Guevara m.fl., 2000; Jonsell och Nordlander, 1995), t.ex. kambiumlevande vedinsekter, 

dvs. arter som utvecklas under bark i samband med trädets eller grenens 

död, sprider sig ofta flera mil ((Forsse, 1989; Forsse och Solbreck, 1985; Nilssen, 

1984). Den inom skogsbruket välkända snytbaggen Hylobius abietis har visat sig 

kunna flyga 171 km (Nilssen, 1984)! En annan indikation på detta är granbarkborrens 

Ips typographus genetiska struktur som tyder på att arten har en mycket god 

spridningsförmåga (Stauffer m.fl., 1999). Även specialiserade predatorer har ofta 

bra spridningsförmåga, t.ex. har barkglansbaggearten Rhizophagus grandis, som i 

stort sett uteslutande lever på jättebastborren Dendroctonus micans, visat sig 

kunna spridas upp till 4 km (Fielding m.fl., 1991). Brandfältsarterna (t.ex. sotsvart 

praktbagge Melanophila acuminata) har också en mycket bra spridningsförmåga 

(Wikars, 1992; Wikars, 1997). 

Vissa hålträdsarter har en riktigt dålig spridningsförmåga och detta anser man har 

sin förklaring i att de anpassats till och lever i långlivade habitat (Hedin 2000, 

2003). Till denna grupp räknar man en lång rad knäppare (Martin 1989, Nilsson & 

Baranowski 1994), mulmlevande bladhorningar (Nilsson m.fl. 2002) och vissa 

mulmlevande smådjur. Den mest välkända arten inom gruppen är läderbaggen 

Osmoderma eremita, vilken spred sig som längst 190 m vid ett fångst- återfångstförsök 

i eklandskapet söder om Linköping (Ranius 2000). 

21


6.2 Vedsvampar 

Vedsvamparna är en mycket artrik grupp i våra skogsekosystem med många rödlistade 

arter. Man har beräknat att det finns 2 021 vedlevande storsvampar i 

Sverige (Dahlberg & Stokland 2004). En grupp med stor naturvårdspotential är 

tickorna (Polyporales s. lat), med drygt 200 arter i Sverige, där flera går att känna 

igen redan i fält. Det finns numera ganska många naturvårdsinriktade studier på 

vedsvampar i nordiska skogsekosystem (Heilmann-Clausen och Christensen, 

2005; Nordén m.fl., 2004; Penttilä m.fl., 2004; Rolstad m.fl., 2004; Sverdrup- 

Thygeson och Lindenmayer, 2003). I de nemorala miljöerna finns det däremot 

bara enstaka studier, t.ex. från bokskogar i Danmark (Heilmann-Clausen och 

Christensen, 2003; Heilmann-Clausen och Christensen, 2005) och från hässlen på 

Öland (Nordén och Paltto, 2001). 

Många vedsvampar har visat sig ha en betydande spridningsförmåga (Hallenberg 

och Kuffer, 2001; Kauserud, 2001; Nordén och Larsson, 2000) och den har 

kopplats till deras enormt stora sporproduktion i kombination med att dessa sporer 

är mycket små och därmed kan spridas vida omkring. Det är dock osäkert vilken 

roll som denna förmåga till långdistansspridning spelar i naturen. Man måste 

skilja på spridning som leder till etablering och förökning å ena sidan och sporernas 

förmåga att sprida sig långa sträckor å andra sidan. Förmodligen är det själva 

etableringen på nya lokaler som snarare än spridningen utgör nålsögat för många 

vedsvampsarter (t.ex. Heilmann-Clausen, 2003). Flera studier har visat att även 

mer sällsynta och rödlistade vedsvampar (som gränsticka Phellinus nigrolimitatus, 

rosenticka Fomitopsis rosea, rynkskinn Phlebia centrifuga, doftskinn Cystostereum 

murraii och prakttagging Steccherinum robustius) har ett högt genflöde 

mellan lokaler och därmed en förmodat god spridning i landskapet (Högberg & 

Stenlid 1999; Kauserud, 2001; Nordén och Larsson 2000; Kauserud och Schumacher, 

2003). Det finns dock några forskarrapporter som tyder på att även vissa 

vedsvampar har en sämre spridning och därmed en lägre genetisk variation och en 

sämre sporvitalitet i små och isolerade populationer (Högberg, 1998). 

22

TP 

PT Metapopulationsdynamik 


7 Ekologiska artgrupper vilka kan tänkas 

gynnas av större stormfällningar 

7.1 Vagabonder 

Arter som med utpräglad snabbhet rör sig mellan kortvariga habitatöar och därmed 

har en substratuppsökande livsstil (‘patch-tracking lifestyle’) skiljer sig på 

2 

flera olika sätt från arter med klassisk metapopulationsdynamikTPF FPT. De dör ofta ut 

lokalt både därför att (1) miljön kollapsar, (2) de blir utsatta för ett högt parasit/predationstryck 

som de brukar kompensera för genom att ha (3) en god spridningsförmåga. 

De flesta djurgrupper har dessutom (4) god förmåga (ex. luktsinne, 

värmesinne) att spåra/hitta nya miljöer. De brukar däremot ha en (5) ganska dålig 

konkurrensförmåga och de mest typiska inom denna kategori har man ibland kallat 

för vagabonder (‘super-tramps’; Diamond, 1975). Skalbaggar inom släktet 

tickgnagare Dorcatoma har visat sig vara en sådan grupp. Dorcatoma-arterna bli 

lätt utkonkurrerade av olika Cis-arter (svampborrare) som också lever i tickor. De 

flyger dock regelbundet längre och hittar även avlägsna tickor. De använder sig av 

könsferomoner för att hitta varandra. De blir hårt parasiterade på äldre lokaler 

eftersom artspecifika parasitoider så småningom hittar även till mer isolerade populationer. 

Dessa arter gynnas därför initialt av plötsliga uppträdanden av nya 

substrat. Det förhållande att lättspridda arter för en kort tid lever i frånvaro av sina 

predatorer och/eller parasiter har också lanserats som ’the enemy hypothesis’ 

(Lawton, 1986; Lei och Hanski 1998). 

Slutsats 

I denna artgrupp kan man tänka sig att större tätheter med vindfällen initialt fungerar 

som bra miljöer för vagabonder där de under kortare perioder kan bygga upp 

stora populationer. 

7.2 Konkurrenskänsliga specialister som drabbas av masseffekten 

Vid stora stormfällningar nybildas så mycket lämpliga substrat för många vedinsekter 

och vedsvampar, att konkurrensen om dessa minskar eller upphör. Det uppstår 

kortvarigt en ‘competitive release situation’. Ett beroende av stora mängder 

substrat har exempelvis konstaterats för den kambiumlevande arten större barkplattbagge 

Pytho kolwensis, som i en finsk studie (Siitonen och Saaristo, 2000) 

endast hittades i granbestånd med en volym död ved mellan 73-111 kubikmeter 

per hektar! En underliggande tänkbar mekanism för dessa mönster kan vara den så 

kallade masseffekten (Shmida & Wilson 1985), som fungerar så att de flesta specialister 

konkurreras ut när miljöerna fragmenteras och de alltid närvarande generalisterna 

snabbare kan ta substraten i besittning. Den större barkplattbaggen blir 

ofta utkonkurrerad av den vanliga arten skulderbock Oxymirus cursor men klarar 

2 

avser dynamiken hos delpopulationer inom en art. Enligt denna teori är 

en arts totala populationsstorlek ett resultat av lokala utdöenden och kolonisationer hos dess 

delpopulationer. 

23


sig som bäst vid de situationer av ‘competitive release’ som uppstår då tillgången 

på substrat kortvarigt är mycket stor. Det finns också nordiska forskare som har 

försökt att förklara sammansättningen av arter i olika skogsbestånd genom att 

diskutera Shmida och Wilsons hypotes om masseffekten. 

Ås (1993 och 1999) kunde konstatera, att i små habitatfläckar blir det oftast bara 

de arter som också är vanliga i det omgivande landskapet (matrixen) som kommer 

att överleva och omvänt att många, mer krävande specialister blir begränsade till 

större habitatfläckar. Wikars (1997) diskuterar också kring dessa fenomen då han 

menar att den lilla brandlöparen Sericoda quadripunctatum behöver brandfält i en 

matrix av mogen skog för att överleva. På brända hyggen blir den ofta utkonkurrerad 

av andra marklevande skalbaggar anpassade till mer solvarma miljöer. 

Slutsats 

Stora områden med vindfällda träd gynnar många specialister under en kort period, 

dels därför att den så kallade masseffekten blir mindre uttalad i centrum av 

större brötar och dels genom att det uppstår en ‘competitive release situation’, 

dvs. en situation med plötsligt nästan utebliven konkurrens och en stor mängd 

lämpligt substrat. 

7.3 Arter på hög trofisk nivå 

På senare tid har modeller använts för att studera olika näringskedjors (växt-herbivor-parasit/predator) 

reaktion på fragmentering. Det har då visat sig att äldre 

och större habitatfläckar i ett landskap ofta får längre näringskedjor därför att rovdjur 

och parasitoider gynnas. Enligt en teori om trofinivåns betydelse (betydelsen 

av artens position i näringsväven) för utdöende vid fragmentering (‘The trophiclevel 

hypothesis of island-biogeography’; Holt, 1996; Lawton, 1995) är predatorer 

och parasiter mer benägna att dö ut lokalt på grund av att habitaten fragmenteras 

än sina värdar eller bytesdjur. 

Befintliga forskningsresultat antyder också att så är fallet. Man har visat detta 

empiriskt för växtätande insekter och deras värdväxter (Kreuss och Tscharntke, 

2000), svampparasiter och växter (Colling & Matthies 2004) och för så kallade 

tri-trofiska system som inkluderar växtätarnas parasiter och parasitoider 

(Tscharntke och Brandl, 2004; Tscharntke m.fl., 2002; Zabel och Tscharntke, 

1998). Få relevanta studier har dock gjorts bland saproxyla organismer. Enligt 

Rolstad m.fl. (2004) visar vedsvampar på lågor i granskog inga lokala 

fragmenteringseffekter vid liten och spridd förekomst av död ved. Insekter som 

lever i tickor kan dock visa en sådan effekt (Rukke, 2000; Schiegg, 2000; 

Takahashi m.fl., 2005). Att saproxyla näringsvävar kan förkortas av 

fragmentering har belysts av Komonen m.fl., (2000). 

Slutsats 

Parasiter och predatorer är extra känsliga och är de första som försvinner när landskapen 

bli mer fragmenterade därför att de i högre grad än andra kräver stora 

fragment. Många akut hotade eller försvunna vedinsekter hör till denna grupp och 

det är troligt att vissa kan gynnas av stora ansamlingar av död ved som bildats 

genom kraftiga störningar såsom extrema stormar. 

24


Det är förmodligen viktigt att dessa arter, åtminstone vid enstaka tillfällen, också 

kan tillåtas bygga upp stora populationer. När de väl har uppnått stor population 

kommer även dessa arter (på högre trofiska nivåer) att sprida sig längre och bättre 

till andra habitfläckar i omgivningen (’mass effect’) Då kan de också tänkas 

komma att berika små och svaga populationer bland sina artfränder i det omgivande 

landskapet genom att tillföra ny genetisk variation (’rescue effect’). 

Om denna ”räddningseffekt” verkligen föreligger så betyder det att större vindfällen 

och i senare tid anlagda så kallade ”trädkyrkogårdar” spelar en viktig roll 

om vi önskar att bibehålla även denna del av den biologiska mångfalden. 

25


8 Exempel på enskilda arter som gynnas 

av stora aggregationer av död ved 

Inom denna grupp finns både arter som har dålig och ganska bra spridningsförmåga. 

De kan ha en god konkurrensförmåga men behöver ofta lång tid för att bygga 

upp stora populationer och kan endast göra det när det finns en stor mängd av 

substrat som ligger tätt. Om lokalerna ligger för glest, kan arter med sämre spridningsförmåga 

få minskat eller obefintligt genflöde mellan populationer som följd. 

Detta gäller t.ex. för den ännu ganska vanliga arten Bolitophagus reticulatus som 

lever i fnösktickor (Knutsen m.fl., 2000; Sverdrup-Thygeson och Midtgaard, 

1998). Senare studier har dock visat att arten under kortare perioder har betydligt 

bättre spridningsförmåga (Jonsson, 2003). Detta visar hur svårt det är att få bra 

data på spridningsförmåga hos olika arter och att den ofta underskattas. Spridningsförmågan 

varierar ofta starkt i tid och rum och mellan olika landskap. 

Några arter, som företrädesvis hittas i så kallade LSK-skogar (skogar med lång 

skoglig kontinuitet), har visat sig ha en ganska hygglig spridningsförmåga. Ett 

sådant exempel är den rödhalsade svartbaggen Oplocephala haemorrhoidalis, 

som kan flyga flera kilometer (Jonsson, 2003)). Den har däremot visat sig vara 

beroende av att det finns en stor mängd och en hög koncentration av det substrat 

(fnösketickor) som den lever av. Ett liknande mönster har upptäckts för de insekter 

som lever av skiktdynesvampen Daldinia loculata (Wikars 2001). 

Även relativt lättspridda arter som rosentickan Fomitopsis rosea och rynkskinnet 

Phlebia centrifuga bygger upp sina populationer mycket lokalt och sprider sig 

bäst inom en radie på några tiotal meter. Av samma anledning blir död ved som 

ligger i ett lokalt artrikt område med vedsvampar snabbare koloniserat och 

lågorna får i ett sådant område en snabbare ökning av artrikedomen (Edman m.fl., 

2004). Man kunde visa att antalet arter som koloniserade utlagd död ved var 

3 

signifikant högre på lokaler med stor volym död ved (43 mP 

P/ha) än lokaler fattiga 

3 

på död ved (3 mP 

P/ha). Enligt flera undersökningar verkar det som om enskilda 

skogsbestånd måste ha mer än 20 kubikmeter död ved per hektar för att de 

naturvårdsintressanta arterna ska trivas (Martikainen m.fl., 2000; Penttilä m.fl., 

2004). Det har dock ifrågasatts att låta detta vara en generell rekommendation (De 

Jong och Almstedt, 2005), då olika hotade arter har olika mängdkrav och 

kvalitetskrav (Jonsson m.fl., 2005). Många vedsvampar skyddas, i likhet med 

andra organismgrupper, förmodligen bäst med en koncentrerad naturvård, även 

om de flesta arter då och då också dyker upp i små och isolerade områdesskydd 

eller till och med på enstaka lämpliga mikrohabitat i produktionslandskapet. 

Granbarkborre eller åttatandad barkborre Ips typographus är kanske den mest 

välkända art som gynnas av vindfällen och är ju också en svår skadegörare på 

levande träd. I ett mångfaldssammanhang bör påpekas att mer än 120 arter av insekter 

och kvalster lever i granbarkborrens gångar. De äter här granbarkborrar, 

antingen som ägg, larv, puppa eller fullbildad insekt. Fienderna minskar borrarnas 

antal avsevärt. Många av dessa barkborrens fiender är sällsynta, speciellt gäller 

detta i kulturskogarna, och flera dussin av dem är med på den svenska rödlistan! 

Granbarkborren har därför i flera fall utpekats som en ”nyckelart” i granskogarna. 

26


Forskning i och omkring extrema ansamlingar av död ved som skulle kunna belysa 

om ovannämnda teorier håller är ytterst knapphändig. Det finns dock färska 

resultat som tyder på att brötar efter större katastrofartade vädersituationer ger 

möjligheter för vissa sällsynta arter att blomma upp. Så fann Flygh (2001) den 

ytterst sällsynta skinnsvampen Ramaricium suecicum i en jättebröt vid Fulufjället 

i Dalarna. Denna extrema ansamling av död ved skapades av en störtflod som 

drog fram genom en gammelskog efter ett skyfall 1997. På bröten hittades också 

stora förekomster av den sällsynta gelésvampen Craterocolla insignis, som är 

parasit på svampar i den döda veden. Arten förekommer förmodligen sällsynt i 

landskapet men kan få stora lokala populationer under speciellt gynnsamma betingelser. 

Detta mönster kan gälla flera arter, speciellt ”följearter” eller parasitiska arter som 

gynnas av stora ansamlingar av död ved, t.ex. efter det stora brandåret 1933 då 

tallbocken (Monochamus sutor) massförökades i de stora mängderna branddödade 

träd (Forsslund, 1934), liksom för den sällsynta orangefläckiga brunbaggen Dircaea 

australis, som i senare tid hittades i stora mängder i hormoslyrdödade björkar 

i östra Småland (Ehnström & Axelsson 2002). Arten kan ha funnits på enstaka 

platser innan och nu ”blommat upp” i så stort antal att den lätt hittades. I Tyskland 

har en undersökning genomförts av ett stort område vindfälld gran (Honold och 

Oberwinkler, 1999). Man undersökte bland annat om risken för parasitangrepp av 

kända skadegörare på den levande skogen kunde öka på grund av ökad sporspridning 

från brötar, men kom fram till att risken var liten. 

Det finns också vissa exempel på att ansamlingar av död ved av klenare dimensioner, 

exemeplvis GROT (grenar och toppar), kan hysa vissa sällsynta och specialiserade 

arter. T.ex. förekommer den specialiserade ascomyceten Rosellinia thelena 

och basidiomyceten Luellia recondita främst i GROT-högar med gran. 

Slutsats 

Många arter är av olika anledningar mest vanliga i områden med större ansamlingar 

av död ved eller till områden där den döda veden finns i sådan mängd att 

arters spridning mellan enskilda lågor ej är ett problem (uppträder med hög konnektivitet). 

Forskning som fokuserat på just denna fråga är dock ovanlig. Jonsson 

m.fl. 2005 diskuterar i någon mån vikten av lokaler med stor mängd död ved: 

”As many dead wood dependent species are rare, the populations will be large enough to ensure 

local survival for longer time periods only in sites with large volumes of dead wood. Thus, even if 

a fair number of suitable logs occur scattered among small stands in the landscape, many species 

may be dependent on abundant dispersal from a few large source populations”. 

Resultaten från jättebröten efter skyfallet vid Fulufjället pekar dock mot att brötar 

efter större katastrofer hyser goda möjligheter för sällsynta arter att blomma upp. 

27


9 Speciella förhållanden hos större 

virkesbrötar 

Solexponering och fuktighetsgrad är viktiga faktorer för den döda vedens fauna 

och flora. Dessa faktorer leder till delvis olika artsammansättningar för både vedskalbaggar 

och vedsvampar (Dahlberg & Stokland 2004), liksom för vedskalbaggarnas 

parasiter (Hilszczanski m. fl., 2005). Graden av solexponering styrs i stor 

grad av hur stor yta som vindfälls. För att nå full solexponering måste en öppning 

i mogen skog överstiga ungefär två trädlängder i diameter. För enstaka vindfällen 

inne i skog är graden av solexponering väldigt liten jämfört med stora sammanhängande 

brötar. Men stora ansamlingar av död ved är inte heller enhetligt solexponerade. 

I en stor bröt eller i en GROT-hög är det endast de övre lagren som 

utsätts för kraftig uttorkning. En stor ansamling fällda träd, en ”bröt”, kan därför 

troligen innehålla en stor mängd nischer i form av kombinationer av grad av solexponering, 

närhet till mark och virkesgrovlek. Detta torde i sig vara en viktig 

faktor som kan öka mångfalden av arter som kan reproducera sig där. I jämförelse 

med nästan all annan död ved i skogslandskapet (tillskapad död ved på hyggen i 

form av högstubbar; självgallrade och vindfällda enstaka träd inne i bestånd) 

borde antalet kombinationer av substrat och deras mängd bli mycket större i stora 

brötar än i enstaka kvarlämnade högstubbar eller lågor. Dessutom har många 

vindfällda träd markkontakt, vilket gör att avdöendet fortgår över flera år, något 

som ett stort antal rödlistade arter är knutna till (Jonsell m.fl. 1998). 

28


10 Tidsaspekter och nedbrytning av död 

ved 

En viktig fråga för organismer som lever på och av död ved, men även för näringsomsättning 

och markprocesser, är hur länge den döda veden finns kvar. Nedbrytningen 

av död ved är endast delvis undersökt, empiriska undersökningar finns 

från framförallt Svealand och Norrland (Hofgaard, 1993; Hytteborn och Packham, 

1987; Liu och Hytteborn, 1991). På senare år har dock flera modelleringsansatser 

gjorts, speciellt för granved t.ex. av Ranius och Kindwall (2004). De visade bland 

annat att om man inte räknar med naturliga störningar som t.ex. vindfällning, tar 

det under rådande skogsskötselregim flera decennier att signifikant öka mängden 

död ved i skogen på en nationell skala. 

Kruys m.fl. (2002) modellerade den döda vedens nedbrytning i olika scenarier. 

Enligt de använda modellerna kan man räkna med att veden från exempelvis en 

vindfällning finns kvar i ekosystemet i ungefär 80 år. Empiriska data visar att död 

ved av gran har en nedbrytningstid som varierar mellan 50-120 år. Enstaka vindfällningar 

kan därför ge ett snabbt, signifikant och varaktigt tillskott till den totala 

mängden död ved i skogen. Hur stort tillskottet i produktionsskog blir beror i första 

hand på hur noggrant man tar ut virket. För en mångfald av saproxyla arter 

måste dock alla nedbrytningsstadier finnas. Jonsell m.fl. (1998) visade att antalet 

rödlistade skalbaggar är som högst i de tidiga-intermediära stadierna av nedbrytning, 

uppskattningsvis 5-15 år efter trädets död, men rödlistade arter hittas i alla 

nedbrytningsstadier. Variationen i både nedbrytning och uppehållstid i en nedbrytningsklass 

är mycket stor beroende på den döda vedens exponering, markkontakt 

och innehåll av nedbrytande organismer. 

