Biomassabaserade gallringsmallar för olika skötselmål avsedda för unga täta talldominerade bestånd

Transkript

1 Biomassabaserade gallringsmallar för olika skötselmål avsedda för unga täta talldominerade bestånd I biomassa-/bioenergigallringar påverkas lönsamheten till stor del av medelstammens storlek och av hur mycket biomassa som kan tas ut, men också av gallringsteknik och -metodik. Genom så kallad krankorridorgallring (KKG) kan man höja kostnadseffektiviteten vid biomassauttag i unga, stamtäta skogar. Beståndet efter gallring kommer att utgöras av stråk, eller korridorer i ett flexibelt mönster där samtliga träd gallrats bort, samt orörda mellanzoner. Tanken med gallring i form av korridorer är att göra rationella kranrörelser där flera stammar skördas i varje kranrörelse i stället för individuell hantering och på så sätt minska avverkningskostnaden. Efter en första uttag i korridorer ska beståndet kunna skötas mer konventionellt med senare avverkningar för massaveds- och timmeruttag. Ytterligare ett motiv för KKG är att den skapade beståndsstrukturen även kan producera ytterligare nyttor i form av ökad diversitet beträffande till exempel artsammansättning (mer lövandel, fler habitat för olika organismgrupper osv). Projektet har bestått av ett antal delprojekt. Dels har vi tagit fram modeller för att kunna skatta hur mycket biomassa i form av stamved, grenar och barr som finns i ett skogsbestånd, dels har vi studerat produktion och tillväxt i försök som lagts ut i täta ungskogar och som har kunnat följas under upp mot 20 år. Resultaten visar bland annat på mycket hög produktion i stamtäta försöksled som gödslats årligen men även att en gödselgiva var 6:e är mer kostnadseffektiv. Vi har även studerat hur kvarstående träd utvecklas efter en första biomassagallring. Resultaten visar att de största träden har största diametertillväxten (i brösthöjd), oavsett beståndstäthet eller näringsnivå, dvs. de större träden i ett tätt bestånd har generellt bästa konkurrensförmågan. Antalet träd med hög konkurrensförmåga kan ofta motsvara det antal som är lämpligt att ha kvar inför senare gallring och slutavverkning. Inom projektet har vi även följt upp nyligen utlagda försök med KKG. Vi avser att fortsätta följa försöken över tid för att studera bl.a. biomassaproduktion och eventuella skador. Hur den unga skogen sköts påverkar beståndets senare utveckling och vilka nyttor som kan produceras under en omloppstid. Röjning och förstagallring är viktiga verktyg för att forma bestånd som kan producera såväl önskade virkessortiment och vedegenskaper som miljöer för biodiversitet och ekosystemtjänster. Inom projektet har vi därför tagit fram ett Excelverktyg som kan användas som analysverktyg för att kvantifiera inverkan av olika åtgärder och variabler. Arbetet med att utforma ett enkelt stödverktyg för biomassa-/bioenergigallringar bör fortsätta, bl.a. för att inkludera optimering av gallringstidpunkt/er utifrån olika målbilder och aktuella sortimentspriser. Den framtida prisutvecklingen på biomassasortiment kommer troligtvis att ha en stor betydelse för val av bestånd som är lämpliga för KKG-tekniken.

2 Biomassabaserade gallringsmallar för olika skötselmål avsedda för unga täta talldominerade bestånd Slutrapport Norrskogs Forskningsstiftelse Kristina Ulvcrona, Urban Bergsten och Lars Karlsson. SLU, Inst. f. skogens biomaterial och teknologi 1

3 Bakgrund Valet och utförandet av skötselåtgärder i unga skogar har långsiktig inverkan på beståndens utveckling och de nyttigheter som kan produceras under en omloppstid. Stamtätheten i den unga skogen påverkar beståndets tillväxt, biomassanivåer och vedegenskaper, från senare gallringar till slutavverkning. Röjning och förstagallring är därför viktiga verktyg för att forma bestånd som kan producera såväl önskade virkessortiment och vedegenskaper som miljöer för biodiversitet och ekosystemtjänster. Sedan ett antal år tillbaka pågår en intensiv debatt angående vilka praktiska handlingsalternativ som finns för stamtäta och dimensionsheterogena bestånd (s.k. konfliktbestånd). Vanligtvis är det viktigt att med tiden reducera stamantalet för att undvika självgallring och produktionsnedsättningar. Både röjning och konventionell massavedsgallring är dock ofta kostsamma. Eftersom stamtäta unga bestånd kan bidra med ett stort nationellt biomassa- /energitillskott (Karlsson et al. 2015; Fernandez-Lacruz et al. 2015) har rationellare gallringsmetoder, som kan förbättra avkastningen för skogsägare, länge efterlysts. I biomassagallringar påverkas lönsamheten till stor del av medelstammens storlek och av hur mycket biomassa som kan tas ut (Ahtikoski et al. 2008) men också av gallringsteknik och - metodik. Enligt Bergström (2009) kan man genom krankorridorgallring (KKG) höja kostnadseffektiviteten vid biomassauttag i unga, stamtäta skogar. KKG utförs med stickvägsopererande maskiner som arbetar schematiskt i beståndet. Beståndet efter gallring kommer därför att utgöras av stråk, eller korridorer, där samtliga träd gallrats bort, samt orörda mellanzoner. Eftersom det finns viss flexibilitet i KKG-konceptet kan man rikta uttaget mot olika trädklasser. Därigenom kan KKG utföras som hög- (uttag av framförallt härskande och medhärskande träd) och som låggallring (uttag av framförallt undertryckta och behärskade träd). Ekonomiska analyser har visat att lönsamheten sett över en rotationsperiod ökar om man använder KKG i unga, stamtäta bestånd istället för röjning. Gallringsform och uttagsnivå kan dock komma att påverka framtida skötsel och lönsamhet (Karlsson et al. 2015). Det behövs därför riktlinjer kring utförandet. 2