Det är inte känt hur och om dessa siffror förändras i stora brötar. Det torde dock 

snarare bli en längre tid till total nedbrytning än en kortare. Dels på grund av ’release 

effect’, det tar längre tid för den enorma mängden död ved att koloniseras av 

nedbrytare, dels kan förhållandena i stora brötar vara mindre gynnsamma för nedbrytning 

för den ved som t.ex. ligger mer exponerat. Ved som ligger närmast marken 

kan å andra sidan tänkas få en hög nedbrytningshastighet på grund av större 

grad av beskuggning och markkontakt. Det kan alltså finnas en mycket stor variation 

i nedbrytning (många successionsstadier) på en mycket liten (mark-)yta i 

stormbrötar, jämfört med utspridda stockar inne i bestånd, ett faktum som i sig 

skapar förutsättning för en stor artrikedom. 

Slutsats 

Större brötar gynnar speciellt de arter och artgrupper som är knutna till död ved på 

solvarma lokaler men den stora variationen i position och läge för de fallna träden 

i brötar gör, att arter knutna till mer fuktiga och/eller skuggiga förhållanden bör 

kunna gynnas. Effekterna av en bröt kan förväntas kvarstå i minst 50 år innan 

veden är helt nedbruten. 

29


11 Naturvårdsnytta av stora 

stormfällningar - död ved 

Den absolut största potentiella naturvårdsnyttan en stor stormfällning kan ha är 

om en stor mängd död ved kan lämnas kvar i skogslandskapet. Om man då betraktar 

kvarlämnandet av fällda träd i ett geografiskt perspektiv, så kan naturvårdsnyttan 

variera beroende på om man väljer att koncentrera sina insatser till 

speciellt värdefulla trakter eller om samma insatser sprids ut över större områden. 

Skillnaden i effektivitet mellan dessa strategier beror till stor del på olika egenskaper 

hos de organismgrupper som man vill skydda – som spridningsförmåga, 

arternas relation till ljus/torka, eller deras arealkrav. De flesta arter gynnas av att 

man koncentrerar områdesskyddet till värdefulla trakter och värdekärnor men 

vissa extremt lättspridda arter kan istället gynnas av mer utspridda men ofta insatta 

punktåtgärder. Detta är fallet för en del brandspecialister, se t.ex. Wikars 

(1997). 

Ett system av enbart skyddade nyckelbiotoper är, enligt allt fler forskare, ineffektivt 

och oförmöget att skydda arealkrävande, svårspridda arter som bäst trivs i 

skogsavsnitt utan randeffekter (Aune m.fl., 2005; Berglund och Jonsson, 2005; 

Junninen och Kouki, 2006). Detta betyder att endast arter med mycket goda spridningsmöjligheter 

kan överleva i denna typ av arkipelag. Arter som lever i kortlivade 

habitat som t.ex. färsk död ved måste skyddas så att de störningar, främst 

vind, som skapar habitaten tillåts verka på ett tillräckligt kraftfullt sätt också utanför 

skyddade områden. Reservat tillhandahåller t.ex. ofta suboptimala habitat för 

sol- och värmegynnade vedinsekter (Niklasson och Drakenberg, 2001) men eftersom 

tillgången på död ved är mer stabil i reservaten, jämfört med det med trakthyggen 

brukade omkringliggande landskapet, kommer de att fungera som källområden 

för återkolonisering ute i produktionslandskapet. Wikars (1997) har t.ex. 

funnit att denna typ av populationsdynamik finns hos många brandgynnade insekter. 

Arterna utnyttjar olika habitat med olika spatiotemporal (rumslig och tidsmässig) 

dynamik. De finns i låga men sannolikt stabilare populationer i reservat med hög 

volym död ved och fri utveckling men uppnår bara höga tätheter i nystörd skog 

där optimala betingelser utvecklas. Bra exempel på arter med denna typ av dynamik 

är större flatbagge Peltis grossa, glansbaggen Ipida binotata och tretåig hackspett 

Picoides tridactylites, som alla förekommer i låga tätheter i barrnaturskogar 

tack vare lokal granbarkborredynamik men som blommar upp i samband större 

störningar (brand, stormfällning, avverkning med generös hänsyn). Samma resonemang 

kan föras för den vitryggiga hackspetten som starkt gynnas av död ved på 

brandfält men kräver stora sammanhängande naturbestånd med lövträd för överlevnad 

(Mild och Stighäll, 2005). Geografiska hänsyn och beaktande av den regionala 

artpoolens sammansättning bör vara en viktig faktor när man tar ställning 

till värdet av större vindfällen. 

Brötar är också effektiva skydd mot betande djur. I brötarna kan beteskänsliga 

lövträd föryngras effektivt förutsatt att frökällor finns i landskapet. Detta har konstaterats 

efter stormfällningar i Nordamerika och i stormluckor i Bialowiezasko- 

30


gen (Peterson, 2000b). Markförhållanden med rotvältor och omrörd mineraljord 

kommer också att få stora effekter under jord. Eftersom den döda veden blir kvar i 

brötarna måste markomrörningen, till skillnad mot t.ex. vid skogsbrand eller mekanisk 

markberedning (då veden tas bort), resultera i annorlunda effekter för markens 

kolbalans och näringsomsättning (Ulanova, 2000). Brötar, i kraft av att vara 

betesskyddade, kan därför på sikt utvecklas till lövträdsdominerade successioner 

med till sig kopplade stora naturvärden om de lämnas utan skogliga åtgärder. 

31


12 Andra effekter av stora 

stormfällningar 

Vi har ovan starkt uppmärksammat effekter av att spara den nyskapade döda veden 

efter stormfällning. För den stora arealen stormskadad skog efter en storm av 

Gudruns magnitud kommer den absoluta majoriteten vindfällt virke att tas om 

hand och forslas till industri. Vilken effekt har detta på den biologiska mångfalden? 

Ser vi till det enskilda beståndet torde effekten på mångfalden vara så nära 

ett vanligt kalhygge man kan komma. Beroende på hur träden brutits och tekniska 

problem, är det ändå tänkbart att mer död ved kan bli kvar än efter en normal slutavverkning. 

Samtidigt har larm om angrepp av granbarkborre fått många att vara 

extra noga med att tillvarata virket. 

En möjlig skillnad mot ett kalhygge kan vara rotvältorna, som inneburit en kraftig 

omrörning av marken på många håll. Frågan är dock i vilken mån denna skiljer 

sig från markberedning kvalitativt eller kvantitativt. Vid omrörning och hastigt 

ljusnedsläpp på marken aktiveras många arter som är vilande i fröbanken, t.ex. 

ärtväxter och andra blomväxter som inte funnits i skogsfasen. En mängd arter, 

ofta skvallrande om en tidigare annorlunda markanvändning som åker, äng eller 

bete, kan blomma upp (SBT 2006). Många missgynnade arter av fjärilar, 

skalbaggar och andra insekter men också fåglar, kan starkt komma att gynnas av 

detta stadium. När man tittar till effekten på en enskild plats, är det dock tveksamt 

om en extrem stormfällning i det här avseendet ger en särdeles avvikande effekt 

mot en kalavverkning och markberedning. 

Den största effekten av en storm av Gudruns omfattning är den stora arealen som 

påverkats på en gång. Över vidsträckta sammanhängande arealer i hela stormområdet 

har en fas med pionjärväxter redan inletts. Vi kan förvänta oss stora arealer 

med björkföryngring och kanske också asp och sälg, där frökällor och groningsförhållanden 

är gynnsamma. Trots skogsbrukets aviseringar om att åter plantera 

gran på merparten av stormarealen, kommer pionjärlövträden ändå kunna dominera 

stora arealer. De stora öppna ytorna i kombination med rotvältor talar starkt för 

detta. Här finns en stor potential att låta betydande arealer få stor inblandning av 

lövträd. Kan dessutom delar av detta avsättas eller skötas mer extensivt, har man 

gjort en stor restaureringsinsats. Många insekts- och fågelarter har minskat starkt i 

Sydsverige, just för att andelen lövträd minskat så starkt. Möjligheten är nu stor 

att stödja och hjälpa dessa arter. Det motsatta förhållandet kommer bli fallet om 

man väljer att ensidigt gynna planterad gran, genom att aktivt hålla nere lövföryngringen. 

Om detta blir fallet ser framtiden för mångfalden istället dystrare ut. 

Fortsatt utbredning av granmonokulturer är på sikt något av de sämsta scenarierna 

man kan tänka sig för mångfaldens vidkommande. 

Vad gäller död ved utanför de brötar som blir kvar, är frågan om vi kommer ha 

mer eller mindre död ved än innan stormen. Man kan tänka sig att ett tillskott, en 

”dödvedspuls”, trots allt kommer i bestånd där man inte lyckas ta ut alla fällda 

träd. Detta kan vara fallet i gallringsbestånd där enstaka träd fallit och den relativt 

låga skadenivån och åtkomstsituationen inte motiverat ett ingrepp. Detta torde 

vara fallet för avlägset belägna bestånd, för bestånd på öar och ute på mossar, som 

32


i stor utsträckning fått ett bestående tillskott av död ved efter Gudrun. Effekterna 

av detta för mångfalden går inte med säkerhet att uttala sig om förrän om några år 

då vindfällen ej längre är ekonomiskt eller skogsskademässigt intressant att ta ut. 

Generellt sett bör detta dock vara positivt för mångfalden, även om substrat av 

typen beskuggade spridda vindfällen av medelålders gran i produktionsbestånd 

inte är den största bristvaran ur mångfaldssynpunkt. 

33


13 Slutsatser och rekommendationer 

Empiriska data från tidigare mycket stora stormfällningar och deras inverkan på 

biologisk mångfald saknas i stor utsträckning. Vi kan därför dåligt sia om effekterna 

för mångfalden av stora stormfällningar. Med tanke på den generella bristen 

på död ved i sydsvenska skogar, pekar allt mot att den stora effekten på biologisk 

mångfald kommer i områden där död ved lämnas kvar, kanske främst i reservat, 

nyckelbiotoper och andra skyddade områden i främst Kronoberg och Halland. 

Många ekologiska teorier om artdiversitet och arters dynamik stödjer strategin att 

bevara områden med stora mängder substrat, speciellt viktigt är detta för konkurrenssvaga 

arter med dålig spridningsförmåga. Därför anser vi att större stormfällningar 

med stora mängder död ved har potential att ingå som en pusselbit i arbetet 

med att uppnå miljökvalitetsmålen och bibehålla den biologiska mångfalden i de 

svenska skogarna. De kan bli en (troligen mycket) värdefull del i den svenska 

modellen, och ett snabbt sätt att öka mängden död ved. Den stora mängden med 

ovanliga nischer med död ved, i kombination med den stora volymen död ved en 

stor bröt kan tillhandahålla på en liten yta, torde vara värdefullt för många idag 

hotade arter. Kanske är det också ett kostnadseffektivt sätt att rädda arter då 

stormfällt virke betalas betydligt sämre och är dyrare att upparbeta än virke från 

normala avverkningar. 

Oberoende forskningsresultat och synteser som gjorts för arter som lever på och i 

död ved specifikt men också för sällsynta arter i allmänhet, pekar på behovet av 

planering och allokering i rummet för bevarande av mångfalden i hårt fragmenterade 

landskap. Framför allt framhåller allt fler forskare nödvändigheten av att 

koncentrera insatserna till områden där ovanliga arter finns kvar. Detta är nödvändigt 

för att minska isolering mellan habitatöar, öka habitatöars storlek och att 

minska kanteffekter (Niklasson och Nilsson, 2005; Nilsson m.fl., 2001); Berglund 

och Jonsson 2005; Hanski 2000, DeJong m.fl. 2005, Jonsson m.fl. 2005, Edman 

2003, Huxel och Hastings (1999). Implikationen för stormbrötar blir då att de kan 

göra en större naturvårdsnytta om de sparas i närheten av reservat, nyckelbiotoper 

och andra kärnområden än om de sparas isolerat. 

Det finns ett stort forskningsbehov av att utröna var och i vilken omfattning 

stormfällen bör bevaras för optimering av naturvårdsnyttan. Viktiga frågor är att 

få veta om brötar nära kärnområden koloniseras snabbare och får en högre diversitet 

än brötar som ligger isolerade. Efter stormen Gudrun har ett stort nätverk av 

brötar med död ved, som skall få ligga kvar i minst 25 år, upprättats i hela stormområdet. 

Många av frågorna ovan kan förhoppningsvis besvaras med hjälp av 

framtida övervakning och forskning i dessa provytor. Likaså saknar vi kunskap 

om effekterna på landskapsnivå av de stora ytorna som nu hastigt öppnas upp för 

t.ex. arter som lever i öppna marker. 

34


14 Referenser 

Ahnlund H (1996) Vedinsekter på en sörmländsk aspstubbe. Entomologisk Tidskrift 

117:133-144. 

Ahnlund H (1997) Skydd eller skötsel: replik angående betydelsen av kontinuitet 

and substrattillgång för krävande insekter. Entomologisk Tidskrift 118:53- 

54. 

Ahnlund H, Lindhe A (1992) Hotade vedinsekter i barrskogslandskapet – några 

synpunkter utifrån studier av sörmländska brandfält, hällmarker och hyggen. 

Entomologisk Tidskrift 113:13-23. 

Aune K, Jonsson BG, Moen J (2005) Isolation and edge effects among woodland 

key habitats in Sweden: making fragmentation into forest policy? Biological 

Conservation 

Berglund H & Jonsson B G. 2001: Predictability of plant and fungal species richness 

of old-growth boreal forest islands. Journal of Vegetation Science 12: 

857-866. 

Berglund H & Jonsson B G. 2003: Nested plant and fungal communities; the importance 

of area and habitat quality in maximizing species capture in boreal 

old-growth forests. Biological Conservation 112: 319-328. 

Berglund H & Jonsson B G. 2004: Erratum to ”Nested plant and fungal communities; 

the importance of area and habitat quality in maximizing species 

capture in boreal old-growth forests.” Biological Conservation 117: 563- 

565. 

Berglund H, Jonsson BG (2005) Verifying an extinction debt in north Swedish 

boreal forests. Conservation Biology 

Bouget C, Duelli P (2004) The effects of windthrow on forest insect communities: 

a literature review. Biological Conservation 118:281-299 

Canham CD, Papaik MJ, Latty EF (2001) Interspecific variation in susceptibility 

to windthrow as a function of tree size and storm severity for northern temperate 

tree species. Canadian Journal of Forest Research-Revue Canadienne 

De Recherche Forestiere 31:1-10 

Colling G, Matthies D (2004) The effects of plant population size on the interactions 

between the endangered plant Scorzonera humilis, a specialised herbivore, 

and a phytopathogenic fungus. Oikos 105: 71-78. 

Connell JH (1978) Diversity in Tropical Rain Forests and Coral Reefs. Science 3- 

199:1302 

Coutts MP (1986) Components of tree stability in Sitka Spruce on peaty gley soil. 

Forestry 59:173-197 

Dahlberg A, Stokland JN (2004) Vedlevande arters krav på substrat - sammanställning 

och analys av 3 600 arter. In. Skogsstyrelsen 

De Jong J, Almstedt M (eds) (2005) Död ved i levande skogar. Hur mycket behövs 

och hur kan målet nås? Naturvårdsverket 

35


Denslow J (1980) Patterns of plant species diversity during succession under different 

disturbance regimes. Oecologia 46:18-21 

Diamond JM (1975) Assembly of species communities. In: Cody, Diamond (eds) 

Ecology and Evolution of Communities. Belknap, Cambridge, MA, pp 342- 

444 

Dyer JM, Baird PR (1997) Wind disturbance in remnant forest stands along the 

prairie-forest ecotone, Minnesota, USA. Plant Ecology 129:121-134 

Edman M, Kruys N, Jonsson BG (2004) Local dispersal sources strongly affect 

colonisation patterns of wood-decaying fungi on experimental logs. Ecological 

Applications 14:893-901 

Eggler WA (1941) Primary Succession on Volcanic Deposits in Southern Idaho. 

Ecological Monographs 11:277 

Ehnström B, Axelsson R (2002) Insektsgnag i bark och ved. ArtDatabanken 

Eliasson P, Nilsson SG (1999) Rättat efter Skogarnes aftagande- en miljöhistorisk 

undersökning av den svenska eken under 1700- och 1800-talen. Bebyggelsehistorisk 

Tidskrift 37:33-64 

Esseen P-A, Ehnström B, Ericson L, Sjöberg K (1997) Boreal forests. Ecological 

Bulletins 46:16-47 

Everham EM, Brokaw NVL (1996) Forest damage and recovery from 

catastrophic wind. Botanical Review 62:113-185 

Fahrig L. 2002: Effect of habitat fragmentation on the extinction threshold: a 

synthesis. Ecological Application 12: 346-353. 

Fagerström T (1988) Lotteries in communities of sessile organisms. TREE 3:303- 

306 

Fielding NJ, O´Keefe T, C.J K (1991) Dispersal and host-finding capability of the 

predator beetle Rhizophagus grandis Gyll. (Col., Rhizophagidae). Journal of 

Applied Entomology 112:89-98 

Flygh G (2001) Vedsvampsfloran på granlågor vid Fulufjället efter störtfloden 

1997. Göteborgs Universitet, Botaniska Institutionen 

Forsse E (1989) Migration in barkbeetles with special reference to the spruce bark 

beetle Ips typographus. In: SLU Uppsala 

Forsse E, Solbreck C (1985) Migration in bark beetle Ips typographus L.: duration 

timing and height of flight. Zeitschrift fur angewandte Entomologie 

44:1787-1795 

Forsslund K-H (1934) Tallbockens (Monochamus sutor L.) uppträdande på brandfält 

i norra Sverige sommaren 1933. Skogsvårdsföreningens Tidskrift 1- 

2:23-38 

Fox JF, Connell JH (1979) Intermediate-Disturbance Hypothesis. Science 3- 

204:1344 

Fridman J, Walheim M (2000) Amount, structure, and dynamics of dead wood on 

managed forestland in Sweden. Forest Ecology and Management 131:23-36 

36


Gardiner BA, Quine CP (2000) Management of forests to reduce the risk of 

abiotic damage - a review with particular reference to the effects of strong 

winds. Forest Ecology and Management 135:261-277 

Gilpin ME, Diamond J (1984) Are species co-occurrences on islands non-random, 

and are null hypothesis useful in community ecology. In: Strong DR, Simberloff 

D, Abele LG, Thistle AB (eds) Ecological communities: conceptual 

issues and the evidence. Princeton University Press, Princeton, NJ, pp 297- 

315 

Guevara R, Hutcheson A, A.C. M, Rayner ADM, Reynolds SE (2000) Resource 

partitioning of the host fungus Coriolus versicolor by two ciid beetles: the 

role of odour compounds and host ageing. Oikos 91:184-194 

Hallenberg N, Kuffer N (2001) Long-distance spore dispersal in Wood-inhabiting 

Basidiomycetes. Nordic Journal of Botany 21:431-436 

Hanski I (1985) Single-Species Spatial Dynamics May Contribute to Long-Term 

Rarity and Commonness. Ecology 66:335 

Hanski I (2000) Extinction debt and species credit in boreal forests: modelling the 

consequences of different approaches to biodiversity conservation. Annales 

Zoologici Fennici 37:271-280 

Harmon M.E; Franklin J.F; Swanson F.J; Sollins P; Gregory S.V; Lattin J.D; 

Andersson N.H; Cline S.P; Aumen N.G; Sedell J.R; Lienkaemper G.W; 

Cromack K & Cummins K.W. 1986. Ecology of coarse woody debris in 

temperate ecosystems. Advances in Ecological Research 15:133-302 

Hedin J. 2000: Insect dispersal in relation to habitat predictability in nemoral and 

hemiboreal forests. Introductory paper. Lunds Universitet. 

Hedin J (2003) Metapopulation ecology of Osmoderma eremita: dispersal, habitat 

quality and habitat history. In: Zooekologiska institutionen. Lund, Lund, p 

138 

Heilmann-Clausen J, Christensen M (2003) Fungal diversity on decaying beech 

logs - implications for sustainable forestry. Biodiversity and Conservation 

12:953-973 

Heilmann-Clausen J, Christensen M (2005) Wood-inhabiting macrofungi in Danish 

beech-forests - conflicting diversity patterns and their implications in a 

conservation perspective. Biological Conservation 122:633-642 

Heliövaara K, Väisänen R (1984) Effects of modern forestry on northwestern 

European forest invertebrates: a synthesis. Acta Forestalia Fennica 189 

Hilszczanski J m. fl. (2005) Parasitoids (Hymenoptera, Ichneunionoidea) of 

Saproxylic beetles are affected by forest successional stage and dead wood 

characteristics in boreal spruce forest. Biological Conservation 126:456-464 

Hofgaard A (1993) 50 years of change in a Swedish boreal old-growth Picea abies 

forest. Journal of Vegetation Science 4 

Holmberg L-E (2005) Sammanställning av stormskador på skog i Sverige under 

de senaste 210 åren. In. Skogsstyrelsen 

37


Holmer L, Renvall P, Stenlid J (1997) Selective replacement between species of 

wood-rotting basidiomycetes, a laboratory study. Mycological Research 

101:714-720 

Holt RD (1996) Food webs in space: an island biogeographical perspective. In: 

Polis GA, Winemiller KO (eds) Food webs. Chapman Hall, pp 313-332 

Honold A, Oberwinkler F (1999) Sukzession saprophytisher und parasitischer 

Pilze im Fichten-totholz von Sturmwurfflächen. Program Lebensgrundlage 

Umwelt und ihre Sicherung. In. Universität Tübingen 

Huxel GR, Hastings A (1999) Habitat loss, fragmentation and restoration. Restoration 

Ecology 7:309-315 

Hytteborn H, Packham JR (1987) Decay rate of Picea abies logs and the storm 

gap theory: a re-examination of Sernander plot III, Fiby Urskog, central 

Sweden. Arboricultural Journal 11:299-311 

Högberg, N., and Stenlid, J., 1999. Population genetics of Fomitopsis 

rosea- a wood-decay fungus of the old-growth European taiga. Molecular ecology 

8, 703. 

Högberg N (1998) Population biology of common and rare wood-decay fungi. 

Silvestria 53. In: SLU Uppsala 

Jonsell M, Eriksson P (2001) Jämförelse av vedskalbaggsfaunan på gran och 

björkhögstubbar mellan naturreservatet Båtfors och dess omgivningar. Entomologisk 


Jonsell M, Nordlander G (1995) Field attraction of Coleoptera to odours of the 

wood-decaying polypores Fomitopsis pinicola och Fomes fomentarius. Annales 

Zoologici Fennici 32:391-402 

Jonsell M, Weslien J, Ehnström B (1998) Substrate requirements of red-listed 

saproxylic invertebrates in Sweden. Biodiversity and Conservation 7:749- 

764 

Jonsson BG (2000) Availability of coarse woody debris in a boreal old-growth 

Picea abies forest. Journal of Vegetation Science 11:51-56 

Jonsson BG, Kruys N (eds) (2001) Ecology of woody debris in boreal forests. 49 

Jonsson BG, Kruys N, Ranius T (2005) Ecology of species living on dead wood - 

Lessons for dead wood management. Silva Fennica 39:289-309 

Jonsson M (2003) Colonisation ability of the threatened tenebrionid beetle Oplocephala 

haemorrhoidalis and its common relative Bolitophagus reticulatus. 

Ecological Enthomology 28:159-167 

Junninen K, Kouki J (2006) Are woodland key habitats in Finland hotspots for 

polypores (Basidiomycota)? Scandinavian Journal of Forest Research 

21:32-40 

Kauserud H (2001) Population genetics and sexuality in wood-decaying polypores 

(Basidiomycota). In: Faculty of Mathematics and Natural Sciences. University 

of Oslo. 

38


Kauserud H, Schumacher T 2003 Genetic structure of Fennoscandian populations 

of the threatened wood-decay fungus Fomitopsis rosea (Basidiomycota) 

Mycological Research 107: 155-163. 

Knutsen H, Rukke BA, Jorde P-E, Ims RA (2000) Genetic differentiation among 

populations of the beetle Bolitophagus reticulatus (Coleoptera: Tenebrionidae) 

in a fragmented and continuous landscape. Heredity 84:667-676 

Komonen A, Penttilä R, Lindgren M, Hanski I (2000) Forest fragmentation truncates 

a food chain based on an old-growth forest bracket fungus. Oikos 

90:119-126 

Kramer MG, Hansen AJ, Taper ML, Kissinger EJ (2001) Abiotic controls on 

long-term windthrow disturbance and temperate rain forest dynamics in 

southeast Alaska. Ecology 82:2749-2768 

Kreuss A, Tscharntke T (2000) Species richness and parasitism in a fragmented 

landscape: experiment and field studies with insects in Vicia sepium. 

Oecologia 122:129-137 

Kruys N, Jonsson BG, Ståhl P (2002) A stage-based matrix model for decay-class 

dynamics of woody debris. Ecological Applications 12:773-781 

Kulakowski D, Veblen TT (2002) Influences of fire history and topography on the 

pattern of a severe wind blowdown in a Colorado subalpine forest. Journal 

of Ecology 90:806-819 

Kuuluvainen T (2002a) Disturbance dynamics in boreal forests: Defining the 

ecological basis of restoration and management of biodiversity. Silva Fennica 

36:5-11 

Kuuluvainen T (2002b) Natural variability of forests as a reference for restoring 

and managing biological diversity in boreal Fennoscandia. Silva Fennica 

36:97-125 

Lawton JH (1986) The effects of parasitoids on phytophagous insect communities. 

In: Waage J, Greathead D (eds) Insect Parasitioids, 13th symposium of 

Entomological Society, London Academic Press, London, pp 265-287 

Lawton JH (1995) Population dynamic principles. In: Lawton JH, May RM (eds) 

Extinction risks. Oxford University Press, pp 147-163 

Lei G, Hanski I (1998) Spatial dynamics of two competing specialist parasitoids 

in a host metapopulation. Journal of Animal Ecology 67:422-433 

Levin SA (1970) Community Equilibria and Stability, and an Extension of the 

Competitive Exclusion Principle. American Naturalist 104:413 

Lindemann JD, Baker WL (2001) Attributes of blowdown patches from a severe 

wind event in the Southern Rocky Mountains, USA. Landscape Ecology 

16:313-325 

Liu Q, Hytteborn H (1991) Gap structure, disturbance and regeneration in a primeval 

Picea abies forest. Journal of Vegetation Science 2:391-402 

Loehle C (2000) Strategy space and the disturbance spectrum: A life-history 

model for tree species coexistence. American Naturalist 156:14-33 

39


MacArthur R (1960) On the Relative Abundance of Species. American Naturalist 

94:25 

MacArthur R, Levins R (1964) Competition, Habitat Selection, and Character 

Displacement in a Patchy Environment. Proceedings of the National Academy 

of Sciences of the United States of America 51:1207 

MacArthur RH, Wilson EO (1967) The theory of island biogeography. Princeton 

University Press, Princeton, NJ. 

Margules C, Higgs AJ, Rafe RW (1982) Modern biogeographic theory: are there 

any lessons for nature reserve design? Biological Conservation 24:115-128 

Martikainen P, Siitonen J, Kaila L, Punttila P, Rauh J (2000) Species richness of 

Coleoptera in mature, managed and old growth boreal forest in southern 

Finland. Biological Conservation 94:199-209 

Martin O. 1989: Click beetles (Coleoptera, Elateridae) from old deciduous forests 

in Denmark (på danska). Ent. Meddr. 57(1-2): 1-107. 

Mason WL (2002) Are irregular stands more windfirm? Forestry 75:347-355 

Mattheck C (1991) Trees: the mechanical design. Springer Verlag, Berlin 

Mild K, Stighäll K (2005) Åtgärdsprogram för bevarande av vitryggig hackspett. 

In. Naturvårdsverket, p 102 

Molino J-F, Sabatier D (2001) Tree Diversity in Tropical Rain Forest: A Validation 

of the Intermediate Disturbance Hypothesis. Science 294:1702-1704 

Niklasson M, Drakenberg B (2001) A 600-year tree-ring fire history from Kvill 

National Park, southern Sweden- implications for conservation strategies in 

the hemiboreal. Biological Conservation 101:63-71 

Niklasson M, Granström A (2000) Numbers and sizes of fires: long term trends in 

a Swedish boreal landscape. Ecology 81:1496-1499 

Niklasson M, Nilsson SG (2005) Skogsdynamik and arters bevarande. Studentlitteratur. 

Nilssen AC (1984) Long range aerial dispersal of bark beetles and bark weevils 

Coleoptera Scolytidae and Curculionidae in northern Finland. Ann Ent Fenn 

50:37-42 

Nilsson C, Stjernquist I, Bärring L, Schlyter P, Jönsson AM, Samuelsson H 

(2004) Recorded storm damage in Swedish Forests 1901-2000. Forest Ecology 

and Management 199:165-173 

Nilsson S.G. & Baranowski R. 1994: Indikatorer på jätteträdskontinuitet - svenska 

förekomster av knäppare som är beroende av grova, levande träd. Entomologisk 

Tidskrift. 115: 81-97. 

Nilsson SG, Hedin J, Niklasson M (2001) Biodiversity and its Assessment in Boreal 

and Nemoral Forests. Scandinavian Journal of Forest Research Supplement 

3:10-26 

Nilsson S.G; Baranowski R; Hedin J; Jansson N & Ranius T. 2002b: Hålträdslevande 

guldbaggars (Coleoptera, Scarabaeidae) biologi och utbredning i 

Sverige. Entomologisk Tidskrift 123: 81-98. 

40


Nordén B, Larsson K-H (2000) Basidiospore dispersal in the old-growth forest 

fungus Phlebia centrifuga. Nordic Journal of Botany 20:215-219 

Nordén B, Paltto H (2001) Wood-decay fungi in hazel wood: species richness 

correlated to stand age and dead wood features. Biological Conservation 

101:1-8 

Nordén B, Ryberg M, Götmark F, Olausson B (2004) Relative Importance of 

Coarse and Fine Woody Debris for the Diversity of Wood-Inhabiting Fungi 

in Temperate Broadleaved Forest. Biological Conservation 117:1-10 

Peltola H, Kellomaki S, Hassinen A, Granander M (2000) Mechanical stability of 

Scots pine, Norway spruce and birch: an analysis of tree-pulling experiments 

in Finland. Forest Ecology and Management 135:143-153 

Penttilä R, Siitonen J, Kuusinen M (2004) Polypore diversity in managed and oldgrowth 

boreal Picea abies forests in southern Finland. Biological Conservation 

117:271-283 

Persson P (1975) Stormskador på skog- Uppkomstbetingelser och inverkan av 

skogliga åtgärder (Windthrow in forests- its causes and the effect of forestry 

measures. In. Dept of forest yield research. Skogshögskolan, Stockholm, p 

294 

Peterson CJ (2000a) Catastrophic wind damage to North American forests and the 

potential impact of climate change. Science of the Total Environment 

262:287-311 

Peterson CJ (2000b) Damage and recovery of tree species after two different tornadoes 

in the same old growth forest: a comparison of infrequent wind disturbances. 

Forest Ecology and Management 135:237-252 

Peterson CJ (2004) Within-stand variation in windthrow in southern boreal forests 

of Minnesota: Is it predictable? Canadian Journal of Forest Research-Revue 

Canadienne De Recherche Forestiere 34:365-375 

Peterson CJ, Pickett STA (1995) Forest Reorganization - a Case-Study in an Old- 

Growth Forest Catastrophic Blowdown. Ecology 76:763-774 

Powledge F (2003) Island Biogeography´s Lasting Impact. BioScience 53:1032- 

1038 

Ranius T. 2002: Osmoderma eremita as an indicator of species richness of beetles 

in tree hollows. Biodiversity and Conservation 11: 931-941. 

Renvall, P. 1995. Community structure and dynamics of wood-rotting basidiomycetes 

on decomposing conifer trunks in northern Finland. - Karstenia 35: 1- 

51. 

Rolstad J, Sætersdal M, Gjerde I, Storaunet KO (2004) Wood-decaying fungi in 

boreal forest: are species richness and abundances influenced by small-scale 

spatiotemporal distribution of dead wood? Biological Conservation 

117:539-555 

Ruel JC (2000) Factors influencing windthrow in balsam fir forests: from landscape 

studies to individual tree studies. Forest Ecology and Management 

135:169-178 

41


Rukke BA (2000) Effects of habitat fragmentation: increased isolation and reduced 

habitat size reduces the incidence of dead wood fungi beetles in a 

fragmented forest landscape Ecography 23:492-502 

Runkle JR (1985) Disturbance Regimes in Temperate Forests. In: Pickett STA, 

White AS (eds) The Ecology of Natural Disturbance and Patch Dynamics. 

Academic Press, p 472 

Samuelsson J, Gustafsson L, Ingelög T (1994) Dying and dead trees - a review of 

their importance for biodiversity. Swedish Threatened Species Unit, 

Uppsala 

Saunders DA, Hobbs RJ, Margules C (1991) Biological consequences of fragmentation: 

a review. Conservation Biology 5:18-32 

Schiegg K (2000) Effects of dead wood volume and connectivity on saproxylic 

insect species diversity. Ecoscience 7:290-298 

Shmida A, Wilson MV (1985) Biological determinants of species diversity. Journal 

of Biogeography 12:1-20 

Siitonen J (2001) Forest management, coarse woody debris and saproxylic organisms: 

Fennoscandian boreal forests as an example. Ecological Bulletin 

49:11-42 

Siitonen J, Saaristo L (2000) Habitat requirements and conservation of Pytho 

kolwensis, a beetle species of old-growth boreal forest. Biological Conservation 

94:211-220 

Sjögren-Gulve P. 1999: Indikatorsmetodik för biologisk mångfald. Skog och 

Forskning nr 2/99: 18-20. 

Southwood TRE (1977) Habitat, the Templet for Ecological Strategies? The Journal 

of Animal Ecology 46:336 

Southwood TRE, Comins HN (1976) A Synoptic Population Model. The Journal 

of Animal Ecology 45:949 

Stauffer C, Lakatos F, Hewitt GM (1999) Phylogeography and postglacial colonisation 

routes of Ips typographus L. (Coleoptera, Scolytidae). . Molecular 

Ecology 8:763-773 

Sverdrup-Thygeson A, Lindenmayer DB (2003) Ecological continuity and assumed 

indicator fungi in boreal forest: the importance of the landscape matrix. 

Forest Ecology and Management 5903:1-11 

Sverdrup-Thygeson A, Midtgaard F (1998) Fungus infected trees as islands in 

boreal forest: spatial distribution of the fungivororus beetle Bolitophagus 

reticulatus (Coleoptera, Tenebrionidae). EcoScience 5:486-493 

Takahashi KH, Tuno N, Kagaya T (2005) Abundance of mycohagous arthropods 

present on different species of fungi in relation to resource abundance at different 

spatial scales. European Journal of Entomology 102:39-46 

Temperton VM, Hobbs RJ, Nuttle T, Halle S (eds) (2004) Assembly rules and 

restoration ecology – bridging the gap between theory and practice. Island 

Press, Washington DC 

42


Tokeshi M (1990) Niche Apportionment or Random Assortment: Species Abundance 

Patterns Revisited. The Journal of Animal Ecology 59:1129 

Tscharntke T, Brandl R (2004) Plant-insect interactions in fragmented landscapes. 

Ann Rev Ent 49:405-430 

Tscharntke T, Steffan-Dewenter I, Kreuss A, Thies C (2002) Contribution of 

small habitat fragments to conservation of insect communities of grasslandcropland 

landscapes. Ecological Applications 12:354-363 

Turner MG, Baker WL, Peterson CJ, Peet RK (1998) Factors influencing succession: 

Lessons from large, infrequent natural disturbances. Ecosystems 

1:511-523 

Ulanova NG (2000) The effects of windthrow on forests at different spatial scales: 

a review. Forest Ecology and Management 135:155-167 

Valinger E, Fridman J (1995) Vind- och snöskador omfattning och motåtgärder. 

Skog & Forskning 3:40-45 

Wikars L-O (1992) Skogsbränder och insekter [Forest fires and insects]. Entomologisk 


Wikars L-O (1997) Effects of forest fire and ecology of fire-adapted insects. In: 

Department of Zoology. Uppsala University, p 35 

Wolf A, Moller PF, Bradshaw RHW, Bigler J (2004) Storm damage and longterm 

mortality in a semi-natural, temperate deciduous forest. Forest Ecology 

and Management 188:197-210 

Zabel J, Tscharntke T (1998) Does fragmentation of Urtica habitats affect phytophagous 

and predatory insects differently? Oecologia 116:419-425 

Zimmerman JK, Everham EM, Waide RB, Lodge DJ, Taylor CM, Brokaw NVL 

(1994) Responses of Tree Species to Hurricane Winds in Subtropical Wet 

Forest in Puerto-Rico - Implications for Tropical Tree Life-Histories. Journal 

of Ecology 82:911-922 

Ås S (1993) Are Habitat Islands Islands? - Woodliving Beetles (Coleoptera) in 

Deciduous Forest Fragments in Boreal Forest. Ecography 16:219-228 

Ås S (1999) Invasion of matrix species in small habitat patches. Conservation 

Ecology 3:URL. http://www. consecol.org/vol3/iss1/art1 

Økland B, Bakke A, Hågvar S, Kvamme T (1996) What factors influence the diversity 

of saproxylic beetles? A multi-scaled study from a spruce forest in 

southern Norway. Biodiversity and Conservation 5:75-100 

43


Återinventering av biologisk mångfald i 

nyckelbiotoper 

Hans Liedholm 


44


1 Inledning 

Stormen Gudrun drabbade stora delar av södra Sverige hårt natten mellan 8 och 9 

januari 2005. Omfattningen av de skogliga konsekvenserna klarnade efter hand 

och uppgifterna om både skadade antal hektar och virkesvolym ökade successivt 

de närmast följande veckorna. Samtidigt kom rapporter om att naturreservat, biotopskyddsområden 

och nyckelbiotoper upplevdes mindre hårt drabbade av stormfällning 

än produktionsskog. 

För att få bättre information om hur områden med höga naturvärden påverkats av 

stormen beslutades att, som en del i projekt Stormanalys, undersöka ett urval av 

nyckelbiotoper inom stormområdet. Bland flera frågeställningar som vi ville få 

belysta kan nämnas; vilken omfattning hade stormfällningen i nyckelbiotoper och 

hur drabbades olika biotoptyper, blev vindfällda träd angripna av skadeinsekter, 

upparbetades virket i nyckelbiotoperna och vad händer i så fall med naturvärdena. 

För att försöka få svar på eller information om en del av frågorna, beslutades att 

återinventera ett urval av de nyckelbiotoper som ingick i den undersökning av 

biologisk mångfald i nyckelbiotoper som Skogsstyrelsen genomförde år 2000 

(Skogsstyrelsen, 2001). 

Förändringar i den biologiska mångfalden i skogslandskapet går ofta smygande 

och långsamt. Det gör att inom ramen för den tid som stått till buds inom projekt 

Stormanalys, så kan inga heltäckande svar förväntas när det gäller den biologiska 

mångfalden i nyckelbiotoperna. Däremot går det att direkt se vilka förändringar 

som uppstått på substratnivå, t.ex. förekomst av död ved och påverkan på naturvärdena 

orsakade av upparbetning och körning. 

Återinventeringen av de tidigare inventerade nyckelbiotoperna är dimensionerad 

utifrån tillgänglig budget och tid. Det innebär att antalet objekt som besöktes inte i 

någon högre grad medger statistiska beräkningar över säkerheten i resultaten. De 

ska i stället ses som indikationer på vilka företeelser som stormen Gudrun givit 

upphov till i nyckelbiotoperna. 

45


2 Syfte 

Återinventeringen av biologisk mångfald i nyckelbiotoper syftar till att ge underlag 

för bedömning av vilken påverkan stormen haft på områden med dokumenterat 


Inventeringen syftar främst till att få information om hur dessa områden har förändrats 

med avseende på stormfällning, upparbetning, körning, dvs. främst förekomst 

av nyckelelement (död ved) och eventuella åtgärder. Att säga något om hur 

den biologiska mångfalden har påverkats är däremot svårare eftersom det ofta 

kräver observationer under längre tid. Dock kan momentana noteringar av vissa 

arter göras i samband med inventeringen, exempelvis angrepp av skadeinsekter på 

barrträd eller förekomst av fåglar. 

Som jämförelse och komplettering används resultat från andra undersökningar av 

stormens påverkan på skog. Naturvårdsverket har låtit länsstyrelserna titta på 

vilka effekter stormen haft på naturreservat inom hela stormområdet. Sveriges 

lantbruksuniversitet (SLU) i Alnarp, Skogsmästarskolan i Skinnskatteberg och 

Skogsstyrelsen region Öst har gjort studier över skador i Kronobergs län på 

områden med höga naturvärden (naturreservat, biotopskyddsområden, 

naturvårdsavtal och nyckelbiotoper) respektive produktionsskog och i ett 

examensarbete vid Göteborgs universitet har skyddszoner vid vattendrag i Västra 

Götaland undersökts 

46


3 Metodik 

Sommaren år 2000 undersökte skogsvårdsorganisationen 491 nyckelbiotoper i 

hela landet. Projektet Miljöövervakning av biologisk mångfald i nyckelbiotoper 

slutredovisades 2001 i Skogsstyrelsens Meddelande 5/2001 (Skogsstyrelsen, 

2001). Undersökningens syfte var att lägga grunden till en långsiktig övervakning 

av hur den biologiska mångfalden förändras inom nyckelbiotoper. Indikatorarter 

och nyckelelement användes som huvudsakliga mått på naturvärdeskvaliteter. 

Vid den nu aktuella återinventeringen besöktes i fält ett urval av de år 2000 inventerade 

objekten som ligger inom det stormdrabbade området. Materialet delades 

in i samma grupper (strata) av biotoper som användes vid inventeringen år 

2000. De utgår från förmodat behov av skötsel; 

A/ Skötselkrävande – till denna grupp hör biotoptyper som har ett förmodat behov 

av hävd eller naturvårdande skötsel; Grova ädellövträd och Lövängsrest. 

B/ Successionsskog – till denna kategori hör biotoptyper som kännetecknas av 

återkommande naturliga störningar; Alsumpskog, Lövrik barrnaturskog och Talldominerad 

barrnaturskog. 

C/ Intern dynamik – till denna grupp hör biotoptyper vilkas naturvärden bevaras 

bäst genom fri utveckling; Grandominerad barrnaturskog, Grandominerad barrskog, 

Grandominerad blandsumpskog, Gransumpskog, Bokdominerad ädellövskog 

och Ekdominerad ädellövskog. 

Enligt Skogsstyrelsens uppfattning råder det enligt 12 kap. 6 § Miljöbalken samrådsskyldighet 

om åtgärder planeras i nyckelbiotoper. För att få kunskap om och i 

så fall hur vanligt det är med ingrepp efter stormfällningen så var fältbesök på 

objekten nödvändiga. 

Det är knappast sannolikt att redan några månader efter stormen få indikationer 

om eventuella effekter av stormen på den biologiska mångfalden i biotoperna. 

Dock kan information om förekomst av nyckelelement som död ved (färska vindfällen) 

observeras och indirekt ge indikationer om förutsättningarna för den biologiska 

mångfald som är beroende av detta substrat. För andra arter – många kryptogamer 

och vedsvampar – visar sig sannolikt eventuella effekter på populationen 

först efter flera år. 

Färska vindfällen av gran och tall kan locka till sig skadeinsekter och ge upphov 

till ökade populationer som följande år kan angripa och döda stående träd. Hur 

situationen såg ut i nyckelbiotoperna efter svärmningen är en viktig fråga för bedömning 

av riskerna för ståndskogsangrepp av främst granbarkborre. Detta studerades 

genom att undersöka alla vindfällda träd som korsade de bandtransekter som 

lades ut år 2000 och som gick att återfinna. 

47


4 Urval av objekt 

Inom stormområdet ligger totalt 134 av de nyckelbiotoper som ingick i inventeringen 

år 2000. Sammanlagt återinventerades nu 66 nyckelbiotoper. 