4 Konventionella röjningar bidrar till mer eller mindre enskiktade bestånd med relativt låga stamantal (ca stammar per hektar beroende på trädslag och geografiskt läge). Därigenom anpassas bestånden till de befintliga skötsel- och gallringssystemen som under en lång tid använts med det huvudsakliga syftet att producera timmer och massaved. Det schematiska inslaget i KKG innebär däremot att man skapar bestånd med högre vertikal komplexitet och en högre andel lövträd jämfört med konventionella skötselmetoder. Sådana beståndsstrukturer kan vara svåra att hantera med de system och verktyg som huvudsakligen används idag (jfr gallringsmallar) men de öppnar möjligheter att bedriva ett skogsbruk som omfattar variabla/multipla målbilder med ökat beaktande av ekosystemtjänster och miljömål. I ansökan ingick tre delprojekt men det tredje angående utvärdering av ny inventeringsmetodik, som beskrevs som eventuellt möjligt att genomföra, har tyvärr inte kunnat göras. Ett examensarbete har utannonserats, men ingen student anmälde intresse för projektet. Övriga delprojekt har dock genomförts enligt plan, resultaten sammanfattas kort nedan. Skattning av biomassa Möjligheten att kunna skatta biomassa (torrvikt av stamved, friska respektive döda grenar, barr samt lövmassa) är av största vikt eftersom det ligger till grund för val av skötselåtgärd. Idag används framför allt funktioner framtagna av Marklund (1987; 1988), men dessa funktioner är helt baserade på provträd från genomröjda bestånd. Marklund påpekar även i sina arbeten att funktionerna är anpassade för träd från glesare bestånd. Genom tidigare arbeten med täta unga skogar (Ulvcrona 2011) har ett flertal biomassaprovtagningar genomförts. Problemet för att kunna skapa generella funktioner är behovet av geografisk spridning för att fånga skillnader och därigenom göra funktionerna så allmängiltiga som möjligt. Genom ett samarbete med Metla (nuvarande LUKE) i Finland utfördes ett arbete för att ta fram funktioner för yngre täta bestånd. Arbetet baseras på provträd från norra Sverige, totalt 280 provträd (126 tallar, 68 granar och 86 björkar). Därmed finns nu biomassafunktioner för unga och stamtäta bestånd som ger torrvikt för hela trädet, för stamveden inkl. bark samt för grenar och barr (Repola & Ulvcrona 2014). Trädens brösthöjdsdiameter, höjd och kronlängd utgör 3

5 ingående variabler, de utgör indirekta mått på beståndstäthet/-struktur, mm. Även om funktionerna verkar fungera bra för norra Sverige borde de göras mer nationellt representativa. Ytterligare insamling av provträdsmaterial för övriga delar av landet är därför angelägen. Contorta skiljer sig mot svensk tall genom att den har större andel krona som i vissa fall t.o.m. går under brösthöjd. Barren är längre vilket ger betydligt högre barrvikt än för motsvarande trädstorlek hos svensk tall. Arten uppvisar även större plasticitet gentemot stamtäthet, contorta från glesare förband utvecklar större grenar än tall. Det finns idag inga lokala biomassafunktioner från Skandinavien för att skatta torrvikt av biomassa för contorta. Samtidigt har vi 8,9 miljoner m 3 contorta fördelat på 5,8 miljoner m 3 inom diameterklass mm, respektive 3,1 miljoner m 3 för diameterklass mm (Skogsstatistisk Årsbok 2014). Ett arbete som behandlar skattning av biomassa för contorta har gjorts inom projektet (Elfving et al in prep). Totalt omfattar arbetet 164 provträd från totalt 13 lokaler i norra Sverige. Provträden varierar i storlek från 4-36 cm i brösthöjdsdiameter och 2-32 m i höjd. Som ingående variabler för att skatta torrvikt av de olika fraktionerna (stamved inklusive bark, levande respektive döda grenar, barrmassa samt totalvikt) visade sig brösthöjdsdiameter, trädhöjd och kronlängd vara de bästa variablerna. Träds och bestånds utveckling efter olika skötselåtgärder En analys av enskilda träds utveckling efter energiskörd i tidigare oröjda tall-dominerade bestånd har även gjorts. Manuskript (Ulvcrona & Bergsten in prep.) avses att submittas till Silva Fennica inom kort. Utveckling på beståndsnivå för enskilda träd från försöksled med energiskörd i tidigare oröjda bestånd jämförs i arbetet med försöksled som röjts till stammar/ha vid 4-5 m höjd. Resultaten i stort visar på att störst diameterutveckling sker bland de största träden, oavsett beståndstäthet/förband eller näringsnivå (Figur 1). 4

6 Diameter increment (mm) C C+F1 C+F2 PCT PCT+F <50,1 50,1-7070, , , , , , ,1-210 Diameter class (mm) 2010 Figur 1. Diameterutvecklingen mellan åren för olika diameterklasser enligt trädklass år C= kontroll, tidigare oröjd. C+F1=Tidigare oröjd samt 100 kg N ha -1 vart 6 år, totalt två givor under försöket. C+F2= Tidigare oröjd, intensivgödsling 100 kg N ha -1 årligen. PCT= Röjt till stammar ha -1, PCT+F1= Röjt till stammar ha -1 samt gödsling 100 kg N ha -1 vart 6 år, totalt två givor under försöket. Försöket visar även att de tidigare oröjda försöksleden (C, C+F1 samt C+F2) resulterat i högst totalproduktion vid inmätningar 2013, fyra år efter energiskörd. Det intensivgödslade försöksledet resulterade i signifikant högre produktion jämfört de röjda försöksleden (PCT och PCT+F1) (Figur 2). Det kan observeras att de röjda leden inom försöket var tämligen stamtäta med stammar ha -1, dvs. med en mer konventionell stamtäthet efter röjning hade skillnaderna varit betydligt större. 5

7 DW Biomass ton ha A Harvest AB AB 80 B 70 B C C+F1 C+F2 PCT PCT+F1 Treatment Figur 2. Total biomassaproduktion inklusive uttag i samband med energiskörd 2009 (tidigare oröjda försöksled C, C+F1 samt C+F2) markerat som skuggning. Det bedöms ofta att det finns en risk med skador, framför allt i form av snöbrott, efter gallring i tidigare stamtäta bestånd. Fyra år efter energiskörd var dock andelen skador mycket låg inom försöken. De mest allvarliga skadorna, dvs. döda träd, stambrott och liggande stammar analyserades. Högst värde fanns i behandlingsled C+F2 med en total grundyta 0,7 m 2 ha -1, lägst värde fanns i tidigare röjt bestånd PCT 0,23 m 2 ha -1. Det var ingen signifikant skillnad mellan behandlingarna. Endast ett dött träd, samt ett träd med stambrott och med brösthöjdsdiameter >45 mm inom samtliga lokaler och försöksled återfanns vid revision 2013 (i PCT-behandlingar). Ett manus (Ulvcrona m.fl. submitted) som behandlar produktion och fördelning av biomassa från nämnda försöksseries etablering till och med energiuttag (jfr ovan) har skickats till Forestry under november Resultaten visar på signifikant högre produktion i oröjda försöksled och högst produktion i samband med intensiv gödslingsgiva (100 kg N ha -1 ). Dock var skillnaden i produktion mellan att gödsla varje år inte signifikant högre jämfört att gödsla samma giva var 6:e år. Även total mängd biomassa som skördades var störst i behandlingsled C+F2 (Figur 3). 6

8 Biomass ton ha -1 Energy harvest Dead branches Foliage Branches Stem C C+F1 C+F2 Treatment Figur 3. Uttag av biomassa i samband med energiskörd Förkortningar av de olika försöksleden, se figurtext Figur 1. Inverkan av uttag i olika former, främst av KKG Två försöksserier har lagts ut, KKG 1 samt KKG 2 (Ulvcrona et al. 2015a) (Figur 4). KKG 1 har etablerats i samarbete med Skogssällskapet och omfattar lokaler i Södra Sverige. KKG 2 har etablerats i samarbete med Sveaskog och omfattar lokaler i Västerbotten, Värmland samt Småland. Bearbetning av data angående gallringsuttag och beståndsstruktur efter KKG jämfört med konventionell röjning/gallring har sammanställts och skickas inom kort till Silva Fennica som note (Ulvcrona et al in prep.). Gallring i form av korridorer (KKG, se Bergström 2009), olika utformning med avseende på bredd och frihet att anpassa uttaget med konventionell gallring respektive röjning. Vid energiuttag i unga täta bestånd är teknikfrågan och slutekonomin helt avgörande för det ekonomiska resultatet. Tanken med gallring i form av korridorer är att göra rationella kranrörelser där flera stammar skördas i varje kranrörelse i stället för individuell hantering och på så sätt minska avverkningskostnaden. Efter en första KKG ska beståndet kunna skötas konventionellt med senare avverkningar för massaveds- och timmeruttag. Ytterligare ett motiv för KKG är att den skapade beståndsstrukturen även kan producera ytterligare nyttor i form av ökad diversitet beträffande exv. artsammansättning (mer lövandel, fler habitat för olika organismgrupper). Detta kommer att studeras under kommande år ( ) inom ett 7