En ambition var att försöka fördela de tre grupperna av nyckelbiotoper (A/ skötselkrävande, 

B/ successionskog, C/ intern dynamik,) i databasen så att de blev 

jämnt utspridda inom det stormdrabbade området. Inom varje grupp skulle ungefär 

lika stor andel av objekten inventeras i fält. Om någon av de valda nyckelbiotoperna 

inte gick att inventera så ersattes den med något av de 15 reservobjekten. 

För att eftersträva en likvärdig arbetsbelastning för varje skogsvårdsstyrelse (VG, 

FG, OG respektive SG) fick varje region i uppgift att inventera minst 15 objekt. 

Det innebar att man kunde få besöka objekt även på andra regioner än den egna. 

Inventeringen har utförts av sammanlagt sex personer, bilaga 1. Fyra av dessa var 

med vid den ursprungliga inventeringen av nyckelbiotoper år 2000. Detta underlättade 

arbetet med att återfinna såväl objekten som de aluminiumprofiler som 

markerar transekterna. 

Tabell 1. Totalt antal nyckelbiotoper (NB) och antal inventerade NB inom stormområdet respektive 

per region fördelat på biotopgrupp, A/Skötselkrävande, B/ Successionsskog och C/ 

Intern dynamik. 

Grupp 

Antal 

NB 

Inventerade 

NB 

Inv, 

% 

Inv NB i 

VG 

Inv NB i 

FG 

Inv NB i 

OG 

A 47 24 51,1 2 12 4 6 

B 13 7 53,8 1 5 1 

C 74 35 47,3 6 11 5 13 

S:a 134 66 49,3 9 28 10 19 

Inv NB i 

SG 

Den ursprungliga tanken var att använda satellitbilder vid urval av objekt. Urvalet 

skulle då göras så att omkring hälften av objekten per biotopgrupp bedömdes 

(med ledning av bilderna) vara påverkade av vindfällning och hälften opåverkade. 

Genom att tillgången på satellitbilder av tillräcklig kvalitet fördröjdes på grund av 

dåligt väder, tvingades vi avstå från denna grundidé. I stället gjordes ett subjektivt 

urval av objekt inom hela det berörda stormområdet, figur 1. 

48


Figur 1. Nyckelbiotopernas läge inom stormområdet. De som inventerats är markerade med fylld 

ring. 

49


5 Registreringar 

5.1 Beståndsuppgifter 

På de utvalda nyckelbiotoperna gjordes registreringar, dels för hela beståndet och 

dels för de bandtransekter som lades ut vid den första inventeringen. På varje 

nyckelbiotop noterades om objektet var påverkat av stormfällning. Där påverkan 

förekom så uppskattades volymandelen färska vindfällen i relation till den stående 

volymen i fem klasser. 

För att få en uppfattning om omlandet har betydelse för graden av stormpåverkan 

i objektet, registrerades för intilliggande skogsbestånd/biotop i söder respektive 

väster (stormens vindriktning) dominerande biotoptyp och eventuellt åldersklass. 

En uppskattning av andel stormfälld volym av stående volym inom de närmaste 

50 m gjordes i tre klasser. 

Genom fri sökning i objektet noterades om där förekommit avverkning före stormen, 

om nu stormfällda träd arbetats upp och om där fanns spår av körning. Om 

någon av dessa företeelser noterades så gjordes en bedömning av om naturvärdena 

i nyckelbiotopen påverkats negativt eller positivt. Även eventuella behov av att 

laga körskador registrerades. I samband med den fria sökningen noterades de rödlistade 

och/eller de signalarter som påträffades i nyckelbiotopen liksom förekomst 

av fågelarter. 

5.2 Bandtransekter 

Bandtransekterna består av 10 sektioner med måtten 2 x 20 m, utlagda i nord-sydlig 

riktning i objektet, figur 2. Avståndet mellan transekterna är 20 m och mellan 

banden 10, 20, 40 eller 60 m beroende på hur stor biotopen är. Varje transekt är 

uppmärkt med en aluminiumprofil i början av varje 20 m-sektion och ofta också i 

slutet av sektionen. Profilen är försedd med en etikett där band- och transektnummer 

angetts. 

50


Figur 2. Skiss på objekt med 10 markerade transekter i nord-sydlig riktning. Transekterna är 20 m 

långa liksom avståndet mellan dem. Bredden mellan banden (öst-väst) är 10 m, 20 m, 40 m eller 60 

m beroende på objektets storlek. 

Transekterna följdes med hjälp av kompass (syd-nord) och mätlina. I de fall aluminiumprofil 

saknades vid transekternas början respektive slut, sattes ny aluminiumprofil 

ut där band- och transektnummer ristades in. Aluminiumprofilens placering 

beskrevs noggrant för att möjliggöra återinventering. För varje objekt registrerades 

också hur många av de 10 transekterna som återfanns. I de fall mindre 

än 5 transekter återfanns, så utgick registrering av uppgifter i transekterna och 

dessa bedömdes i stället för hela nyckelbiotopen. 

Startpunkten för den första bandtransekten i varje objekt registrerades med GPS. I 

de få fall denna aluminiumprofil inte kunde återfinnas registrerades den förmodade 

startpunkten. 

Inom varje transekt (längd 20 m) som återfanns registrerades alla vindfällen/lågor 

och avbrutna stamdelar som korsade transekten, så kallad linjekorsningsinventering. 

För att registreras måste trädet/stamdelen ha en diameter större än 10 cm och 

vara längre än 1,3 meter. De uppgifter som hämtades in var trädslag, om det var 

gammalt eller färskt vindfälle samt grovleken (diameter i brösthöjd under eller 

över 40 cm). Om det inte gick att följa/återfinna minst fem transekter räknades i 

51


stället antalet vindfällda träd i objektet eller, om det var många vindfällda träd, 

uppskattades andelen trädslagsvis. 

På färska vindfällen/stamdelar av gran respektive tall som korsade transekterna 

noterades eventuella angrepp av granbarkborre och sextandad barkborre på gran 

respektive märgborre på tall. Angrepp/icke angrepp konstaterades genom att med 

kniv skära upp en 20 x 20 cm stor barkflaga på stammens ovansida och notera 

förekomst av insekternas artspecifika gångsystem. Om antalet vindfällda träd räknades/bedömdes 

i beståndet i stället för i transekterna, så undersöktes minst fem 

granar och/eller fem tallar i objektet för att se eventuella angrepp av skadeinsekter. 

Fältblanketterna som användes vid inventeringen återfinns i bilaga 2. 

5.3 Databas 

Det insamlade uppgifterna har lagts in i en databas på Skogsstyrelsen. Ingen total 

kvalitetskontroll av uppgifterna har gjorts. Någon statistisk beräkning av säkerheten 

i materialet eller av resultaten har inte heller gjorts. Dock finns skäl att bedöma 

merparten av resultaten som sannolika och de slutsatser som dras får ses som 

indikationer på vilka effekter stormen Gudrun fick i nyckelbiotoper. 

I de fall antalet nyckelbiotoper är begränsat i något avseende, exempelvis biotoptyp, 

så får resultaten i stället ses som ett möjligt svar. 

52


6 Resultat 

6.1 Vindfällning i nyckelbiotoperna 

De 66 återinventerade nyckelbiotoperna omfattar totalt 106,9 hektar med en medelareal 

på 1,6 hektar. Sammanlagda virkesvolymen är uppskattad till drygt 

3 

3 

17 000 mP 

Psk, vilket motsvarar 160 mP 

Psk per hektar. På 24 av objekten (36,4 %) 

har inga effekter av stormen Gudrun noterats. Dessa objekt omfattar sammanlagt 

34,1 hektar och har medelarealen 1,4 hektar med ett virkesförråd på i genomsnitt 

3 

154 mP 

Psk per hektar. 

De 42 nyckelbiotoper (63,4 %) som berörts av vindfällning efter Gudrun omfattar 

3 

72,8 hektar och har en medelareal på 1,7 hektar med virkesförrådet 163 mP 

Psk/ha. 

Om klassmitten i de olika klasserna för stormfälld volym används uppgår den 

3 

3 

stormfällda volymen totalt till 886 mP 

Psk eller 8,3 mP 

Psk per hektar. Det motsvarar 

5,2 procent av det totala virkesförrådet i alla 66 nyckelbiotoperna och 10 procent 

av volymen i de 42 av stormen påverkade objekten. Då i många biotoper endast 

enstaka träd vindfällts ger detta sätt att beräkna en överskattning av den stormfällda 

volymen. Någon volymuppskattning av de enskilda vindfällda träden har 

inte skett. 

Av de 66 nyckelbiotoperna hade 51 stycken eller 77 procent inga eller få (16 %) färska vindfällen. 

Av dessa låg ett objekt – en grandominerad blandsumpskog – i klassen 26- 

50 procent stormfälld volym. Inte i något av de besökta objekten översteg andelen 

stormfällda träd 50 procent av volymen. Se figur 3. 

30 

25 

Antal objekt 

20 

15 

10 

5 

0 

0 %


120 

Andel objekt, % 

100 

80 

60 

40 

20 

FG 

OG 

SG 

VG 

0 


ventering inte gick att genomföra. Metoden med inventering enbart i 10 transekter 

med längden 20 meter (total längd 200 m) gör att endast ett urval av alla stormfällda 

träd registreras. Med hänsyn till den tid som fanns tillgänglig så bedömdes 

att en fullständig registrering av alla stormfällda träd i nyckelbiotoperna inte var 

möjlig att hinna med. 

På de 42 nyckelbiotoper med stormpåverkan (24 biotoper saknade färska vindfällen) 

registrerades 233 färska vindfällen, vilket i genomsnitt innebär 5,5 träd per 

biotop. Av dessa dominerade gran med 33 procent följd av asp (15 %), al (12 %), 

bok och ek (10 %), figur 6. Även bland de 126 gamla vindfällena dominerade 

gran följd av bok, björk och ek. 

40 

Procent 

30 

20 

10 

0 

Gran 

Tall 

Björk 

Asp 

Bok 

Ek 

Al 

Ask 

Lind 

Annat 

Trädslag 

Figur 6. Andel färska vindfällen per trädslag av totalt 233 träd. 

6.4 Angrepp av skadeinsekter 

Av 77 registrerade färska stormfällda granar hade nio stycken (12 %) angrepp av 

sextandad barkborre. De fördelades på två biotoper med vardera fyra träd och en 

biotop med ett träd. Angrepp av granbarkborre noterades på fyra träd (5 %) i endast 

en nyckelbiotop. Merparten (95 %) av de nyligen stormfällda granarna hade 

en diameter i brösthöjd under 40 cm. 

Av de sex färska vindfällda tallarna hade fyra träd (67 %) angrepp av märgborre. 

De fördelades på två biotoper med vardera ett träd och en biotop med två träd. 

Alla de nya vindfällda tallarna hade en diameter i brösthöjd under 40 cm. 

6.5 Omlandets betydelse 

Med omland avses här i stormens vindriktning (söder och väster) intilliggande 

skogsbestånd eller biotop. De har beskrivits och klassats på samma sätt som vid 

den ursprungliga inventeringen år 2000, dvs. inom 50 m från nyckelbiotopen bedöms 

dominerande skogstyp och ålder alternativt annan biotoptyp än skog. Graden 

av stormpåverkan i omlandet registrerades i tre klasser. 

Av de 42 nyckelbiotoper som påverkats av stormfällning hade det värst drabbade 

objektet (26-50 % stormfälld volym) i söder en granungskog utan stormpåverkan 

55


och i väster ett hygge. Även för de fem objekten med många stormfällda träd (16- 

25 %) dominerades omlandet av öppen mark eller mycket nedblåst skog i antingen 

söder eller väster. För de övriga nyckelbiotoperna som påverkats av stormfällning 

finns ingen entydig bild. Omlandet varierar från helt opåverkad äldre skog 

till öppen mark. 

Av de 24 nyckelbiotoper som var opåverkade av stormen hade endast två objekt 

ett omland i söder som drabbats av stormskador. I övriga fall var omlandet intakt. 

6.6 Åtgärder i nyckelbiotoper 

6.6.1 Avverkning före stormen 

I 16 nyckelbiotoper (24 %) har viss avverkning skett före stormen. I drygt en 

tredjedel av dessa fall (6 objekt) bedömdes naturvärdena inte ha blivit påverkade 

av ingreppet. I fem fall har avverkningarna haft negativ påverkan på naturvärdena 

i objekten och i fem fall har de haft positiv påverkan. Se figur 7. 

15 

Antal objekt 

10 

5 

0 

Ej påv Neg påv Pos påv 

Påverkan på naturvärden 

Avv före 

Upparb efter 

Körning 

Figur 7. Antal objekt berörda av avverkning före stormen, upparbetning efter stormen respektive 

körning och bedömd inverkan på naturvärdena. 

Av de 24 Skötselkrävande nyckelbiotoperna har nio varit föremål för avverkning 

före stormen. I två fall har ingreppet bedömts vara negativt för naturvärdena, i två 

fall har de varit positiva och i fem fall har åtgärden inte påverkat naturvärdena. I 

biotopgruppen Intern dynamik har sju av 35 objekt haft spår av avverkning före 

stormen. För tre av dessa är bedömningen att naturvärdena har påverkats negativt, 

tre har haft positiv inverkan och i ett fall är bedömningen att ingen effekt uppstått. 

Inga av de sju objekten i gruppen successionsskog har varit utsatt för avverkning 

före stormen. Se figur 8. 

56


Antal objekt 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

Ingen Neg Pos 


Skötselkrävande 

Successionsskog 

Intern dynamik 

Figur 8. Antal nyckelbiotoper berörda av avverkning före stormen och bedömd påverkan på naturvärdena 

uppdelat på grupperna Skötselkrävande, Successionsskog och Intern dynamik. 

6.6.2 Upparbetning efter stormen 

Upparbetning efter stormen har skett i 15 nyckelbiotoper (23 %). I tio fall är bedömningen 

att upparbetningen inte haft någon inverkan på naturvärdena medan 

den i fyra fall har skadat dessa och i ett fall har gynnat naturvärdena. Se figur 7. 

Av de Skötselkrävande nyckelbiotoperna har det förekommit upparbetning efter 

stormen i åtta objekt. I sex av dessa har inventerarna bedömt att naturvärdena inte 

påverkats av ingreppet, i en biotop har de påverkats positivt och i en har de missgynnats. 

Upparbetning har även förekommit i en biotop med Successionsskog och 

den bedöms ha skadat naturvärdena. Bland biotopgruppen Intern dynamik har 

åtgärder vidtagits i sex objekt och av dessa är bedömningen att i två objekt har 

naturvärdena missgynnats medan de i fyra objekt inte har påverkats av ingreppet. 

Se figur 9. 

Antal objekt 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

Ingen Neg Pos 





Figur 9. Antal nyckelbiotoper berörda av upparbetning efter stormen och bedömd påverkan på 

naturvärdena uppdelat på grupperna Skötselkrävande, Successionsskog och Intern dynamik. 

57


6.6.3 Körning efter stormen 

Körning har förekommit i 16 nyckelbiotoper (24 %) och bedömningen är att naturvärdena 

inte har påverkats i 14 av dessa objekt. I två fall är bedömningen att 

naturvärdena har skadats och i ett av dessa (en alsumpskog) behöver körskadorna 

åtgärdas. Se figur 7. 

I biotopgruppen Skötselkrävande nyckelbiotoper har det förekommit körning efter 

stormen i åtta objekt. I sju av dessa har inventerarna bedömt att naturvärdena inte 

påverkats av åtgärden och i ett objekt har de påverkats negativt. Körning har även 

förekommit i en biotop med Successionsskog och där har man bedömt att naturvärdena 

har skadats. Inom gruppen Intern dynamik har körning skett i sju objekt 

och bedömningen är att i inget av dessa fall har naturvärdena påverkats av åtgärden. 

Se figur 10. 

8 

Antal objekt 

6 

4 

2 




0 

Ingen 

Neg 


Figur 10. Antal nyckelbiotoper berörda av körning efter stormen och bedömd påverkan på naturvärdena 

uppdelat på grupperna Skötselkrävande, Successionsskog och Intern dynamik. 

6.6.4 Avverkning, upparbetning och körning 

I fem nyckelbiotoper har det förekommit såväl avverkning före stormen som upparbetning 

och körning efter. Naturvärdena har i två av dessa fall inte bedömts blivit 

påverkade av åtgärderna. Två av nyckelbiotoperna har påverkats negativt av 

avverkningen före stormen men inte av ingreppen efter. Ett objekt har gynnats av 

avverkning och upparbetning medan körningen i detta fall inte haft någon inverkan 

på naturvärdena. 

I ytterligare en nyckelbiotop har det förekommit både avverkning före och upparbetning 

efter stormen men ingen körning. I detta fall har enbart upparbetningen 

efter stormen haft negativ påverkan på naturvärdena. 

Dessutom har i fem andra nyckelbiotoper upparbetning och körning skett efter 

stormen. I ett objekt (alsumpskogen) har båda åtgärderna varit negativa för naturvärdena 

och skadorna efter körningen behöver dessutom åtgärdas. I ytterligare två 

objekt har upparbetningen men inte körningen skadat naturvärdena. 

58


6.7 Areal, virkesvolym och ålder 

Stormen Gudruns påverkan på nyckelbiotoperna har också analyserats genom att 

se om andelen färska vindfällen varierar beroende på objektens areal, virkesförråd 

per hektar och beståndsålder. Objekten har därför delats upp i fyra subjektivt 

valda klasser med avseende på areal, volym/ha och ålder, se tabell 2. En strävan 

har varit att få så jämn fördelning av objekten som möjligt i de fyra klasserna och 

att klasserna inte är för snäva. Nyckelbiotopernas areal varierar mellan 0,5 och 4,4 

3 

hektar, virkesförrådet mellan 40 och 300 mP 

Psk/ha och åldern mellan 45 och 200 

år. 

Tabell 2. De 66 nyckelbiotopernas fördelning på 4 klasser för areal, volym/ha och ålder. 

3 

Areal, ha Antal Andel, % MP 

Psk/ha Antal Andel, % Ålder, år Antal Andel, % 

125 18 27,3 

S:a 66 100 S:a 66 100 S:a 66 100 

Om graden av stormfällning delas in i två klasser, inga-få färska vindfällen (2,9 hektar relativt få, åtta respektive sju 

objekt, så det bör mer ses som en tendens än ett statistiskt säkerställt resultat. Av 

dessa 15 objekt är 13 dominerade av ädellövträd och i objekt större än 2 hektar 

utgjorde andelen vindfällda lövträd 83 procent. Bestånden i omlandet är av varierande 

slag och ger ingen vägledning till varför objekten över två hektar är mer 

drabbade av stormfällning. 

100 

80 

Procent 

60 

40 

20 

0 

2,9 ha 

mP 


nyckelbiotoper, så får resultaten tolkas med stor försiktighet och mer ses som en 

möjlig indikation. Det kan inte heller uteslutas att också slumpen spelat in. Av de 

fem biotoperna så ingick alla de tre alsumpskogar som inventerats men också två 

biotoper med ädellövträd. I två av sumpskogarna registrerades enbart vindfällda 

lövträd (4 respektive 20 träd) medan enstaka vindfällda barrträd noterades i de tre 

andra biotoperna. Alsumpskogen med 20 vindfällda träd hade i söder en 50-årig 

blandskog med viss stormfällning och i väster en sjö, vilket kan vara orsak till det 

stora antalet vindfällen. För de övriga biotoperna varierade omlandet från öppen 

mark till 70-årig granskog. 

Procent 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

125 år 


Några tydliga effekter av samvariation har inte gått att få fram. Exempelvis så 

ligger av de 15 nyckelbiotoperna över 1,9 hektar fyra objekt i klassen 70-90 år 

3 

med ett virkesförråd mellan 140 och 250 mP 

Psk/ha. För fem varierar åldern mellan 

3 

91-125 år med ett virkesförråd på 140-200 mP 

Psk/ha. Sex objekt är äldre än 125 år 

3 

och två av dessa har volymen 50 mP 

Psk/ha (lövskogar med enstaka inslag av grova 

3 

ädellövträd) och fyra har 150-200 mP 

Psk/ha. 

Av de fem biotoperna yngre än 70 år så är två under 1 hektar stora med ett virkesförråd 

på 100 respektive 150 mP 

3 

Psk/ha. Tre ligger i klassen 1-1,9 hektar där virkesförrådet 

varierar mellan 130 och 200 mP 

3 

Psk/ha. 

6.8 Stormfällning i naturreservat 

Naturvårdsverket har bett länsstyrelserna i de drabbade länen att ange i vilken 

grad naturreservaten har berörts av stormen Gudrun samt ge en översiktlig bild av 

situationen för angrepp av skadeinsekter. Graden av påverkan har bedömts i fem 

klasser; 0 = ingen påverkan alls, 1 = liten påverkan (enstaka träd), 2 = måttlig påverkan 

(upp till 0,5 hektar), 3 = stor påverkan (över 0,5 hektar), 4 = total ödeläggelse. 

Länsstyrelsernas undersökning visar följande bild, tabell 3 (Naturvårdsverket, 

2005). 

Tabell 3. Antalet reservat med olika grad av stormfällning i Östergötlands, Jönköpings, 

Kronobergs, Västra Götalands, Blekinge, Skåne och Hallands län. 

Län 

Östergötland 

Jönköping 

Kronoberg 

Skåne 

Summa 

Västra 

Götaland 

Blekinge 

Halland 

Ingen - 15 1 317 20 117 31 501 52,5 

Liten 35 20 30 31 45 49 69 279 29,2 

Måttlig 

2 32 24 13 5 5 29 110 11,5 

Stor - 7 29 8 6 6 4 60 6,3 

Total - - 5 - - - - 5 0,5 

Andel 

% 

S:a 37 74 89 369 76 177 133 955 100,0 

Tabellen ger i stort samma bild som inventeringen av nyckelbiotoper, dvs. att objekt 

med Ingen-Liten stormfällning dominerar med omkring fyra femtedelar. Om 

man slår ihop länsuppgifterna ovan (uppgifter saknas för Kalmar län) för att jämföra 

med skogsvårdsstyrelsernas regioner SG, FG, VG och OG blir bilden följande. 