9 Formasfinansierat projekt ( Jämförelse av hållbarhetsaspekter av bio-ekonomianpassade gallringsmetoder i unga bestånd ). Figur 4. Försök med krankorridorgallring, KKG I (fyrkanter), tre lokaler och KKG II (trekanter), tre lokaler. Med nämnda KKG 1 och 2 som grund har ytterligare en rapport (Karlsson m.fl. 2015), ang. ett redskap för val av åtgärd och skötselmål i unga täta skogar, gjorts inom projektet. Syften med detta arbete var (i) att skapa ett verktyg för att underlätta valet av skötselåtgärder för konfliktbestånd, (ii) att exemplifiera verktygets användning genom att kvantifiera hur bestånd utvecklas fram till nästa gallring efter olika former av KKG i jämförelse med konventionell röjning och gallring, samt (iii) att analysera nuvärden t.o.m. förstagallringen. I detta projekt har vi använt oss av beståndsdata från nämnda två KKG-försöksserier för att ta fram ett Excelbaserat redskap för val av åtgärd och skötselmål i unga täta skogar. I försöken utfördes KKG med olika korridorbredd (1-2 m) och olika metodik beträffande styrning av gallringsuttaget. Gallring i strikta korridorer utan möjlighet att anpassa uttaget jämfördes med mer selektiv KKG-metodik där föraren gjort ett uttag mot låg- respektive 8

10 höggallring. De olika KKG-behandlingarna jämfördes med, beroende på beståndshöjd (5-6 m, alt. 8-9 m), konventionell röjning eller gallring. Utgångsdata användes för att simulera tillväxt tio (KKG1) resp. 15 år (KKG2) framåt i tiden. I KKG2-serien gjordes även nuvärdesanalyser (t.o.m. gallringsingreppet). KKG1-serien Jämfört med KKG resulterade konventionell selektiv gallring i lägre stamantal, grundyta och en högre medeldiameter i brösthöjd. Antalet träd kvar efter selektiv gallring avvek tydligt från det önskade ca 1000 st/ha, betydligt fler träd kvar på två lokaler och något färre på en lokal. I genomsnitt var medeldiametern % högre efter selektiv gallring än efter de olika KKG behandlingarna. Brösthöjdsdiametern för de grövsta träden efter KKG, motsvarande det antal träd som fanns kvar efter selektiv gallring (D N-Sel), var dock 13,8 14,8 cm i medeltal, d.v.s ca 1-2 cm högre än den genomsnittliga diametern för selektiv gallring. På alla lokaler resulterade den delvis selektiva KKG i högre biomassa- och virkesförråd än övriga behandlingar. Val av korridorbredd hade till synes ingen entydig påverkan på beståndens utveckling. KKG2-serien På samtliga lokaler uppvisade de konventionella skötselåtgärderna en högre medeldiameter i brösthöjd. Oavsett gallringstidpunkt eller gallringsförfarande var medeldiametern i genomsnitt % högre 15 år efter konventionell röjning/gallring jämfört med KKG. Storleken på medeldiameter för D N-Sel, var dock oberoende av behandling. Genomgående på alla lokaler var att grundyta, volym och biomassa var högre efter KKG hög- och låggallring (i genomsnitt %, och %) än efter konventionell gallring. En liknande men något mindre påtaglig skillnad kunde skönjas på två av tre lokaler efter KKG vid beståndshöjden 5-6 m. Biomassauttaget efter KKG varierade generellt mellan knappt 10 och 30 ton per hektar. På en försöksyta var dock uttaget markant högre (ca 50 ton per hektar). Detta hade en tydlig positiv effekt på intäkt och nuvärde. På de andra två lokalerna var dock KKG hög den behandling som genererade det högsta nuvärdet. Av behandlingarna som innefattade biomassauttag genererade det tidiga uttaget (KKG Röjning ) det lägsta nuvärdet på två av tre lokaler. För att uppnå lönsamhet vid biomassa-/energigallringar är relationen mellan beståndens struktur (framför allt medelstam och stamtäthet) och aktuellt biomassapris tämligen avgörande. I denna studie var 9

11 biomassauttaget vid 5-6 m medelhöjd beroende av ett biomassapris över 150 kr/råton för att vara lönsamt medan det vid 8-9 m medelhöjd krävdes cirka kr/råton för att uppnå lönsamhet. Ingen signifikant skillnad mellan behandlingar kunde påvisas beträffande total mängd biomassa i kvarvarande bestånd. För det högre beståndet (8-9 m) var medelvärdet högst i KKG Låggallring (29 ton/ha), följt av KKG Höggallring (28 ton/ha) och lägst medelvärde återfanns i konventionell gallring till stammar/ha (22 ton/ha). Inte heller i det lägre beståndet (5-6 m) kunde någon signifikant skillnad påvisas mellan KKG och konventionell röjning (ca 29 ton/ha i de två behandlingarna). För de högre bestånden (8-9 m) var total produktion av nyttig biomassa (exkl. röjd biomassa) högst i KKG låg (114 ton/ha), följt av KKG hög (107 ton/ha) och lägst medelvärde återfanns i konventionell gallring till stammar/ha (87 ton/ha). För de lägre 5-6 m- bestånden var total nyttig produktion i genomsnitt 82 ton/ha i KKG-behandlingen och 66 ton/ha i konventionell röjning. Flera variabler är viktiga att beakta när man planerar uttag i unga, täta skogsbestånd. Det framtagna Excelverktyget kan användas som analysverktyg för att kvantifiera inverkan av vissa variabler. Beroende av den övergripande målbilden finns det även andra faktorer som kan vara viktiga för en markägare. De beståndsstrukturer som man lämnar efter sig efter en tidig energigallring öppnar t.ex. möjligheter att producera biomassa, timmer och massaved samt träd med specifika vedegenskaper. I och med att KKG utförs i korridorer kommer diameterspridningen/höjdskiktningen och den vertikala komplexiteten att skilja sig åt jämfört med en konventionell gallring. Heterogenitet och vertikal komplexitet kan vara viktiga faktorer för skapandet av ett brett spektra av ekosystemtjänster och kan vidare medföra en ökad andel lövträd, vilket öppnar möjligheter att bedriva ett skogsbrukande som kan gynna biodiversiteten. Efter utvärdering av möjliga nyckelvariabler bör därför arbetet med att utforma ett enkelt stödverktyg för biomassa/bioenergigallringar fortsätta. Ett sådant arbete skulle eventuellt bland annat kunna komma att omfatta optimering av gallringstidpunkt/er utifrån olika målbilder. Den framtida prisutvecklingen på biomassa kommer troligtvis att ha en stor betydelse för val av bestånd som är lämpliga för KKG-tekniken. Rapporten bifogas i sin helhet som bilaga (Karlssonm.fl. 2015). Dessutom finns Excelverktyget tillgängligt och demonstrerbart (kontaktperson Lars Karlsson). 10

12 Föryngringsintensitet och beståndsutveckling En artikel kring inverkan av föryngringsintensitet på beståndsetablering och den unga skogens struktur och tillväxt (Hallsby m.fl 2015) har även publicerats av projektdeltagarna under projektperioden. Olika intensitet i samband med etablering efter slutavverkning jämfördes. Normal skötsel med markberedning och plantering jämfördes med intensiv skötsel där tidig markberedning kombinerades med extra stora plantor respektive ett försöksled utan vare sig markberedning eller plantering. Totalt omfattade försöket 14 lokaler och utvärderades år efter etablering. Resultaten i stort visar på högst produktion i det mest intensiva försökledet och lägst i försöksled utan åtgärd (Figur 5), men resultatet var inte entydigt för samtliga lokaler och variationen var stor beträffande produktion mellan de olika lokalerna. Det var ofta påfallande höga avgångar bland planterade plantor och ett betydande tillskott från naturlig föryngring över tid. Det förefaller inte ovanligt att ca hälften av träden i etablerade bestånd är naturligt föryngrade. Det gör det förstås angeläget att hitta sätt som gör att man vid röjning/gallring vet vilka träd som kommer från förädlat material för att man ska kunna nyttja förädlingsframsteg under en omloppstid, idag är det inte möjligt. KKG som metod är förhållandevis neutral utifrån denna aspekt eftersom det är möjligt med viss flexibilitet i trädval, både hög- och låggallring kan utföras, trots att uttaget görs mer geometriskt än vid konventionell röjning/gallring. 11

13 Basal area m 2 ha a Basal area ab b High (I) Normal (II) Low (III) Treatment Figur 5. Grundyta år efter etablering av 14 planteringsförsök där högintensiv behandling (tidig markberedning och extra stora plantor) jämförts med normal och låg (ingen åtgärd). Resultaten presenterades även vid internationell konferens i Göttingen i slutet av augusti/början av september ( Ecology for a sustainable future, Göttingen. GfOa annual meeting) (Ulvcrona m.fl. 2015b). 12

14 Referenser Bergström D Techniques and systems for boom-corridor thinning in young dense forests. Doctoral thesis. Acta Universitatis Agriculturae Sueciae, 87. ISBN Claesson, S., Sahlén, K. and Lundmark, T Functions for biomass estimation of young Pinus sylvestris,picea abies and Betula sp. From stands in northern Sweden with high stand densities. Scandinavian Journal of Forest Research 16: Marklund L.G. (1987). Biomass functions for Norway spruce (Picea abies (L.) Karst.) in Sweden. 20 Institutionen för Skogstaxering, Sveriges Lantbruksuniversitet, Report 43.. Marklund L.G. (1988). Biomass functions for pine, spruce and birch in Sweden. Institutionen för Skogstaxering, Sveriges Lantbruksuniversitet, Report 45. [In Swedish]. Skogsstatistik årsbok Skogsstyrelsen, Jönköping. ISBN Publikationer inom projektet Elfving, B., Ulvcrona, K.A. and Egnell, G. Biomass equations for lodgepole pine in northern Sweden. In prep för Submission to Canadian Journal of Forest Research Hallsby, G., Ulvcrona, K.A., Karlsson, A., Elfving, B., Sjögren, H., Ulvcrona T. and Urban Bergsten. U Effects of intensity of forest regeneration measures on stand development in a nationwide Swedish field experiment. Forestry 0: /forestry/cpv010. Karlsson, L., Ulvcrona, K.A. and Bergsten, U Redskap för val av åtgärd och skötselmål i unga täta skogar. Rapport Nr. X. Institutionen för Skogens Biomaterial och Teknologi, Sveriges Lantbruks Universitet. 13