Värst drabbad är FG med 60 procent av reservaten i klassen Måttlig-Total 

följd av SG med 32 %, OG med 5 % och VG med drygt 2 %. Motsvarande siffror 

för nyckelbiotoperna är 32 procent i FG, 15 % i SG, 0 % i OG och 33 % i VG. De 

betydligt mindre skadorna i naturreservaten i Västra Götaland i jämförelse med 

nyckelbiotoperna, hänger samman med att ett flertal naturreservat finns i de norra 

länsdelarna och där fick inte stormen Gudrun så stora effekter. Detta gör att jämförelsen 

haltar eftersom nyckelbiotoper i norra Västra Götalands län inte ingår i 

det studerade materialet. 

Det stormfällda virket har fått ligga kvar i de naturreservat där syftet är att bevara 

eller utveckla ett naturskogstillstånd. Däremot har virket arbetats upp i reservat 

3 

med andra syften. I Kronobergs län bedömer länsstyrelsen att 60-65 000 mP 

Psk 

61


stormfällt virke kommer att ligga kvar i reservaten. I något enstaka fall har delar 

av ett reservat fått ett nytt syfte. 

6.8.1 Angrepp av skadeinsekter 

I några reservat med stormskador där angrepp av skadeinsekter kunnat befaras har 

länsstyrelserna undersökt omfattningen av angrepp av granbarkborre. Merparten 

av de undersökta objekten saknade angrepp och i några få var enstaka till ett tiotal 

granar angripna. Muntliga uppgifter från länsstyrelserna till Skogsstyrelsens inventerare 

pekar på att angrepp av granbarkborre i reservaten är fåtaliga. 

Naturvårdsverket bedömer mot denna bakgrund att det för närvarande är liten risk 

för allvarliga angrepp av skadeinsekter på landskapsnivå. Däremot kan det lokalt 

uppstå ståndskogsangrepp av viss betydelse. Man avser därför att följa utvecklingen 

det kommande året och initiera undersökningar i stormdrabbade reservat. 

6.9 Jämförelse av stormfällningen i Kronobergs län 

Med hjälp av satellitbilder tagna sommaren 2004 respektive efter stormen sommaren 

2005, har andelen stormfälld eller avverkad skog i Kronobergs län analyserats. 

Både produktionsskog och skogar med dokumenterat höga naturvärden – naturreservat, 

biotopskyddsområden, områden med naturvårdsavtal och nyckelbiotoper – 

har studerats, figur 14. Bedömningarna grundas på skillnadsanalyser i satellitbilderna 

och resultaten inkluderar även arealer som inte kunnat analyseras på grund 

av att de i bilderna täcks av moln. För att få något så när jämförbara förhållanden 

med de skyddade områdenas ofta äldre skog, har produktionsskog äldre än 50 år 

särredovisats. Enligt Skogsstatistisk årsbok 2005 är den skyddade arealen produktiv 

skogsmark i form av naturreservat 4 740 hektar, biotopskyddsområden 414 ha 

och naturvårdsavtal 419 ha. Det innebär att i Kronobergs län utgör den formellt 

skyddade arealen 0,8 procent av hela den produktiva skogsmarken på 658 000 

hektar. 

I det följande avser alla arealuppgifter Kronobergs län. 

Totala arealen produktiv skogsmark där ett ekonomiskt skogsbruk bedrivs uppgår 

till 590 115 hektar enligt den studie som Sveriges lantbruksuniversitet (SLU) i 

Alnarp har gjort med hjälp av kNN-data och skillnadsanalys. Differensen i förhållande 

till arealuppgifterna i Skogsstatistisk årsbok hänförs sig främst till de 

avgränsningar som den använda skogsmasken ger upphov till. Enligt skillnadsanalysen 

har drygt 82 100 hektar eller 13,9 procent påverkats av stormfällning 

eller avverkning. Skog äldre än 50 år har drabbats i större omfattning, 19,6 procent 

eller drygt 63 800 hektar. 

SLU i Alnarp har också analyserat alla naturreservat i Kronoberg och de omfattar 

totalt 4 740 hektar produktiv skogsmark. Den stormfällda eller avverkade skogen 

i reservaten har uppskattats till 362 hektar, vilket motsvarar 7,6 procent av 

arealen skogsmark i naturreservat. 

På motsvarande sätt har Skogsstyrelsen region Öst med hjälp av skillnadsanalys 

undersökt alla biotopskyddsområden, områden med naturvårdsavtal och nyckelbiotoper 

i Kronobergs län. Stormfällning eller avverkning registrerades på 36 ob- 

62


jekt. Dessa omfattar tillsammans en areal på 136 hektar och av denna var 15,1 

hektar påverkad. Det innebär att ungefär en fjärdedel av antalet biotopskyddsområden 

(beslutade t.o.m. år 2004) hade drabbats men av totalarealen 414 hektar 

produktiv skogsmark var endast 3,6 procent berörd av stormfällning eller avverkning. 

Här finns inga uppgifter om ålder men det helt övervägande antalet biotoper 

består av äldre skog varför hela materialet använts vid jämförelsen. 

Fram till och med år 2004 har områden med naturvårdsavtal om sammanlagt 419 

hektar produktiv skogsmark bildats i Kronobergs län. Analysen av dessa områden 

visar att på 38 objekt med den sammanlagda arealen 197 hektar hade 20,2 hektar 

påverkats av stormfällning eller avverkning. Det innebär att knappt 40 procent av 

antalet områden hade drabbats men att av totala arealen naturvårdsavtal var det 

endast 4,8 procent av skogsmarken som påverkats. Även för dessa områden dominerar 

äldre skog. 

På småskogsbrukets marker har t.o.m. år 2004 i Kronobergs län 2 006 nyckelbiotoper 

registrerats med sammanlagt 3 457 hektar produktiv skogsmark. Skillnadsanalysen 

visar att 573 av dessa nyckelbiotoper har drabbats av stormfällning eller 

avverkning. Det innebär att av den totala arealen på 2 044 hektar hade 169,4 hektar 

vindfällda träd eller tecken på avverkning. Det motsvarar 4,9 procent av hela 

arealen nyckelbiotoper. Inte heller för denna grupp av biotoper har det varit möjligt 

att, inom den tid som funnits tillgänglig, dela upp materialet på ålder eller 

biotoptyp. 

Av figur 14 framgår det tydligt att i Kronobergs län har produktionsskog äldre än 

50 år drabbats mer av stormfällning än skog med dokumenterat höga naturvärden. 

Jämfört med naturreservat är produktionsskogen nästan tre gånger så hårt drabbad 

och jämfört med biotopskyddsområden, områden med naturvårdsavtal och nyckelbiotoper 

är skillnaden ungefär fyra gånger större. 

25 

Procent 

20 

15 

10 

5 

0 

Naturreservat 

Biotopskydd 

Naturvårdsavtal 

Nyckelbiotoper 

Prod.skog >50 år 

Figur 14. Andel skog i Kronobergs län som påverkats av stormfällning och avverkning i naturreservat, 

biotopskyddsområden, områden med naturvårdsavtal, nyckelbiotoper respektive produktionsskog 

äldre än 50 år. 

63


6.10 Stormfällning i biotopskyddsområden 

I ett projektarbete vid Skogsmästarskolan i Skinnskatteberg (Grahn, 2005) har 

stormens påverkan på barrskogsdominerade biotopskyddsområden i Jönköpings 

och Kronobergs län studerats med hjälp av skillnadsanalys i satellitbilder. Totalt 

fanns det 287 biotopskyddsområden dominerade av barrskog med en sammanlagd 

areal på 775,8 hektar då arbetet utfördes våren 2005. Av dessa hade 125 objekt 

drabbats av stormen med en nedblåst areal på 27 hektar. Det motsvarar endast 3,5 

procent av arealen biotopskydd. Hur de skadade ytornas storlek fördelas på de 

olika biotopskyddsområdena framgår av figur 15. Denna studie visar på nästan 

samma resultat som SKS genomgång (3,6 %) av alla biotopskyddsområden i Kronobergs 

län och som behandlas i föregående avsnitt. 

Antal 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

0,0-0,2 0,2-0,5 0,5-1 1-2 2-3 

Storleksklass, ha 

Figur 15. De 125 biotopskyddsområdenas stormdrabbade areal fördelat på storleksklasser. 

6.11 Stormfällning i skyddszoner vid vattendrag 

I ett examensarbete vid Institutionen för miljövetenskap och kulturvård på Göteborgs 

universitet (Ludvigsson, 2005) har stormen Gudruns påverkan på skogbevuxna 

skyddszoner längs vattendrag i Västra Götalands län studerats. Genom fältbesök 

på 32 olika skyddszoner har flera variabler undersökts, bland annat stormfälld 

volym trädslagsvis, skyddszonens bredd och vindexponering, markfuktighet 

samt virkesvolym i zonen. 

Den totala andelen stormfällda träd i skyddszoner uppgick till 11 procent av virkesvolymen 

i zonerna. Av den stormfällda volymen utgjorde gran 43 % följd av 

tall med 37 % och lövträd med 19 %. I relation till trädslagens andel av volymen i 

samtliga skyddszoner (37 % gran, 19 % tall och 43 % lövträd) innebär det att tall 

är värst drabbad och lövträd minst. 

Om samtliga träd slås samman till en grupp så har inga samband konstaterats 

mellan stormfällning i skyddszoner och zonens bredd, markfuktighet eller stående 

virkesvolym i zonen. Mellan stormfällning och vindexponering har dock en tendens 

till signifikant samband kunnat noteras. 

De slutsatser som dras i rapporten är att skogen i skyddszoner är relativt stormfast 

och drabbas inte i någon större omfattning än vanlig produktionsskog. Det finns 

dock en betydande skillnad i stormfasthet beroende på trädslag. För att minska 

64


risken för stormfällning bör zonen vara extra bred (gäller främst för tall), ha låg 

vindexponering och innehålla hög volym stående träd. 

65


7 Diskussion 

Nyckelbiotoper är områden med höga naturvärden där förekomst av rödlistade 

arter kan finnas eller förväntas (Skogsstyrelsen, 2003). Dessa värden är ofta 

knutna till att träd har funnits på platsen under lång tid eller att miljön återkommande 

har varit utsatt för en viss typ av störning, exempelvis brand eller skogsbete. 

Merparten av nyckelbiotoperna i denna undersökning består av äldre skog 

där spår av mänsklig påverkan under senare tid saknas eller av biotoper med 

gamla ädellövträd med tecken på kulturpåverkan. Efter stormen Gudrun har flera 

uttalanden kommit om att nyckelbiotoper och andra områden med höga naturvärden 

drabbats av stormfällning i mindre omfattning än produktionsskog. 

Den nu genomförda inventeringen visar att skadorna i tre fjärdedelar av biotoperna 

är få eller inga. Med det avses här att mindre än fem procent av volymen 

har vindfällts. Endast i ett av objekten har 25-50 procent av volymen skadats. Av 

andra undersökningar framgår att situation är likartad i naturreservat, biotopskyddsområden, 

områden med naturvårdsavtal och nyckelbiotoper i Kronobergs 

län, vilket styrker uppfattningen att områden med höga naturvärden i lägre grad 

drabbades av stormen Gudrun. Jämfört med produktionsskog, där ett ekonomiskt 

skogsbruk bedrivs enligt gängse skötselmodeller, är för bestånd äldre än 50 år 

ungefär 20 procent av arealen drabbad mot 4-7 procent i områden med dokumenterat 


Det kan finnas flera orsaker till denna bild, exempelvis att produktionsskogen har 

lägre andel lövträd, att den nyligen har gallrats eller att ingrepp har skett under 

slutet av omloppstiden. En annan orsak kan vara att objekt med höga naturvärden 

generellt ligger mer skyddade i terrängen, exempelvis kan de omges av skyddszoner 

eller har lägre bördighet. Någon analys av tänkbara orsaker har dock inte hunnit 

göras inom tidsramen för denna rapport. 

En allmän uppfattning är att stormar vintertid fäller lövträd i mindre omfattning än 

barrträd, bland annat beroende på att de avlövade träden utgör ett mindre vindfång. 

Denna bild bekräftas av uppföljningen av vindfällda träd i nyckelbiotoperna. 

Av drygt 230 registrerade färska vindfällda träd dominerade gran med 33 procent, 

trots att merparten av nyckelbiotoperna var dominerade av lövträd. Flera av lövträdsarterna 

låg mellan 10-15 procent. Dock är det intressant att notera att 

biotoper som klassats som lövskog hade mer stormfällda träd än de som 

dominerades av barrträd. Av de förra hade knappt tre fjärdedelar inga till få 

vindfällda träd medan motsvarande siffra för de barrdominerade var drygt 90 

procent. En närmare analys av vilka träd som vindfällts visar dock att det mest är 

barrträd, främst gran, som blåst omkull i de objekt som domineras av lövträd. 

Precis som för den stormdrabbade skogen som helhet i Götaland, så finns en tydlig 

geografisk tendens att områden med höga naturvärden i Jönköpings, Kronobergs 

och de södra delarna av Västra Götalands län blev mer skadad än i övriga 

län. En sannolik slutsats är därför att vindhastigheten är den viktigaste faktorn för 

nivån på skadorna, oavsett om det är produktionsskog eller skog med höga naturvärden, 

lövträd eller barrträd. 

66

mP 


Om alltför stora mängder stormfällt barrvirke nu lämnas kvar över stora arealer i 

skogen finns en uppenbar risk för betydande angrepp av skadeinsekter på den 

levande barrskogen de närmaste åren. Därför är det viktigt att ta tillvara merparten 

av barrvirket i produktionsskogen men att lämna lövträd och äldre, redan torra 

vindfällen av barrträd, som inte angrips av skadeinsekter. Samtidigt ska färska 

vindfällen av barr- och lövträd lämnas i naturreservat, biotopskyddsområden, områden 

med naturvårdsavtal och nyckelbiotoper där den biologiska mångfalden 

gynnas av ökad mängd död ved. Dels utgör dessa objekt en liten andel av skogsmarken 

(2,2 %) inom stormområdet och dels är de stormfällda träden i mindre 

grad angripna av skadeinsekter. Av de undersökta biotoperna fanns angrepp av 

sextandad barkborre i tre objekt (totalt nio träd) och av granbarkborre i ett objekt 

(totalt fyra träd) medan angrepp av märgborre på tall noterades i tre biotoper (totalt 

fyra träd). Denna bild av fåtaliga angrepp av skadeinsekter bekräftas av den 

undersökning som länsstyrelserna gjort i naturreservat. Där saknade merparten av 

objekten angrepp och i ett fåtal fall var enstaka till ett tiotal granar angripna. 

Enligt skogsvårdslagen § 29 (1979:429) får normalt inom ett hektar finnas högst 5 

3 

Psk färskt barrvirke. Efter stormen Gudrun har Skogsstyrelsen skärpt kraven för 

3 

gran (SKSFS 2006:1). Under år 2006 gäller att upp till 3 mP 

Psk inom ett hektar 

3 

produktionsskog får lämnas kvar som generell hänsyn. Granved över 3 mP 

Psk/ha 

inom stormområdet som fortfarande är lämplig som yngelmaterial, ska upparbetas 

och transporteras ut ur skogen eller görs otjänlig för granbarkborren. För vindfälld 

3 

tall kan upp till 5 mP 

Psk/ha lämnas. 

Skogsstyrelsen kan ge dispens från kravet på upparbetning av stormfälld skog i 

nyckelbiotoper om detta gynnar naturvärdena. 

Resultat från tidigare stormfällningar i naturreservat och studier av angrepp av 

skadeinsekter (Lindelöw & Schroeder, 2003) visar att granbarkborren dödade 

något fler träd i reservat än i närliggande produktionsskog där vindfällena togs 

bort. De fann också ett samband mellan antalet koloniserade vindfällen och antalet 

dödade träd men betonar att detta samband kanske inte gäller för större stormfällningar. 

En för balansen produktion-miljö viktig fråga är nu om stormfällda träd som lämnas 

i naturreservat, biotopskyddsområden eller områden med naturvårdsavtal kan 

fungera som potentiella yngelhärdar för barkborrar. Om merparten av de vindfällda 

träden i produktionsskogen upparbetas och körs ut eller görs otjänliga som 

yngelmaterial, får vindfällen i de skyddade områdena troligen inte någon större 

betydelse för barkborrarna på landskapsnivå. Däremot kan skogsägare med fastigheter 

i närheten till de lämnade brötarna uppfatta dessa områden som spridningskällor. 

Därför kan det psykologiskt vara svårt att motivera enskilda skogsägare att 

upparbeta stormfällda träd när brötarna får ligga kvar i områden med höga naturvärden. 

Från tidigare stormar finns exempel på att nyckelbiotoper och andra områden med 

höga naturvärden som drabbats av betydande stormfällning kan rensas på vindfällda 

träd i samband med upparbetningen i den omgivande produktionsskogen. 

Att inte lämna träd, trädgrupper och död ved och ta annan generell hänsyn vid 

skogliga åtgärder påverkar i de allra flesta fall naturmiljön på ett negativt sätt. 

Därför är skogsmarkens ägare, enligt Skogsstyrelsens uppfattning, skyldig enligt 

67


Miljöbalken kap. 12 § 6 (1998:808) att samråda om åtgärder planeras i nyckelbiotoper. 

Den nu genomförda inventeringen av nyckelbiotoper visar att nästan en fjärdedel 

av dessa har berörts av avverkning före stormen Gudrun, upparbetning efter stormen 

eller utkörning av virket. I några fall har ett och samma objekt berörts av alla 

tre ingreppen. I samtliga fall utom ett har åtgärderna skett utan att samråd har hållits 

med Skogsstyrelsen. Även om naturvärdena i några fall inte påverkats negativt 

så visar detta att kunskapen om samrådsskyldighet inte är tillräckligt känd bland 

markägarna. Detta innebär en ökad risk för skador på naturvärdena och särskilt 

gäller detta förekomsten av död ved. Vindfällda träd av olika trädslag gynnar 

normalt den biologiska mångfald som är mer eller mindre beroende av död ved 

och dessa träd bör därför alltid lämnas. Denna bild bekräftas av de muntliga rapporter 

som Skogsstyrelsens fältpersonal lämnat. Deras bedömning är att där 

stormfällningen varit omfattande, kan så många som var fjärde nyckelbiotop som 

varit föremål för ingrepp, har åtgärdats utan föregående samråd. 

Genom att dela in de undersökta nyckelbiotoperna i olika klasser avseende areal, 

ålder och virkesförråd och se hur andelen stormfällning fördelar sig får man några 

intressanta indikationer. Dock måste här betonas att antalet nyckelbiotoper i en del 

av klasserna är få och därför går det inte att ge något definitivt uttalande om säkerheten 

i resultaten. En indikation är att biotoper större än två hektar har mer 

färska vindfällen än biotoper mindre än två hektar. Någon bra förklaring till detta 

är svår att ge. 

En annan tendens är att nyckelbiotoper med skog yngre än 70 år har fyra gånger 

större risk att få mer färska vindfällen än biotoper med äldre skog. Här har det 

inge gått att finna någon klar orsak utan slumpen kan vara en faktor av betydelse 

då antalet nyckelbiotoper yngre än 70 år var få. 

Områden med höga naturvärden kräver ofta en kappa eller skyddszon för att skapa 

stabila förhållanden med avseende på fuktighet och exponering. En viktig del i 

den generella hänsyn och skogsbrukets frivilliga avsättningar är därför att lämna 

sådan kappor i samband med avverkning intill exempelvis biotopskydd eller 

nyckelbiotoper. Att omlandet har betydelse för vilken påverkan höga vindhastigheter 

kan få på träden i nyckelbiotoper bekräftas av denna studie. I alla de sex fall 

där nyckelbiotoperna drabbats av mer omfattande stormfällning, utgjorde omlandet 

söder och/eller väster om biotopen (i stormens vindriktning) öppen mark, ungskog 

eller kraftigt stormpåverkad skog. Det kan därför finnas behov av att förbättra 

rådgivningen om behovet av skyddszoner runt områden med höga naturvärden. 

68


8 Slutsatser 

Läget efter stormen innebar ett gigantiskt arbete med att ta tillvara det stormfällda 

virket. Kraftsamlingen med att flytta avverkningskapacitet till stormområdet från 

hela landet och även från andra länder gav god effekt. Arbetet kom snabbt igång 

och efter sommaren 2005 hade ungefär hälften av den nedblåsta volymen arbetats 

upp. Men den prägel av katastrof som stormen Gudrun gav upphov till, med stark 

tidspress, ibland otillräckligt underlag till förkapare, skördar- och skotarpersonal 

samt språksvårigheter för internationella aktörer, resulterade också i misstag när 

det gäller den hänsyn som alltid måste tas vid skogsbruksåtgärder även i situationer 

med stora mängder stormfällt virke. 

Att detta inte är ovanligt vet vi av erfarenhet från de stormar som på senare år 

drabbat Sverige. Upparbetningen hinns ofta med på ett acceptabelt sätt och mängden 

kvarlämnade träd blir liten i produktionsskogen. Samtidigt är riskerna stora att 

upparbetning sker även i objekt med höga naturvärden och det är inte ovanligt att 

den generella hänsynen i form av sparade träd, trädgrupper och död ved blir otillräcklig. 

Riskerna för körskador i vattendrag, på dåligt bärig mark och forn- och 

kulturlämningar ökar också då arbetet utförs under hård press med bristande 

kartunderlag och ofta dålig planering. 

Enligt muntliga uppgifter från Skogsstyrelsens fältpersonal så kan en del misstag 

ha uppstått på grund av språksvårigheter. Utländska skogsarbetare har bland annat 

arbetat med att kapa loss vindfällda träd så att skördare lättare ska kunna arbeta 

upp träden. Svårigheter med att ge information på rätt språk om det skogliga 

svenska regelverket har gjort att en del inte förstått vad som gäller inom nyckelbiotoper 

utan man har kapat loss vindfällda träd även i dessa biotoper. Skördarförarna 

har sedan utgått från att där träden är förkapade så kan de arbetas upp. Liknande 

situationer finns även när det gäller utkörning av virket där misstag i form 

av körning direkt i vattendrag och i biotoper med hög markfuktighet har förekommit. 

Mot bakgrund av de resultat som denna inventering och andra undersökningar av 

skog med höga naturvärden visar kan några sannolika tendenser lyftas fram. 

• Naturreservat, biotopskyddsområden, områden med naturvårdsavtal och 

nyckelbiotoper drabbades inte lika hårt av stormen som den vanliga produktionsskogen. 

• Angreppen av skadeinsekter på gran och tall första sommaren efter stormen 

är få. 

• Gran drabbades hårdare av stormen än lövträd i områden med dokumenterat 


• Kunskapen är bristfällig om kraven på samrådsskyldighet vid åtgärder i 

nyckelbiotoper. 

• Brist på information på rätt språk och hård tidspress vid upparbetning och 

utkörning leder till brister i den skogliga hänsynen. 

69


• Skyddszoner längs vattendrag drabbas inte värre av stormfällning än vanlig 

produktionsskog. 

Följande indikationer grundas på ett litet antal nyckelbiotoper i några fall men 

förtjänar ändå att lyftas fram. Nyckelbiotoper större än 2 hektar liksom de med 

skog yngre än 65-70 år drabbades hårdare av stormfällning än övriga objekt i 

denna undersökning. 

För att undvika skador på områden med höga naturvärden i samband med kommande 

stormfällningar rekommenderas följande åtgärder: 

• Rikta upparbetningen av stormfälld skog i första hand till den vanliga produktionsskogen 

och undvik åtgärder i naturreservat, biotopskyddsområden, 

områden med naturvårdsavtal och nyckelbiotoper. 

• Lövträd, lågor och äldre, redan torra vindfällen av barrträd kan alltid lämnas 

då de inte angrips av skadeinsekter. Det gynnar dessutom den biologiska 

mångfald som är beroende av död ved. 

• Risken för angrepp av skadeinsekter i skyddade områden och nyckelbiotoper 

varierar med omständigheterna. Hög andel grov stormfälld gran i exponerat 

läge medför ökad risk för angrepp av granbarkborre. Möjligen kan 

risken dämpas av en bättre balans med deras naturliga fiender. 

• Informationen till skogsägare och aktörer i skogsbruket om 

samrådsskyldigheten för nyckelbiotoper och behovet av skyddszoner behöver 

förbättras. 

• Bra informationsmaterial om den svenska skogsbruksmodellen behövs på 

olika språk och utländska aktörer bör genomgå några dagars utbildning. 

70


9 Referenser 

Grahn, M. 2005. Projektarbete GIS 1. Skogsmästarskolan. Projektarbete. 

Lindelöw, Å. & Schroeder, M. 2003. Stormfällning och granbarkborre – hur stor 

är risken för skador? Fakta Skog nr 6. 

Ludvigsson, T. 2005. Stormfällning i skogliga skyddszoner vid vattendrag i 

Västra Götalands län. Institutionen för miljövetenskap och kulturvård, Göteborgs 

universitet. Examensarbete. 

Miljöbalken (1998:808) 

Naturvårdsverket. 2005. Information om situationen i stormdrabbade naturreservat. 

Skrivelse med dnr 319-6316-05 Ns. Naturvårdsverket. 

Regeringskansliet. 2005. Svenska miljömål – ett gemensamt uppdrag. Regeringens 

proposition 2004/05:150. 

Skogsstyrelsen. 2000. Övervakning av biologisk mångfald i nyckelbiotoper. Meddelande 

nr 4, 2001. Skogsstyrelsen, Jönköping, ISSN 1100-0295. 

Skogsstyrelsen. 2003. Cirkulär A nr 3:2003. 

Skogsstyrelsen. 2005a. Nationella skogliga sektorsmål. Skogsstyrelsen, Jönköping. 

Skogsstyrelsen. 2005b. Skogsstatistisk årsbok 2005. Skogsstyrelsen, Jönköping. 

ISSN 0491-7847. 

Skogsstyrelsens Föreskrifter (SKSFS 2006:1) 

Skogsvårdslagen (1979:429) 

71


Bilaga 1 – Inventerare 

Ivar Björegren, Skogsstyrelsen Region Öst (F.d. SVS Södra Götaland), inventerade 

även år 2000. 

David Göransson, Skogsstyrelsen Region Väst (f.d. SVS Jönköping-Kronoberg). 

Hans Liedholm, Skogsstyrelsen/HK. 

Christer Lundberg, Skogsstyrelsen Region Väst (f.d. SVS Västra Götaland), inventerade 


Bengt Pettersson, Skogsstyrelsen Region Öst (f.d. SVS Östra Götaland), inventerade 


Eddie Sturesson, Skogsstyrelsen Region Öst (f.d. SVS Östra Götaland), inventerade 


72


Bilaga 2 - Fältblankett vid återinventering av nyckelbiotoper 

Identitet 

SVS:…………….. Objekt nr: ……………………. Inventerare: …………………………………………………. Datum: ………….. 

Påverkat av storm, % av stående volym 

Nej Ja 50 % 

Omland i stormens vindriktning, påverkat % av stående volym 

Söder 

Biotoptyp: ………………………………………………………….. 

Väster 

………………………………………………………….. 

Åldersklass: ………………………………………………………….. ………………………………………………………….. 

Stormpåverkat Söder: Nej Ja 50 % 

Stormpåverkat Väster: Nej Ja 50 % 

Fri sökning 

Avverkning före stormen: Nej Ja N-värdena har påverkats Nej Ja 

Upparbetning efter stormen: Nej Ja N-värdena har påverkats Nej Ja 

Körning i objektet: Nej Ja N-värdena har påverkats Nej Ja Åtgärdsbehov Nej Ja 

Notering av arter och kommentarer 

…………………………………………………………………………………………………………………………………………………………………………………… 

…………………………………………………………………………………………………………………………………………………………………………………… 

…………………………………………………………………………………………………………………………………………………………………………………… 

…………………………………………………………………………………………………………………………………………………………………………………… 

…………………………………………………………………………………………………………………………………………………………………………………… 

73


Stormfällda träd Startpunkt enligt GPS X:……………………. Y:……………………. Vindfällda 

Transekt nr 

träd 

Trädslag 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Summa antal alt % 

Gran gam 40 

ny 40 

angrepp 6-tand 

angrepp 8-tand 

Summa 

Tall gam 40 

ny 40 

angrepp märgborre 

Summa 

Björk gam 40 

ny 40 

Summa 

Asp gam 40 

ny 40 

Summa 

Bok gam 40 

ny 40 

Summa 

74


Stormfällda träd Startpunkt enligt GPS X:……………………. Y:……………………. Vindfällda 

Transekt nr 

träd 

Trädslag 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Summa antal alt % 

Ek gam 40 

ny 40 

Summa 

Transekten återfunnen (X) 

Krontäck- 50 % 

75


Återinventering av generell hänsyn 

Malin Andersson 

Jonas Paulsson 


76


1 Bakgrund 

Enligt dagens skogspolitik skall hänsyn tas till natur- och kulturmiljöer i samband 

med skogliga åtgärder, så kallad generell hänsyn. Vilken hänsyn som skall tas 

finns beskrivet i föreskrifterna till 30 § i skogsvårdslagen (SVL). Det innebär att i 

samband med föryngringsavverkning skall hänsyn bland annat skall tas till hänsynskrävande 

biotoper, kulturmiljöer, naturvärdesträd, skyddszoner mot exempelvis 

vattendrag och sjöar. Föreskrifterna gäller i det enskilda fallet i den utsträckning 

de inte är så ingripande att pågående markanvändning avsevärt försvåras. 

Om det inte är möjligt att, inom ramen för intrångsbegränsningen, ta all den hänsyn 

som föreskrifterna kräver, skall hänsyn i första hand tas till rödlistade arter. 

Hänsynen skall utformas så att den biologiska mångfalden gynnas så mycket som 

möjligt. 

Att lämna naturvårdshänsyn efter föryngringsavverkningar regleras förutom i 

SVL även i de frivilliga och marknadsdrivna certifieringssystemen FSC (Forest 

Stewardship Council) och PEFC (Programme for the Endorsement of Forest Certification). 

En certifierad skogsägare skall enligt båda systemen lämna ca 10 

träd/ha vid avverkning samt nyskapa högstubbar. 

I dagsläget når 78 % av den föryngringsavverkade arealen upp till SVL:s krav 

(Skogstatistisk årsbok, 2005), dvs. man har lämnat den hänsyn som krävs upp till 

minst intrångsbegränsningen och gjort rätt prioriteringar. I genomsnitt lämnades, 

enligt rikspolytaxinventeringen (se nedan), vid föryngringsavverkning under åren 

2001-2003 ca 13 m 3 sk/ha som naturvårdshänsyn 

Tanken med att lämna hänsyn i samband med en föryngringsavverkning är att 

träden skall få stå kvar, bli gamla och dö på plats. Enligt Larsson & Elanders studie 

(2004) i Östergötland hade naturhänsyn tagits bort på 63 % av de föryngringsavverkade 

objekten, mestadels var det vindfälld tall som plockats ut. 

1.1 Rikspolytaxinventeringen 

Rikspolytax är en samlingsbenämning på Skogsstyrelsens inventeringssystem för 

uppföljning av skogspolitikens jämställda mål, produktion och miljö, i samband 

med föryngringsavverkning. Uppföljningen har i nuvarande form varit i drift sedan 

1999. 

Rikspolytax genomförs i form av tre olika inventeringar. Varje objekt följs upp 

vid tre tillfällen, innan avverkning (R0), ett år efter avverkning (R1) och fem eller 

sju år efter avverkning (R5/7). Vid R0 registreras uppgifter om de olika natur- och 

kulturmiljövärden som finns på objektet innan avverkning. Vid R1 betygsätts den 

tagna hänsynen och sätts i relation till kraven i 30 § SVL. Omdömen registreras 

för totalt nio olika miljövariabler samt för objektet som helhet. De nio miljövariablerna 

återfinns i föreskrifterna till 30 § SVL och är; 

- Impediment 

- Skador på mark och vatten 

- Hänsynskrävande biotoper 

- Kulturmiljöer 

- Växt- och djurarter 

- Skyddszoner 

- Träd och buskar 

- Upplevelsehänsyn 

- Hyggesavgränsning 

77


Vid R5/7 genomförs en återväxttaxering, som ställs i relation till 6 § SVL (lägsta 

antal huvudplantor/ha). Vid R5/7 genomförs också en objektiv inventering av 

arealtyp och förekomst av substrat. För mer ingående beskrivning av polytax hänvisas 

till R-polytaxinstruktionen (Anon 2003). 

78


2 Syfte 

Denna undersökning, som bygger på en återinventering av rikspolytaxobjekt, 

syftar till att ge information om hur tidigare lämnad generell hänsyn (i form av 

träd, trädgrupper och hänsynsytor) vid föryngringsavverkning påverkats med avseende 

på stormfällning och upparbetning efter stormen Gudrun. Av resursskäl 

bygger studien på ett mycket begränsat underlag (54 inventerade avverkningar). 

Undersökningen ger därför bara indikationer om hur tidigare lämnad hänsyn generellt 

har påverkats av storm och upparbetning. 

79


3 Material och metoder 

3.1 Återinventering av rikspolytaxytor 

Undersökningen baseras på 54 stycken utlottade föryngringsavverkningar som 

tidigare varit föremål för rikspolytaxinventering. Samtliga objekt är avverkade 

under år 2002 och belägna inom stormen Gudruns huvudsakliga utbredningsområde 

(Figur 1). Urval har av resursskäl gjorts bland objekt med mer än 10 m 3 sk 

lämnad hänsynsvolym efter avverkning. Skattningarna speglar således en delmängd, 

ca 90 %, av den föryngringsavverkade arealen år 2002. Urvalet har stratifierats 

på länsnivå. Av den avverkade arealen i området har drygt 1 % inventerats. 

Undersökningen omfattar hela Hallands, Kronobergs och Jönköpings län samt 

Kalmar län exklusive Öland, Skåne län exklusive sydvästra delen, sydligaste delarna 

av Västra Götalands län och sydligaste delarna av Östergötlands län. 

Figur 1. Karta över Götaland som beskriver det undersökta områdets utbredning. 

Återinventeringen har genomförts i form av fältbesök under oktober och november 

månad 2005. Inventeringen har i stor utsträckning tagit sin grund i uppgifter 

som tidigare registrerats om objekten vid rikspolytaxinventeringen. Flertalet av 

objekten har inventerats av samma person som genomförde R1-inventeringen. 

Vid polytaxinventering, R1, registreras uppgifter om den hänsyn som tagits vid 

avverkningen. Uppgifter om typ av hänsyn, hänsynsarealer och hänsynsvolymer 

registreras. Dessutom upprättas en traktkarta som visar var hänsynen är belägen. 

Vid R1 inventeringen görs en summering av lämnad hänsynsvolym och en sammanvägning 

av betyg för tagen hänsyn. Den tagna hänsynen ställs sedan i relation 

80


till 30 § SVL. I den här undersökningen har uppgifter om tidigare registrerade 

hänsynsvolymer följts upp på nytt. Vad som tillhör den berörda avverkningen, 

volymer och hänsynsarealer, framgår av rikspolytaxinstruktion (Anon 2003). 

Eftersom resultaten i denna undersökning endast baseras på 54 objekt bör resultaten 

hanteras med stor försiktighet. Resultaten skall mer ses som indikationer 

snarare än resultat som beskriver de exakta förhållandena. Resultaten kan dock 

utgöra grund för avgörandet om stormfällning och upparbetning generellt är ett 

problem, vilket eventuellt bör undersökas vidare i framtida studier. 

3.2 Definitioner 

I denna rapport används ett antal olika specifika begrepp. Här ges definitionerna 

för ett antal begrepp i denna undersökning: 

Hänsynsvolym: 

Bruttoareal: 

Volymen av levande, döende och döda träd på nettoarealen samt 

inom sparade hänsynsytor. Volymen av eventuella frö- och skrämträd 

ingår ej. 

Nettoarealens areal + arealen av eventuella sparade hänsynsytor. 

Detaljhänsyn: Enskilt objekt (träd, buske, kulturlämning etc.) eller yta mindre än 0,01 

ha som har ett specifikt natur- eller kulturmiljövärde. 

Hänsynsyta: Avsatt yta med eller utan specifikt miljövärde. Arealen är minst 0,01 

ha. 

Nettoareal: 

Den faktiskt avverkade arealen. 

Stormfällt: 

Omkullblåsta träd, toppbrutna träd där diametern vid brottet >10 cm 

samt träd som lutar mer än 30 grader. Till träd räknas levande träd, 

torrträd samt naturlig och skapad högstubbe. Omkullblåsningen, 

toppbrottet eller lutningen ska har skett/uppstått efter R1 inventeringen 

(avverkningsår 2002). 

81


4 Resultat 

4.1 Lämnad hänsynsvolym vid föryngringsavverkning (tillståndet 

år 2002) 

Inom det undersökta stormområdet lämnades vid föryngringsavverkning år 2002 i 

genomsnitt en hänsynsvolym på 15,8 m 3 sk/ha beräknat på bruttoarealen. Av 

denna volym bestod 48 % av lövträd och 29 % av tall. Andelen gran av den lämnade 

hänsynsvolymen uppgick endast till 7 % (Tabell 1). 

Tabell 1 Kvarlämnad virkesvolym på bruttoarealen (m 3 sk/ha) fördelad på trädslag. Andel 

inom parantes (%). 

Tall Gran Löv Torra Totalt 

4,6 (29) 1,1 (7) 7,6 (48) 2,6 (16) 15,8 (100) 

I förhållande till trädslagsfördelningen inom objektet innan avverkning, lämnades 

i relativt avseende betydligt mer lövträd och tall i form av hänsyn än gran. Sammantaget 

uppgick för de 54 inventerade objekten andelen gran innan avverkningen 

till 71 % av virkesförrådet och andelen lövträd till 5 % (Tabell 2). 

Tabell 2. Virkesvolym på bruttoarealen innan avverkning (m 3 sk/ha) fördelad på trädslag. 

Andel inom parantes (%). 


63,0 (23) 193,2 (71) 13,0 (5) 3,0 (1) 272,1 (100) 

Av den totala volymen lämnad hänsyn bestod 58 % av detaljhänsyn på nettoarealen 

och 42 % av volym som lämnats inom hänsynsytor. Av volymen inom hänsynsytor 

återfanns hälften (51 %) inom ytor som klassificerats som hänsynskrävande 

biotop (Tabell 3). 

Tabell 3. Kvarlämnad volym inom hänsynsytor beräknat på bruttoareal (m 3 sk/ha) fördelad på 

arealtyper. Andel inom parantes (%). 

Träd- och ungskogs-grupper 

Hänsynskrävande 

biotoper 

Skyddszoner 

Övriga 

arealtyper ∗ 

Totalt inom 

hänsynsytor 

0,5 (8) 3,3 (51) 0,9 (13) 1,9 (29) 6,6 (100) 

∗ Impediment, kulturmiljöer, hänsynsmark för växt och djurarter och upplevelsehänsyn. 

82


4.2 Stormfälld generell hänsyn 

4.2.1 Andel stormfällda objekt 

Av antalet objekt inom det undersökta området har 82 % någon grad av stormfällning. 

Det innebär att knappt en femtedel av de besökta objekten saknar vindfällen. 

4.2.2 Stormfälld hänsynsvolym 

Den största andelen (58 %) av objekten har en total vindfälld volym mellan 1-10 

m 3 sk. På 42 % av objekten har mindre än 5 m 3 sk stormfällts. Endast vart tionde 

objekt har en vindfälld volym som överstiger 20 m 3 sk (Figur 2). 

Fördelning av stormfälld volym per objekt 

70% 

Andel av antalet avverkningar 

60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

0% 

0 1-10 11-20 >20 

Stormfälld volym per objekt, m 3 sk 

Figur 2. Fördelning av stormfälld volym per objekt. 

Omräknat till stormfälld volym per hektar så har 62 % av objekten har en stormfälld 

volym mellan 1-5 m 3 sk/ha. På 21 % av objekten överstiger mängden 5 

m 3 sk/ha, men det är endast 9 % som har en volym som överstiger 10 m 3 sk/ha (Figur 

3). 

83


Fördelning av stormfälld hänsynsvolym 


70% 

60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

0% 

0 1-5 5-10 >10 

Stormfälld hänsynsvolym, m 3 sk/ha 

Figur 3. Fördelning av stormfälld hänsynsvolym per hektar. 

4.2.3 Andel stormfälld volym av lämnad hänsynsvolym 

Inom undersökningsområdet har 22 % av den hänsynsvolym som lämnades vid 

avverkningen år 2002 stormfällts. Detta motsvarar i genomsnitt en stormfälld volym 

på ca 3,5 m 3 sk/ha. 

På knappt 80 % av objekten har inget eller mindre än 30 % av hänsynsvolymen 

stormfällts (Figur 4). 

Fördelning av andel stormfälld hänsynsvolym 

35% 


30% 

25% 

20% 

15% 

10% 

5% 

0% 

0 1-15 16-30 31-45 >45 

Andel stormfälld hänsynsvolym, % 

Figur 4. Andel stormfälld hänsynsvolym fördelat på antal avverkningsobjekt. 

84


4.2.4 Trädslagsfördelning av stormfälld hänsyn 

Av den stormfällda hänsynsvolymen utgörs nästan hälften av tall (48 %) och 

knappt en tredjedel av lövträd (27 %). Gran utgör endast 11 % av volymen (Tabell 

4). 14 % av den stormfällda volymen utgörs av torra träd. 

Tabell 4. Stormfälld volym på bruttoarealen (m 3 sk/ha). Andel inom parantes (%). 


1,7 (48) 0,4 (11) 0,9 (27) 0,5 (14) 3,5 (100) 

Beräkningar över stormfällningsgraden i förhållande till lämnad hänsyn för olika 

trädslag visar att lövträd stormfällts i mindre utsträckning än barrträd. Gran och 

tall har blåst omkull i tämligen lika utsträckning (34 % för gran och 36 % för tall) 

(Tabell 5). 

Tabell 5. Grad av stormfällning i förhållande till ursprungligt lämnad hänsynsvolym, 

trädslagsvis (%) 


36 34 12 19 22 

Undersökningen visar att av den lämnade hänsynen tycks större mängder stormfällda 

barrträdsvolymer vara en tämligen ovanlig företeelse. På endast 10 % av 

avverkningarna har mer än 5 m 3 sk/ha barrträd stormfällts (Figur 5). En fjärdedel 

av objekten (26 %) saknar helt stormfällda barrträd. I samband med föryngringsavverkning 

sparas vanligen små volymer av gran som hänsyn. Därmed saknar 

merparten (59 %) av objekten också stormfälld färsk granved. Endast 1 % av objekt 

har mer än 5 m 3 sk/ha stormfälld gran. 

Fördelning av stormfälld hänsynsvolym av barrträd 

70% 


60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

0% 

0 1-5 >5 

Stormfälld hänsynsvolym av barrträd, m 3 sk/ha 

Figur 5. Fördelning av stormfälld hänsynsvolym av barrträd per avverkningsobjekt. 

85


4.2.5 Stormfälld detaljhänsyn och hänsynsytor 

Av den generella hänsynen som lämnades i samband med föryngringsavverkningen 

2002, visar undersökningen att friställda träd (detaljhänsyn) har stormfällts 

i större utsträckning än träd som står inom hänsynsytor. Av den lämnade detaljhänsynen 

har 26 % av volymen stormfällts medan motsvarande andel inom hänsynsytor 

uppgår till 16 % av volymen. Av den totala stormfällda volymen är 70 % 

detaljhänsyn och 30 % träd inom hänsynsytor (Tabell 6). 

Tabell 6. Fördelning av stormfälld volym av detaljhänsyn och inom hänsynsytor. 