15 Repola, J. & Ulvcrona, K Modelling biomass of young and dense Scots pine (Pinus sylvestris L.) dominated mixed forests in northern Sweden. Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id Ulvcrona, K.A. Urban Bergsten, Urban Nilsson and Tomas Lundmark. Biomass production in young dense Scots pine dominated stands; combining early biofuel harvests and later cuttings. Submitted to Forestry Nov Ulvcrona, K.A. and Bergsten, U. Diameter increment, forest production and damages after energy harvest in dense Scots pine (Pinus sylvestris L.) dominated mixed forests in northern Sweden. In prep for Submission to Silv Fennica. Ulvcrona, K.A., Bergström, D. and Bergsten, U. 2015a. Effekter av krankorridorgallring (KKG) på beståndets kvalitet och fortsatta utveckling. Rapport efter utläggning av försöksytor. Rapport Nr. X. Institutionen för Skogens Biomaterial och Teknologi, Sveriges Lantbruks Universitet. Ulvcrona, K.A., Bergström, D. and Bergsten, U. Effects of high- and low Boom Corridor Thinning (BCT) on stand structure in young dense stands. Manuscript/submitted to Silva Fennica xx. Ulvcrona, K.A., Hallsby, G., Erefur, C. and Bergsten, U. 2015b. Effects of intensity of forest regeneration measures on some ecosystem services in a nationwide Swedish field experiment. GfOa annual meeting, Ecology for a sustainable future. 14

16 Redskap för val av åtgärd och skötselmål i unga täta skogar A tool for selection of management regimes in young dense stands Lars Karlsson, Kristina Ahnlund Ulvcrona, Urban Bergsten Foto: Urban Bergsten Finansierat av 1

17 Innehåll Innehåll...2 Förord.3 Sammanfattning.4 Introduktion 6 Material och Metod 7 Försöksbeskrivning och utgångsläge 7 Simulering av tillväxt.. 10 Volym och biomassaberäkningar Skador och avgångar...10 Ekonomiska beräkningar 11 Verktyg för gallringssimulering...11 Exempel på resultat från utlagda försök med KKG Resultat.11 Verktyg för gallringssimulering.11 Exempel på resultat från framskrivning av utlagda försök.12 Diskussion.17 Verktyg för simulering av gallring och beståndsutveckling.. 17 Exempel på resultat från framskrivning av utlagda försök.17 Referenser 19 2

18 Förord Detta arbete ingår inom projektet Biomassabaserade gallringsmallar för olika skötselmål avsedda för unga täta talldominerade bestånd, finansierat av Norrskogs Forskningsstiftelse. Två försöksserier med krankorridorgallring (KKG) har nyttjats. KKG 1 har etablerats genom finansiering från Skogssällskapet och Sveaskog har finansierat utläggning av försöksserie KKG 2. Umeå den Lars Karlsson, Kristina Ahnlund Ulvcrona och Urban Bergsten 3

19 Sammanfattning I detta projekt har vi använt oss av beståndsdata från två försöksserier i krankorridorgallring (KKG) för att ta fram ett Excelbaserat redskap för val av åtgärd och skötselmål i unga täta skogar. Försöksserierna etablerades under åren Den första, KKG1 ligger i södra Sverige, KKG2 har lokaler i Västerbotten, Värmland samt Småland, dvs. med en större geografisk spridning. I KKG1-serien var beståndens medelhöjd ca 9 m, i KKG2 studerades bestånd med medelhöjden 5-6 m resp. 8-9 m. I försöken har KKG utförts med olika korridorbredd (1-2 m) och olika metodik beträffande styrning av gallringsuttaget. Gallring i strikta korridorer utan möjlighet att anpassa uttaget har jämförts med mer selektiv KKG-metodik där föraren gjort ett uttag mot låg- respektive höggallring. De olika KKG-behandlingarna har, beroende på beståndshöjd (5-6 m, alt. 8-9 m), jämförts med konventionell röjning eller gallring. Utgångsdata har sedan använts för att simulera tillväxt tio (KKG1) resp. 15 år (KKG2) framåt i tiden. I KKG2-serien gjordes även nuvärdesanalyser (t.o.m. gallringsingreppet). KKG1-serien Jämfört med KKG resulterade konventionell selektiv gallring i lägre stamantal, grundyta och en högre medeldiameter i brösthöjd. Antalet träd kvar efter selektiv gallring avvek tydligt från det önskade ca 1000 st/ha, betydligt fler träd kvar på två lokaler och något färre på en lokal. I genomsnitt var medeldiametern % högre efter selektiv gallring än efter de olika KKG behandlingarna. Brösthöjdsdiametern för de grövsta träden efter KKG, motsvarande det antal träd som fanns kvar efter selektiv gallring (D N-Sel), var dock 13,8 14,8 cm i medeltal, d.v.s ca 1-2 cm högre än den genomsnittliga diametern för selektiv gallring. På alla lokaler resulterade den delvis selektiva KKG i högre biomassa- och virkesförråd än övriga behandlingar. Val av korridorbredd hade till synes ingen entydig påverkan på beståndens utveckling. KKG2-serien På samtliga lokaler uppvisade de konventionella skötselåtgärderna en högre medeldiameter i brösthöjd. Oavsett gallringstidpunkt eller gallringsförfarande var medeldiametern i genomsnitt % högre 15 år efter konventionell röjning/gallring jämfört med KKG. Storleken på medeldiameter för D N-Sel, var dock oberoende av behandling. Genomgående på alla lokaler var att grundyta, volym och biomassa var högre efter KKG hög- och låggallring (i genomsnitt %, och %) än efter konventionell gallring. En liknande men något mindre påtaglig skillnad kunde skönjas på två av tre lokaler efter KKG vid beståndshöjden 5-6 m. Biomassauttaget efter KKG varierade generellt mellan knappt 10 och 30 ton per hektar. På en försöksyta (Mitt; KKG låg ) var dock uttaget markant högre (ca 50 ton per hektar). Detta hade en tydlig positiv effekt på intäkt och nuvärde. På de andra två lokalerna var dock KKG hög den 4