Stormfälld volym detaljhänsyn, m 3 sk/ha Stormfälld volym inom ytor, m 3 sk/ha Totalt, m 3 sk/ha 

2,4 1,0 3,5 

Stormfälld andel detaljhänsyn Stormfälld andel inom ytor Totalt 

26 % 16 % 22 % 

Andel av total stormfälld volym i form av 

detaljhänsyn 

Andel av total stormfälld volym inom 

ytor 

Totalt 

70 % 30 % 100 % 

4.2.6 Stormfällda naturvärdesträd 

I Rikspolytaxinventeringen registreras de träd som har särskilt höga naturvärden 

på objektet. Det kan exempelvis röra sig om boträd eller träd som är mycket 

gamla eller ovanligt grova. Dessa träd får i inventeringen höga (H) eller mycket 

höga (MH) miljövärden. På samma sätt klassas miljövärden i hänsynsytor. Ytor 

med miljövärde mycket högt (MH) och högt (H) utgör särskilt värdefulla naturmiljöer, 

vilket motsvarar nyckelelement, nyckelbiotoper och andra bättre naturvärden. 

Resultaten visar att enskilda träd med högre miljövärden (H, MH) har stormfällts i 

mindre omfattning (16 %) än övriga sparade hänsynsträd (30 %). När det gäller 

hänsynsytor är skillnaderna mellan höga miljövärden och mindre höga inte lika 

stor (Tabell 7). 

Tabell 7. Stormfällning av detaljhänsyn och inom ytor fördelat på miljövärde. 

Detaljhänsyn 

Hänsynsyta 

Miljövärde MH och H Övrig MH och H Övrig 

Stormfälld % 16 % 30 % 14 % 17 % 

4.2.7 Virkesvärde på stormfälld volym 

I samband med rikspolytaxinventeringen registreras grovt vilket virkesvärde den 

lämnade hänsynen har. Undersökningen visar att detaljhänsyn med höga virkesvärden 

(timmerkvaliteter och bättre) har stormfällts i högre utsträckning än detaljhänsyn 

med lägre virkesvärde. När det gäller sparad volym inom hänsynsytor kan 

det urskiljas en liknande, men inte lika tydlig trend. 

86


4.3 Upparbetning av stormfälld generell hänsyn 

4.3.1 Andel upparbetade objekt 

Sedan föryngringsavverkningen år 2002 fram till november månad 2005 har upparbetning 

kunnat noteras på ca hälften (54 %) av det skattade antalet avverkade 

objekt. 

4.3.2 Andel upparbetad hänsynsvolym 

På mer än hälften av objekten har större eller mindre delar av den tidigare lämnade 

hänsynsvolymen upparbetats. I de flesta fall handlar det om tämligen små volymer. 

På 40 % av objekten har totalt mellan 1-10 m 3 sk virke upparbetats. Andelen 

mellan 1-5 m 3 sk som upparbetats uppgår till 35 %. På endast 4 % av objekten 

har mer än 20 m 3 sk upparbetats (Figur 6). 

Upparbetning av hänsynsvolymer har tidsmässigt i huvudsak ägt rum efter stormen 

Gudrun. Endast 2 % av den upparbetade volymen hänsyn bedöms vara utförd 

innan stormen Gudrun. Av den totalt upparbetade volymen har 97 % varit stormfällda 

vid upparbetningen medan 3 % inte haft koppling till stormen. 

Fördelning av upparbetad volym per objekt 


50% 

45% 

40% 

35% 

30% 

25% 

20% 

15% 

10% 

5% 

0% 

0 1-10 10-20 >20 

Upparbetad volym per objekt, m 3 sk 

Figur 6. Fördelning av volym tidigare lämnad generell hänsyn som upparbetats fram till och med 30 

november 2005. 

4.3.3 Andel upparbetad volym av lämnad hänsyn 

Av den hänsynsvolym som lämnades vid avverkning år 2002 har 11 % varit föremål 

för upparbetning. Detta innebär att hälften av den stormfällda volymen har 

upparbetats. 

På 39 % av objekten har upp till 25 % av den lämnade hänsynen vid föryngringsavverkningen 

upparbetats. På 4 % har mer än hälften av den hänsyn som sparades 

2002 upparbetats (Figur 7). 

87


Fördelning av andel upparbetad hänsynsvolym 


50% 

45% 

40% 

35% 

30% 

25% 

20% 

15% 

10% 

5% 

0% 

0 1-25 26-50 >50 

Andel upparbetad hänsynsvolym, % 

Figur 7. Andel av tidigare lämnad volym generell hänsyn som är upparbetad fram till och med 30 

november 2005. 

4.3.4 Trädslagsfördelning på upparbetad hänsynsvolym 

Den dominerande delen av den upparbetade volymen består av tall (69 %). Gran 

utgör 18 % och lövträd endast 10 % (Tabell 8). 

Tabell 8. Upparbetad volym på bruttoarealen (m 3 sk/ha). Andel inom parantes (%) 


1,2 (69) 0,3 (18) 0,2 (10) 0,0 (3) 1,8 (100) 

I förhållande till den lämnade hänsynsvolymen vid föryngringsavverkningen 

2002, har drygt en fjärdedel (27 %) av tallvolymen och knappt en tredjedel (30 %) 

av granvolymen upparbetats (Tabell 9). Av den generella hänsyn som stormfälldes 

i samband med stormen Gudrun har en stor andel av barrträden upparbetats. I 

slutet av november 2005 låg endast 30 % av den stormfällda tallvolymen kvar och 

endast 15 % av granvolymen. Däremot har lövträd (fram till 30/11 2005) inte 

upparbetas i någon större utsträckning. Drygt 80 % av den vindfällda lövträdsvolymen 

låg kvar vid inventeringstillfället. 

Tabell 9. Upparbetningsgrad i förhållande till ursprungligt lämnad hänsynsvolym, trädslagsvis 

(%) 


27 30 2 2 11 

Upparbetning har i större omfattning ägt rum av detaljhänsyn än av träd inom 

hänsynsytor. Av den totalt upparbetade volymen utgör detaljhänsyn 76 %, vilket 

motsvarar 14 % av den ursprungliga detaljhänsynsvolymen som lämnades 2002. 

Inom hänsynsytor har 6 % av den ursprungliga volymen upparbetats. 

88


4.3.5 Upparbetning av omgivande stormfälld skog 

På hälften av de stormfällda objekten har det skett avverkning både på själva objekten 

och i anslutning till objekten på fastigheten. På 15 % av de stormfällda objekten 

har upparbetning skett utan att något tecken finns på upparbetning i anslutning 

till objektet. På 18 % av de stormfällda objekten har det varken skett någon 

upparbetning på objektet eller på fastigheten i anslutning till objektet (Tabell 10). 

Tabell 10. Samband mellan upparbetning på och i anslutning till stormfällda objekt. Upparbetningen 

har i förekommande fall ägt rum efter Gudrun. 

Stormfällda objekt med upparbetning? 

Ja 

Nej 

Ja 50% 17% 

Upparbetning på fastighet i anslutning 

till objekt? Nej 15% 18% 

Undersökningen visar att upparbetning främst skett på de objekt där större volymer 

hänsynsträd stormfällts. På stormfällda objekt där hänsynsträd upparbetats 

men inga tecken funnits på upparbetning i anslutning till objektet, fanns i genomsnitt 

en stormfälld volym på 5,6 m 3 sk/ha. På stormfällda objekt där ingen upparbetning 

skett på objektet eller i anslutning till objektet på fastigheten, fanns i genomsnitt 

endast 1,8 m 3 sk/ha (Tabell 11). 

Tabell 11. Stormfälld hänsynsvolym på stormfällda objekt, m 3 sk/ha. Upparbetningen har i 

förekommade fall ägt rum efter Gudrun. 

Stormfällda objekt med upparbetning? 

Ja 

Nej 

Ja 4,4 2,6 

Upparbetning på fastighet i anslutning 

till objekt? Nej 5,6 1,8 

4.3.6 Kvarlämnad stormfälld volym efter upparbetning t.o.m. november 

2005 

Efter upparbetningen fanns det i november 2005 kvar en stormfälld volym på i 

genomsnitt ca 1,8 m 3 sk/ha. Merparten av de vindfällen som fanns kvar utgörs av 

lövträd (44 %). Tall står för 27 % och torra träd för 26 %. Endast 3 % av den 

kvarlämnade stormfällda volymen utgörs av gran. I genomsnitt innebär det en 

granvolym på 0,1 m 3 sk/ha (Tabell 12). 

89


Tabell 12. Kvarvarande stormfälld volym i november 2005, m 3 sk/ha. Andel inom parantes 

(%). 

Kvarlämnad 

stormfälld 

volym tall, 

m 3 sk/ha 

Kvarlämnad 

stormfälld 

volym gran, 

m 3 sk/ha 

Kvarlämnad 

stormfälld volym 

lövträd, m 3 sk/ha 

Kvarlämnad 

stormfälld volym 

torrträd, m 3 sk/ha 

Kvarlämnad 

stormfälld 

volym totalt, 

m 3 sk/ha 

0,5 (27) 0,1 (3) 0,8 (44) 0,5 (26) 1,8 (100) 

4.3.7 Vilken hänsyn upparbetas? 

Undersökningen visar att stormfälld detaljhänsyn har upparbetats i större utsträckning 

än träd inom hänsynsytor. Framförallt har träd som i rikspolytaxinventeringen 

registrerats ha lägre miljövärden upparbetats (Tabell 13). 

Tabell 13. Andel upparbetad detaljhänsyn och virkesvolym inom hänsynsytor fördelade på 

miljövärde (%). 

Miljövärde 

Detaljhänsyn Hänsynsyta Totalt 

MH och 

H 

Övrig Totalt MH och 

H 

Övrig 

Totalt 

Stormfälld hänsyn (%) 16 30 27 14 17 16 22 

Upparbetad av lämnad 

hänsyn (%) 

Upparbetad av stormfälld 

hänsyn (%) 

7 17 15 6 8 6 11 

41 57 55 38 45 49 51 

4.3.8 Virkesvärde på upparbetad hänsyn 

Resultatet indikerar att det framförallt är stormfällda träd med högre virkesvärde 

(timmerkvalitet) som har upparbetats. Samma trend kan noteras både för detaljhänsyn 

och för hänsynsytor, den är dock tydligast för detaljhänsynen. 

90


5.1 Stormfälld hänsyn 

5 Diskussion 

I samband med stormen ”Gudrun” i januari 2005 blåste ca 75 miljoner m 3 sk virke 

ner i Götaland och Svealand. I de värst drabbade områdena i Götaland skadades 

18 % av det totala virkesförrådet av stormen enligt SVO:s flyginventering i februari 

2005 (Claesson och Paulsson, 2005). Denna undersökning visar att även generell 

hänsyn som lämnats i samband med tidigare föryngringsavverkningar har 

vindfällts i varierande omfattning. På merparten (76 %) av objekten från 2002 har 

mindre än 10 m 3 sk blåst ned, endast vart tionde objekt har en stormfälld virkesvolym 

som överstiger 20 m 3 sk. Men det är inte alla objekt som har påverkats av 

stormen, närmare vart femte objekt saknar vindfällen överhuvudtaget. Merparten 

(78 %) av den hänsyn som lämnades vid föryngringsavverkningen under 2002 har 

inte påverkats av stormen Gudrun. 

Till skillnad från flyginventeringens resultat har framförallt hänsynsträd av tall 

stormfällts. Nästan hälften (48 %) av den stormfällda hänsynsvolymen utgörs av 

tall medan endast 11 % utgörs av gran. Anledningen till detta resultat beror framförallt 

på att gran utgör en mindre del (7 %) av den tidigare sparade hänsynsvolymen. 

Lövträd utgör drygt en fjärdedel av den stormfällda volymen. Även detta är 

mer än vad flyginventeringen indikerade. Förklaringen till detta är att hälften av 

den lämnade hänsynsvolymen bestod av lövträd. 

I likhet med flyginventeringen och den allmänna uppfattningen bekräftar den här 

undersökningen bilden av att lövträd är mindre stormkänsliga än barrträd, om 

stormen sker när lövträden är avlövade. Av den lämnade hänsynsvolymen av lövträd 

har en tiondel stormfällts mot drygt en tredjedel av barrträdsvolymen. I förhållande 

till trädslagsvis sparad volym har tall blåst ner i samma utsträckning som 

gran (36 % respektive 34 %). 

Resultatet från denna studie indikerar även att enskilda träd (detaljhänsyn) ute på 

öppna ytor är känsligare för storm än träd som står inne i hänsynsytor. 70 % av 

den stormfällda volymen utgörs av detaljhänsyn medan endast 30 % är träd inom 

hänsynsytor. 

Vid rådgivning i samband med avverkningsanmälningar rekommenderar Skogsstyrelsen 

att hänsynen samlas i grupper i den mån det är möjligt. Syftet med att 

samla hänsynen är flera. I många fall ökar naturvårdsnyttan och det blir en tydligare 

hänsynsgrupp som förhoppningsvis får stå kvar under nästa omloppstid, 

samtidigt som en samlad hänsyn ger mindre negativa effekter på produktionen. 

Denna undersökning bekräftar således att den befintliga inriktningen i rådgivningen 

även är riktig då det gäller stormfällningsaspekter. 

Resultatet indikerar samtidigt att friställda naturvärdesträd med höga naturvärden 

generellt tycks vara något mer stormfasta än övriga friställda träd med måttliga 

naturvärden, 84 % av träden med höga naturvärden står kvar mot 70 % av de med 

måttliga värden. En trolig förklaring till detta kan vara att naturvärdesträd i sig har 

91


sådana egenskaper och står på sådana platser att de generellt är mer motståndskraftiga 

mot storm. 

Två studier i västra Götaland har undersökt hur mycket som stormfälls i skyddszoner 

mot vattendrag. I Granlöfs (2005) studie undersöktes hur mycket av 

skyddszonerna som stormfällts under åren 1998-2003, dvs. innan stormen Gudrun. 

Slutsatsen var att i medeltal hade 4,3 % av trädantalet i zonerna blåst ner. 

Resultatet varierade mellan 0-25 % för enskilda objekt. I Ludvigssons (2006) studie 

återinventerades samma objekt efter stormen Gudrun. Studien visar på att 11 

% av trädvolymen i skyddszonerna stormfällts i samband med stormen Gudrun. 

Detta innebär att fler träd nu blåste omkull i skyddszonerna än vad som stormfällts 

vid tidigare stormar. Trots detta stod i genomsnitt merparten av träden i 

skyddszonerna kvar efter stormen Gudrun. 

Även om 22 % av den tidigare lämnade hänsynen har vindfällts, ska detta inte ses 

som ett misslyckande. Tanken med generell hänsyn är just att träden skall lämnas 

för att få bli gamla och på sikt också bli död ved. Detta till nytta för den biologiska 

mångfalden. Storm är en naturlig ekologisk störning och det är naturligt att träd 

fälls av starka vindstyrkor även i naturskogen. De starka vindstyrkorna natten 

mellan den 8 och 9 januari 2005 skapade stora mängder fällda träd totalt sett, även 

den tidigare lämnade generella hänsynen påverkades i viss utsträckning. Enligt 

denna studie har vindfälld generell hänsyn i medeltal skapat 3,5 m 3 sk ny död ved 

per hektar. I dagsläget finns på nettoarealen ca 3,2 m 3 sk hård död ved per hektar 

efter föryngringsavverkning i Götaland (Skogsstatistisk årsbok, 2005). Mängden 

död ved i det brukade skogslandskapet uppskattas idag till 2-3 % av mängden i 

obrukade skogar i södra och mellersta Sverige (Dahlberg & Stokland, 2004). Död 

ved är en bristvara i våra skogar samtidigt som närmare 6 500 arter är vedlevande. 

Det kan noteras att 25 % av Sveriges rödlistade arter är beroende av död ved för 

sin fortlevnad (Dahlberg & Stokland, 2004). Sedan 1993 har det varit ett uttalat 

mål att öka mängden död ved i skogen. Ett av delmålen från år 2001 inom miljökvalitetsmålet 

”Levande skogar” är att ”mängden död hård ved skall öka med 

minst 40 % i hela landet och avsevärt mer i områden där den biologiska mångfalden 

är särskilt hotad”. Detta mål ska vara uppfyllt till år 2010. 

Enligt 29 § SVL får inte mängden färsk barrved överstiga 5 m 3 sk inom ett hektar 

på grund av risk för betydande skador av insekter på stående skog. Det är huvudsakligen 

granbarkborre som angriper gran som avses men även märgborre som 

angriper tall. Denna studie indikerar att merparten (90 %) av objekten har en 

stormfälld barrvolym som understiger 5 m 3 sk/ha. Endast 10 % av objekten har en 

barrvolym som överstiger 5 m 3 sk/ha. Efter stormen Gudrun har Skogsstyrelsen 

bedömt att granbarkborrar utgör det största problemet. Detta på grund av den stora 

tillgången av färsk stormskadad granved, vilket utgör yngelmaterialet för granbarkborre. 

Mängden färsk tallved är mindre och därmed har risken för skador av 

märgborre inte bedömts vara lika stor. Insatser bör därför i första hand sättas in 

för att begränsa tillgången på färsk granved. Eftersom det lämnas lite gran i form 

av generell hänsyn, är det också små mängder stormfälld gran på det tidigare föryngringsavverkade 

objekten. Endast 1 % av objekten hade en volym som översteg 

5 m 3 sk färsk granved/ha. Detta innebär att det är få av de tidigare avverkade objekten 

som har så stor volym stormfälld insektsbegärligt virke, att det enligt 

skogsvårdslagen råder skyldighet att upparbeta färsk gran- och tallved. 

92


5.2 Upparbetad hänsyn 

Fram till och med den 30 november har enligt denna studie 11 % av den tidigare 

lämnade generella hänsynen upparbetats. Merparten (97 %) av den upparbetade 

volymen härrör från stormfällning i samband med stormen Gudruns framfart. 

Hälften av den hänsynsvolym som blåste omkull i stormen har upparbetats. I genomsnitt 

innebär det att ca 1,8 m 3 sk/ha, som skulle ha gett ett värdefullt tillskott 

av död ved, har plockats ut. Detta är negativt eftersom det råder brist på just död 

ved i den brukade skogen. 

Det är framförallt tall som upparbetats, 69 % av den upparbetade volymen utgörs 

av tall mot 18 % för gran. Resultatet indikerar också att merparten av de vindfällda 

volymerna barrvirke har upparbetats, 71 % av den vindfällda tallvolymen och 

85 % av granvolymen. Resultatet indikerar även att friställd vindfälld detaljhänsyn 

har upparbetats i större utsträckning än vindfällda träd inom hänsynsytor. 

Det finns tidigare studier som visar att lämnad generell hänsyn upparbetas på föryngringsavverkade 

ytor. Enligt Larsson och Elanders (2004) studie i Östergötland 

har hänsyn upparbetats på 63 % av de inventerade objekten, mestadels vindfälld 

tall. I medeltal innebar det att mängden ny död ved minskade med 2,0 m 3 sk/ha. 

Anledningen till att stormfälld hänsyn upparbetats efter stormen Gudrun har inte 

undersökts, däremot tyder resultatet på att det kan vara trädens ekonomiska värde 

som är orsaken till upparbetning. Träd med höga virkesvärden är upparbetade i 

större utsträckning än träd med lägre virkesvärden. Eftersom det i huvudsak är 

barrträd som upparbetats, kan en annan trolig orsak också vara oro för framtida 

insektsangrepp på stående skog. En tredje förklaring till upparbetningen kan vara 

kunskapsbrist, dvs. att det inte framgått att syftet med den generella hänsynen är 

att den ska lämnas kvar, till nytta för den biologiska mångfalden, även efter att 

träden blåst omkull. 

Larsson och Elander (2004) angav i sin studie att orsaken till att hänsynen upparbetades 

huvudsakligen var relaterade till ekonomi och produktion. Om markägaren 

var ekonomiskt beroende av sin skog eller certifierad hade ingen betydelse för 

hur naturhänsynen hanterades efter avverkningen. Larsson och Elander (2004) 

menade på att det snarare berodde på skogsägarens attityd till produktion kontra 

bevarandet av biologisk mångfald. Enligt deras enkät är tveksamheten hos skogsägarna 

störst när det gäller att lämna grova och klena levande hänsynsträd av barr. 

Som främsta orsaker angavs trädens ekonomiska värde, risken för skadeinsekter 

och att träden var i vägen. 

Mer än två tredjedelar av stormvirket (ca 75 miljoner m 3 sk) uppskattades vara 

upparbetat och tillvarataget fram till den 30 september 2005 (Bäcke & Svensson, 

2005). Denna studie har undersökt mängden upparbetade hänsynsvolymer fram 

till november 2005. Vid inventeringstillfället fanns på objekten fortfarande stormfällda 

volymer som potentiellt kan upparbetas. Detta kan innebära att mängden 

upparbetad hänsyn kan komma att öka något. Risken för upparbetning kan antas 

vara störst på de 18 % av objekten med stormfälld hänsyn och där det finns vindfällda 

bestånd i anslutning som inte ännu upparbetats. Förhoppningsvis kommer 

den vindfällda generella hänsynen att lämnas kvar på de 17 % av objekten där 

93


ingen upparbetning skett men där på samma fastighet den stormfällda skogen arbetats 

upp i anslutning till objektet. 

94


6 Slutsatser 

Stormen Gudrun åstadkom omfattande skador på skogen i Götaland. Även om den 

generella hänsynen stormfällts i viss omfattning, så står en stor andel av tidigare 

lämnad generell hänsyn kvar även efter Gudruns starka stormvindar. 

Generell hänsyn bör, enligt Skogsstyrelsens befintliga rådgivning, även fortsättningsvis 

koncentreras till grupper, dels för att minska stormfällningsrisken, dels 

för att öka naturvärdena men även för att förbättra produktionsmöjligheterna. 

Hälften av den generella hänsyn som vindfälldes har upparbetats. Upparbetning 

har även skett på objekt med enbart några enstaka vindfällda träd. 

Mot bakgrund av denna och andra undersökningar kan följande indikationer, om 

än osäkra, lyftas fram i samband med stormfällning och upparbetning av tidigare 

lämnad generell hänsyn; 

• Barrträd drabbades hårdare än lövträd. 

• Gruppställd hänsyn och hänsynsytor tycks vara mindre stormkänsliga än 

detaljhänsyn. 

• Träd som lämnas som generell hänsyn och som vindfälls upparbetas i 

större utsträckning än stående hänsynsträd. 

Följande indikationer förtjänar att lyftas fram avseende arbetet med framtida 

generell hänsyn kopplat till storm; 

• Behov finns av ökade informationsinsatser kring syftet med generell hänsyn. 

• Rådgivningsinsatser krävs kring hur stormfälld hänsyn skall hanteras från 

skogsskadesynpunkt. 

95


7 Referenser 

Anon. 2003. Instruktion för fältarbete med R-polytax 2003. Skogsstyrelsen, 

Jönköping 

Claesson, S. & Paulsson, J. 2005. Flyginventering av stormfälld skog – januari 

2005. Internt PM. Skogsstyrelsen, Jönköping 

Dahlberg, A. & Stokland, J. N. 2004. Vedlevande arters krav på substrat – 

sammanställning och analys av 3600 arter. Rapport 7. 

Skogsstyrelsen, Jönköping 

Granlöf, J. 2005. Stormfällning och dess riskfaktorer i skyddszoner längs 

skogliga vattendrag i Västra Götaland. Examensarbete, 

Institutionen för skoglig marklära, SLU. Uppsala. (ej tryckt ännu) 

Larsson, K. & Elander, J. 2004. Hantering av naturhänsyn efter slutavverkning i 

Östergötland. Examensarbete, Avdelningen för biologi, Linköpings 

Universitet. ISBN: LiU-Biol-Ex-1295 

Ludvigsson, T. 2006. Stormfällning i skogliga skyddszoner vid vattendrag i 

Västra Götalands län. Examensarbete, Institutionen för 

miljövetenskap och miljövård, Göteborgs Universitet. (ej tryckt 

ännu) 

Skogsstatistisk årsbok 2005 

96

Av Skogsstyrelsen publicerade Rapporter: 

1988:1 Mallar för ståndortsbonitering; Lathund för 18 län i södra Sverige 

1988:2 Grusanalys i fält 

1990:1 Teknik vid skogsmarkskalkning 

1991:1 Tätortsnära skogsbruk 

1991:2 ÖSI; utvärdering av effekter mm 

1991:3 Utboträffar; utvärdering 

1991:4 Skogsskador i Sverige 1990 

1991:5 Contortarapporten 

1991:6 Participation in the design of a system to assess Environmental Consideration in forestry a Case study of the 

GREENERY project 

1992:1 Allmän Skogs- och Miljöinventering, ÖSI och NISP 


1992:3 Aktiva Natur- och Kulturvårdande åtgärder i skogsbruket 

1992:4 Utvärdering av studiekampanjen Rikare Skog 

1993:1 Skoglig geologi 

1993:2 Organisationens Dolda Resurs 


1993:5 Nyckelbiotoper i skogarna vid våra sydligaste fjäll 

1993:6 Skogsmarkskalkning – Resultat från en fyraårig försöksperiod samt förslag till åtgärdsprogram 

1993:7 Betespräglad äldre bondeskog – från naturvårdssynpunkt 

1993:8 Seminarier om Naturhänsyn i gallring i januari 1993 

1993:9 Förbättrad sysselsättningsstatistik i skogsbruket – arbetsgruppens slutrapport 

1994:1 EG/EU och EES-avtalet ur skoglig synvinkel 

1994:2 Hur upplever "grönt utbildade kvinnor" sin arbetssituation inom skogsvårdsorganisationen? 

1994:3 Renewable Forests - Myth or Reality? 

1994:4 Bjursåsprojektet - underlag för landskapsekologisk planering i samband med skogsinventering 

1994:5 Historiska kartor - underlag för natur- och kulturmiljövård i skogen 


1994:7 Skogsskador i Sverige – nuläge och förslag till åtgärder 

1994:8 Häckfågelinventering i en åkerholme åren 1989-1993 

1995:1 Planering av skogsbrukets hänsyn till vatten i ett avrinningsområde i Gävleborg 

1995:2 SUMPSKOG – ekologi och skötsel 

1995:3 Skogsbruk vid vatten 


1995:5 Långsam alkalinisering av skogsmark 

1995:6 Vad kan vi lära av KMV-kampanjen? 

1995:7 GROT-uttaget. Pilotundersökning angående uttaget av trädrester på skogsmark 

1996:1 Women in Forestry – What is their situation? 

1996:2 Skogens kvinnor – Hur är läget? 

1996:3 Landmollusker i jämtländska nyckelbiotoper 

1996:4 Förslag till metod för bestämning av prestationstal m.m. vid själverksamhet i småskaligt skogsbruk. 

1997:1 Sjövatten som indikator på markförsurning 

1997:2 Naturvårdsutbildning (20 poäng) Hur gick det? 

1997:3 IR-95 – Flygbildsbaserad inventering av skogsskador i sydvästra Sverige 1995 

1997:5 Miljeu96 Rådgivning. Rapport från utvärdering av miljeurådgivningen 

1997:6 Effekter av skogsbränsleuttag och askåterföring – en litteraturstudie 

1997:7 Målgruppsanalys 

1997:8 Effekter av tungmetallnedfall på skogslevande landsnäckor (with English Summary: The impact on forest land snails by atmospheric 

deposition of heavy metals) 

1997:9 GIS–metodik för kartläggning av markförsurning – En pilotstudie i Jönköpings län 

1998:1 Miljökonsekvensbeskrivning (MKB) av skogsbränsleuttag, asktillförsel och övrig näringskompensation 

1998:2 Studier över skogsbruksåtgärdernas inverkan på snäckfaunans diversitet (with English summary: Studies on the impact by forestry 

on the mollusc fauna in commercially uses forests in Central Sweden 

1998:3 Dalaskog - Pilotprojekt i landskapsanalys 

1998:4 Användning av satellitdata – hitta avverkad skog och uppskatta lövröjningsbehov 

1998:5 Baskatjoner och aciditet i svensk skogsmark - tillstånd och förändringar 

1998:6 Övervakning av biologisk mångfald i det brukade skogslandskapet. With a summary in English: Monitoring of biodiversity in 

managed forests. 

1998:7 Marksvampar i kalkbarrskogar och skogsbeten i Gotländska nyckelbiotoper 

1998:8 Omgivande skog och skogsbrukets betydelse för fiskfaunan i små skogsbäckar 

1999:1 Miljökonsekvensbeskrivning av Skogsstyrelsens förslag till åtgärdsprogram för kalkning och vitalisering 

1999:2 Internationella konventioner och andra instrument som behandlar internationella skogsfrågor 

1999:3 Målklassificering i ”Gröna skogsbruksplaner” - betydelsen för produktion och ekonomi 

1999:4 Scenarier och Analyser i SKA 99 - Förutsättningar

2000:1 Samordnade åtgärder mot försurning av mark och vatten - Underlagsdokument till Nationell plan för kalkning av sjöar 

och vattendrag 

2000:2 Skogliga Konsekvens-Analyser 1999 - Skogens möjligheter på 2000-talet 

2000:3 Ministerkonferens om skydd av Europas skogar - Resolutioner och deklarationer 

2000:4 Skogsbruket i den lokala ekonomin 

2000:5 Aska från biobränsle 

2000:6 Skogsskadeinventering av bok och ek i Sydsverige 1999 

2001:1 Landmolluskfaunans ekologi i sump- och myrskogar i mellersta Norrland, med jämförelser beträffande förhållandena i 

södra Sverige 

2001:2 Arealförluster från skogliga avrinningsområden i Västra Götaland 

2001:3 The proposals for action submitted by the Intergovernmental Panel on Forests (IPF) and the Intergovernmental Forum 

on Forests (IFF) - in the Swedish context 

2001:4 Resultat från Skogsstyrelsens ekenkät 2000 

2001:5 Effekter av kalkning i utströmningsområden med kalkkross 0 - 3 mm 

2001:6 Biobränslen i Söderhamn 

2001:7 Entreprenörer i skogsbruket 1993-1998 

2001:8A Skogspolitisk historia 

2001:8B Skogspolitiken idag - en beskrivning av den politik och övriga faktorer som påverkar skogen och skogsbruket 

2001:8C Gröna planer 

2001:8D Föryngring av skog 

2001:8E Fornlämningar och kulturmiljöer i skogsmark 

2001:8G Framtidens skog 

2001:8H De skogliga aktörerna och skogspolitiken 

2001:8I Skogsbilvägar 

2001:8J Skogen sociala värden 

2001:8K Arbetsmarknadspolitiska åtgärder i skogen 

2001:8L Skogsvårdsorganisationens uppdragsverksamhet 

2001:8M Skogsbruk och rennäring 

2001:8O Skador på skog 

2001:9 Projekterfarenheter av landskapsanalys i lokal samverkan – (LIFE 96 ENV S 367) Uthålligt skogsbruk byggt på landskapsanalys 

i lokal samverkan 

2001:11A Strategier för åtgärder mot markförsurning 

2001:11B Markförsurningsprocesser 

2001:11C Effekter på biologisk mångfald av markförsurning och motåtgärder 

2001:11D Urvalskriterier för bedömning av markförsurning 

2001:11E Effekter på kvävedynamiken av markförsurning och motåtgärder 

2001:11F Effekter på skogsproduktion av markförsurning och motåtgärder 

2001:11G Effekter på tungmetallers och cesiums rörlighet av markförsurning och motåtgärder 

2001:12 Forest Condition of Beech and Oek in southern Sweden 1999 

2002:1 Ekskador i Europa 

2002:2 Gröna Huset, slutrapport 

2002:3 Project experiences of landscape analysis with local participation – (LIFE 96 ENV S 367) Local participation in sustaina 

ble forest management based on landscape analysis 

2002:4 Landskapsekologisk planering i Söderhamns kommun 

2002:5 Miljöriktig vedeldning - Ett informationsprojekt i Söderhamn 

2002:6 White backed woodpecker landscapes and new nature reserves 

2002:7 ÄBIN Satellit 

2002:8 Demonstration of Methods to monitor Sustainable Forestry, Final report Sweden 

2002:9 Inventering av frötäktssbestånd av stjälkek, bergek och rödek under 2001 - Ekdöd, skötsel och naturvård 

2002:10 A comparison between National Forest Programmes of some EU-member states 

2002:11 Satellitbildsbaserade skattningar av skogliga variabler 

2002:12 Skog & Miljö - Miljöbeskrivning av skogsmarken i Söderhamns kommun 

2003:1 Övervakning av biologisk mångfald i skogen - En jämförelse av två metoder 

2003:2 Fågelfaunan i olika skogsmiljöer - en studie på beståndsnivå 

2003:3 Effektivare samråd mellan rennäring och skogsbruk -förbättrad dialog via ett utvecklat samrådsförfarande 

2003:4 Projekt Nissadalen - En integrerad strategi för kalkning och askspridning i hela avrinningsområden 

2003:5 Projekt Renbruksplan 2000-2002 Slutrapport, - ett planeringsverktyg för samebyarna 

2003:6 Att mäta skogens biologiska mångfald - möjligheter och hinder för att följa upp skogspolitikens miljömål i Sverige 

2003:7 Vilka botaniska naturvärden finns vid torplämningar i norra Uppland? 

2003:8 Kalkgranskogar i Sverige och Norge – förslag till växtsociologisk klassificering 

2003:9 Skogsägare på distans - Utvärdering av SVO:s riktade insatser för utbor 

2003:10 The EU enlargement in 2004: analysis of the forestry situation and perspectives in relation to the present EU and 

Sweden 

2004:1 Effektuppföljning skogsmarkskalkning tillväxt och trädvitalitet, 1990-2002 

2004:2 Skogliga konsekvensanalyser 2003 - SKA 03 

2004:3 Natur- och kulturinventeringen i Kronobergs län 1996 - 2001

2004:4 Naturlig föryngring av tall 

2004:5 How Sweden meets the IPF requirements on nfp 

2004:6 Synthesis of the model forest concept and its application to Vilhelmina model forest and Barents model forest network 

2004:7 Vedlevande arters krav på substrat - sammanställning och analys av 3.600 arter 

2004:8 EU-utvidgningen och skogsindustrin - En analys av skogsindustrins betydelse för de nya medlemsländernas ekonomier 

2004:9 Nytt nummer se 2005:1 

2004:10 Om virkesförrådets utveckling och dess påverkan på skogsbrukets lönsamhet under perioden 1980-2002 

2004:11 Naturskydd och skogligt genbevarande 

2004:12 Når vi skogspolitikens mångfaldsmål på artnivå? - Åtgärdsförslag för uppföljning och metodutveckling 

2005:1 Access to the forests for disabled people 

2005:2 Tillgång till naturen för människor med funktionshinder 

2005:3 Besökarstudier i naturområden - en handbok 

2005:4 Visitor studies in natureareas - a manual 

2005:5 Skogshistoria år från år 1177-2005 

2005:6 Vägar till ett effektivare samarbete i den privata tätortsnära skogen 

2005:7 Planering för rekreation - Grön skogsbruksplan i privatägd tätortsnära skog 

2005:8a-8c Report from Proceedings of ForestSAT 2005 in Borås May 31 - June 3 

2005:9 Sammanställning av stormskador på skog i Sverige under de senaste 210 åren 

2005:10 Frivilliga avsättningar - en del i Miljökvalitetsmålet Levande skogar 

2005:11 Skogliga sektorsmål - förutsättningar och bakgrundsmaterial 

2005:12 Målbilder för det skogliga sektorsmålet - hur går det med bevarandet av biologisk mångfald? 

2005:13 Ekonomiska konsekvenser av de skogliga sektorsmålen 

2005:14 Tio skogsägares erfarenheter av stormen 

2005:15 Uppföljning av skador på fornlämningar och övriga kulturlämningar i skog 

2005:16 Mykorrhizasvampar i örtrika granskogar - en metodstudie för att hitta värdefulla miljöer 

2005:17 Forskningsseminarium skogsbruk - rennäring 11-12 augusti 2004 

2005:18 Klassning av renbete med hjälp av ståndortsboniteringens vegetationstypsindelning 

2005:19 Jämförelse av produktionspotential mellan tall, gran och björk på samma ståndort 

2006:1 Kalkning och askspridning på skogsmark - redovisning av arealer som ingått i Skogsstyrelsens försöksverksamhet 1989- 

2003 

2006:2 Satellitbildsanalys av skogsbilvägar över våtmarker 

2006:3 Myllrande Våtmarker - Förslag till nationell uppföljning av delmålet om byggande av skogsbilvägar över värdefulla våtmarker 

2006:4 Granbarkborren - en scenarioanalys för 2006-2009 

2006:5 Överensstämmer anmält och verkligt GROT-uttag? 

2006:6 Klimathotet och skogens biologiska mångfald 

2006:7 Arenor för hållbart brukande av landskapets alla värden - begreppet Model Forest som ett exempel 

2006:8 Analys av riskfaktorer efter stormen Gudrun 

2006:9 Stormskadad skog - insektsskador, viltskador, föryngring och fortsatt skötsel ännu inte klar 

2006:10 Miljökonsekvenser för vattenkvalitet, Underlagsrapport inom projektet Stormanalys 

2006:11 Miljökonsekvenser för biologisk mångfald - Underlagsrapport inom projekt Stormanalys 

2006:12 Ekonomiska och sociala konsekvenser av stormen Gudrun ännu inte klar 

2006:13 Hur drabbades enskilda skogsägare av stormen Gudrun - Resultat av en enkätundersökning ännu inte klar 

2006:14 Riskhantering i skogsbruket ännu inte klar 

2006:15 Granbarkborrens utnyttjande av vindfällen under första sommaren efter stormen Gudrun - (The spruce bark beetle in 

wind-felled trees in the first summer following the storm Gudrun) 

2006:16 Skogliga sektorsmål i ett internationellt sammanhang 

2006:17 Skogen och ekosystemansatsen i Sverige

Av Skogsstyrelsen publicerade Meddelanden: 

1991:2 Vägplan -90 

1991:3 Skogsvårdsorganisationens uppdragsverksamhet 

– Efterfrågade tjänster på en öppen marknad 

1991:4 Naturvårdshänsyn – Tagen hänsyn vid slutavverkning 1989–1991 

1991:5 Ekologiska effekter av skogsbränsleuttag 

1992:1 Svanahuvudsvägen 

1992:2 Transportformer i väglöst land 

1992:3 Utvärdering av samråden 1989-1990 /skogsbruk – rennäring 

1993:2 Virkesbalanser 1992 

1993:3 Uppföljning av 1991 års lövträdsplantering på åker 

1993:4 Återväxttaxeringarna 1990-1992 

1994:1 Plantinventering 89 

1995:2 Gallringsundersökning 92 

1995:3 Kontrolltaxering av nyckelbiotoper 

1996:1 Skogsstyrelsens anslag för tillämpad skogsproduktionsforskning 

1997:1 Naturskydd och naturhänsyn i skogen 

1997:2 Skogsvårdsorganisationens årskonferens 1996 

1998:1 Skogsvårdsorganisationens Utvärdering av Skogspolitiken 

1998:2 Skogliga aktörer och den nya skogspolitiken 

1998:3 Föryngringsavverkning och skogsbilvägar 

1998:4 Miljöhänsyn vid föryngringsavverkning - Delresultat från Polytax 

1998:5 Beståndsanläggning 

1998:6 Naturskydd och miljöarbete 

1998:7 Röjningsundersökning 1997 

1998:8 Gallringsundersökning 1997 

1998:9 Skadebilden beträffande fasta fornlämningar och övriga kulturmiljövärden 

1998:10 Produktionskonsekvenser av den nya skogspolitiken 

1998:11 SMILE - Uppföljning av sumpskogsskötsel 

1998:12 Sköter vi ädellövskogen? - Ett projekt inom SMILE 

1998:13 Riksdagens skogspolitiska intentioner. Om mål som uppdrag till en myndighet 

1998:14 Swedish forest policy in an international perspective. (Utfört av FAO) 

1998:15 Produktion eller miljö. (En mediaundersökning utförd av Göteborgs universitet) 

1998:16 De trädbevuxna impedimentens betydelse som livsmiljöer för skogslevande växt- och djurarter 

1998:17 Verksamhet inom Skogsvårdsorganisationen som kan utnyttjas i den nationella miljöövervakningen 

1998:18 Auswertung der schwedischen Forstpolitik 1997 

1998:19 Skogsvårdsorganisationens årskonferens 1998 

1999:1 Nyckelbiotopsinventeringen 1993-1998. Slutrapport 

1999:2 Nyckelbiotopsinventering inom större skogsbolag. En jämförelse mellan SVOs och bolagens inventeringsmetodik 

1999:3 Sveriges sumpskogar. Resultat av sumpskogsinventeringen 1990-1998 

2001:1 Skogsvårdsorganisationens Årskonferens 2000 

2001:2 Rekommendationer vid uttag av skogsbränsle och kompensationsgödsling 

2001:3 Kontrollinventering av nyckelbiotoper år 2000 

2001:4 Åtgärder mot markförsurning och för ett uthålligt brukande av skogsmarken 

2001:5 Miljöövervakning av Biologisk mångfald i Nyckelbiotoper 

2001:6 Utvärdering av samråden 1998 Skogsbruk - rennäring 

2002:1 Skogsvårdsorganisationens utvärdering av skogspolitikens effekter - SUS 2001 

2002:2 Skog för naturvårdsändamål – uppföljning av områdesskydd, frivilliga avsättningar, samt miljöhänsyn vid föryngringsavverkning 

2002:3 Recommendations for the extraction of forest fuel and compensation fertilising 

2002:4 Action plan to counteract soil acidification and to promote sustainable use of forestland 

2002:5 Blir er av 

2002:6 Skogsmarksgödsling - effekter på skogshushållning, ekonomi, sysselsättning och miljön 

2003:1 Skogsvårdsorganisationens Årskonferens 2002 

2003:2 Konsekvenser av ett förbud mot permetrinbehandling av skogsplantor 

2004:1 Kontinuitetsskogar - en förstudie 

2004:2 Landskapsekologiska kärnområden - LEKO, Redovisning av ett projekt 1999-2003 

2004:3 Skogens sociala värden 

2004:4 Inventering av nyckelbiotoper - Resultat 2003 

2006:1 Stormen 2005 - en skoglig analys

Beställning av Rapporter och Meddelanden 

Skogsstyrelsen, 

Förlaget 

551 83 JÖNKÖPING 

Telefon: 036 – 15 55 92 

vx 036 – 15 56 00 

fax 036 – 19 06 22 

e-post: sksforlag.order@skogsstyrelsen.se 

www.skogsstyrelsen.se 

I Skogsstyrelsens författningssamling (SKSFS) publiceras myndighetens föreskrifter och allmänna råd. Föreskrifterna är av tvingande natur. 

De allmänna råden är generella rekommendationer som anger hur någon kan eller bör handla i visst hänseende. 

I Skogsstyrelsens Meddelande-serie publiceras redogörelser, utredningar m.m. av officiell karaktär. Innehållet överensstämmer med myndighetens 

policy. 

I Skogsstyrelsens Rapport-serie publiceras redogörelser och utredningar m.m. för vars innehåll författaren/författarna själva ansvarar. 

Skogsstyrelsen publicerar dessutom fortlöpande: Foldrar, broschyrer, böcker m.m. inom skilda skogliga ämnesområden. 

Skogsstyrelsen är också utgivare av tidningen Skogseko.

Stormen Gudrun drabbade stora arealer skog i 

södra Sverige. I denna rapport redovisar SLU och 

Göteborgs universitet en litteratursammanställning 

om effekter av stora stormfällningar på den biologiska 

mångfalden. Skogsstyrelsen har studerat vilka 

effekter stormen och upparbetningen fått i områden 

med höga naturvärden respektive för den generella 

hänsynen på tidigare avverkade hyggen.

Miljökonsekvenser för biologisk mångfald

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

Delete template?

Save as template?