20 behandling som genererade det högsta nuvärdet. Av behandlingarna som innefattade biomassauttag genererade det tidiga uttaget (KKG R ) det lägsta nuvärdet på två av tre lokaler. För att uppnå lönsamhet vid energigallringar är relationen mellan beståndens struktur (framför allt medelstam och stamtäthet) och aktuellt biomassapris tämligen avgörande. I denna studie var biomassauttaget vid 5-6 m medelhöjd beroende av ett biomassapris över 150 kr/råton för att vara lönsamt medan det vid 8-9 m medelhöjd krävdes cirka kr/råton för att uppnå lönsamhet. Ingen signifikant skillnad mellan behandlingar kunde påvisas beträffande total mängd biomassa i kvarvarande bestånd. För det högre beståndet (8-9 m) var medelvärdet högst i KKG Låggallring (29 ton/ha), följt av KKG Höggallring (28 ton/ha) och lägst medelvärde återfanns i konventionell gallring till stammar/ha (22 ton/ha). Inte heller i det lägre beståndet (5-6 m) kunde någon signifikant skillnad påvisas mellan KKG och konventionell röjning (ca 29 ton/ha i de två behandlingarna). För de högre bestånden (8-9 m) var total produktion av nyttig biomassa (exkl. röjd biomassa) högst i KKG Låggallring (114 ton/ha), följt av KKG Höggallring (107 ton/ha) och lägst medelvärde återfanns i konventionell gallring till stammar/ha (87 ton/ha). För de lägre bestånden var total nyttig produktion i genomsnitt 82 ton/ha i KKG-behandlingen och 66 ton/ha i konventionell röjning. Flera variabler är viktiga att beakta när man planerar uttag i unga, täta skogsbestånd. Det Excelverktyg som presenterats här kan användas som analysverktyg för att kvantifiera inverkan av vissa variabler. Beroende av den övergripande målbilden finns det även andra faktorer som kan vara viktiga för en markägare. De beståndsstrukturer som man lämnar efter sig efter en tidig energigallring öppnar t.ex. möjligheter att producera biomassa, timmer och massaved samt träd med specifika vedegenskaper. I och med att KKG utförs i korridorer kommer diameterspridningen/höjdskiktningen och den vertikala komplexiteten att skilja sig åt jämfört med en konventionell gallring. Heterogenitet och vertikal komplexitet kan vara viktiga faktorer för skapandet av ett brett spektra av ekosystemtjänster och kan vidare medföra en ökad andel lövträd, vilket öppnar möjligheter att bedriva ett skogsbrukande som kan gynna biodiversiteten. Efter utvärdering av möjliga nyckelvariabler bör därför arbetet med att utforma ett enkelt stödverktyg för biomassa/bioenergigallringar fortsätta. Ett sådant arbete skulle eventuellt bland annat kunna komma att omfatta optimering av gallringstidpunkt/er utifrån olika målbilder. Den framtida prisutvecklingen på biomassa kommer troligtvis att ha en stor betydelse för val av bestånd som är lämpliga för KKG-tekniken. 5

21 Introduktion Valet och utförandet av skötselåtgärder i unga skogar har långsiktig inverkan på beståndens utveckling och de nyttigheter som kan produceras under en omloppstid. Stamtätheten i den unga skogen påverkar beståndets tillväxt, biomassanivåer och vedegenskaper, från senare gallringar till slutavverkning. Röjning och förstagallring är därför viktiga verktyg för att forma bestånd som kan producera såväl önskade virkessortiment och vedegenskaper som miljöer för biodiversitet och ekosystemtjänster. Sedan ett antal år tillbaka pågår en intensiv debatt angående vilka praktiska handlingsalternativ som finns för stamtäta och dimensionsheterogena bestånd (s.k. konfliktbestånd). Vanligtvis är det viktigt att med tiden reducera stamantalet för att undvika självgallring och produktionsnedsättningar. Både röjning och konventionell massavedsgallring är dock ofta kostsamma. Eftersom stamtäta unga bestånd kan bidra med ett stort nationellt biomassa-/energitillskott (Karlsson et al. 2015; Fernandez-Lacruz et al. 2015) har rationellare gallringsmetoder, som kan förbättra avkastningen för skogsägare, länge efterlysts. I biomassagallringar påverkas lönsamheten till stor del av medelstammens storlek och av hur mycket biomassa som kan tas ut (Ahtikoski et al. 2008) men också av gallringsteknik och - metodik. Enligt Bergström (2009) kan man genom krankorridorgallring (KKG) höja kostnadseffektiviteten vid biomassauttag i unga, stamtäta skogar. KKG utförs med stickvägsopererande maskiner som arbetar schematiskt i beståndet. Beståndet efter gallring kommer därför att utgöras av stråk, eller korridorer, där samtliga träd gallrats bort, samt orörda mellanzoner. Eftersom det finns viss flexibilitet i KKG-konceptet kan man rikta uttaget mot olika trädklasser. Därigenom kan KKG utföras som hög- (uttag av framförallt härskande och medhärskande träd) och som låggallring (uttag av framförallt undertryckta och behärskade träd). Ekonomiska analyser har visat att lönsamheten sett över en rotationsperiod ökar om man använder KKG i unga, stamtäta bestånd istället för röjning. Gallringsform och uttagsnivå kan dock komma att påverka framtida skötsel och lönsamhet (Karlsson et al. 2015). Det behövs därför riktlinjer kring utförandet. Konventionella röjningar bidrar till mer eller mindre enskiktade bestånd med relativt låga stamantal (ca stammar per hektar beroende på trädslag och geografiskt läge). Därigenom anpassas bestånden till de befintliga skötsel- och gallringssystemen som under en lång tid använts med det huvudsakliga syftet att producera timmer och massaved. Det schematiska inslaget i KKG innebär däremot att man skapar bestånd med högre vertikal komplexitet och en högre andel lövträd jämfört med konventionella skötselmetoder. Sådana beståndsstrukturer kan vara svåra att hantera med de system och verktyg som huvudsakligen används idag (jfr gallringsmallar) men de öppnar möjligheter att bedriva ett skogsbruk som omfattar variabla/multipla målbilder med ökat beaktande av ekosystemtjänster och miljömål. Syften med detta arbete var (i) att skapa ett verktyg för att underlätta valet av skötselåtgärder för konfliktbestånd, (ii) att exemplifiera verktygets användning genom att kvantifiera hur bestånd utvecklas fram till nästa gallring efter olika former av KKG i jämförelse med konventionell röjning och gallring, samt (iii) att analysera nuvärden t.o.m. förstagallringen. 6

22 Material och Metod Försöksbeskrivning och utgångslägen Beståndsdata från krankorridorgallringsförsök (Ulvcrona et al. 2015) användes för att simulera beståndsutveckling efter en första åtgärd (röjning, gallring eller krankorridorgallring) i stamtäta ungskogar. De utlagda försöken omfattar två olika försöksserier; KKG1 (Tabell 1, Figur 1) och KKG2 (Tabell 2, Figur 2-3) som syftar till att kvantifiera effekterna av krankorridorgallring på kvarvarande träd med avseende på tillväxt och skador i relation till 1) konventionell selektiv röjning/gallring, 2) korridorernas bredd, 3) graden av geometrisk stringens vid val av korridorer, 4) tidpunkt för åtgärd, och 5) gallringsform. KKG1-serien omfattar bestånd med ca 9 m i medelhöjd och följande gallringsalternativ: Selektiv gallring med stickvägsupptagning (Selektiv); stark fri gallring till ca huvudstammar per ha och ett gallringsuttag på ca 50 % Strikt krankorridorgallring (KKG 1M ) med stickvägsupptagning; vinkelräta, 1 m breda och 10 m långa korridorer från stickvägscentrum, 2 korridorer per uppställningsplats (en på vardera sidan om stickvägen), avstånd mellan uppställningsplatser 2,67 m. Strikt krankorridorgallring (KKG 2M ) med stickvägsupptagning; vinkelräta, 2 m breda och 10 m långa korridorer, 2 korridorer per uppställningsplats (en på vardera sidan om stickvägen), avstånd mellan uppställningsplatser 5,3 m. Delvis selektiv krankorridorgallring (KKG sel ) med stickvägsupptagning; flexibel utläggning av 1 m breda och 10 m långa korridorer från stickvägen. En korridor åt vardera hållet ungefär vinkelrätt och en korridor 60 grader snett framåt med frihet att justera (maskinföraren ska sikta på att spara så många huvudstammar av gran som möjligt samt att uppnå fullt krandjup). Fyra korridorer per uppställningsplats (två åt vardera hållet från stickvägen), 5,3 m mellan uppställningsplatser. KKG2-serien omfattar skötselåtgärder vid olika beståndsmedelhöjder; 5-6 m och 8-9 m samt KKG styrd mot uttag av antingen i huvudsak större (höggallring) eller mindre träd (låggallring). Följande behandlingar i bestånd med ca 5-6 m medelhöjd: KKG R till ca huvudstammar/ha. Konventionell motormanuell röjning till ca huvudstammar/ha. Samtliga övriga stammar röjda. Röjningsstammar kvarlämnade inom parcellen. I bestånd med ca 8-9 m medelhöjd omfattar serien: Krankorridorgallring låggallring (KKG låg ); Antalet kvarvarande huvudstammar i beståndet ca stammar/ha. KKG med flexibel (selektiv) utläggning av ca 1 m breda och 10 m långa korridorer. Maskinföraren utgick från att skörda en korridor vinkelrätt och en korridor 60 grader snett framåt och frihetsgrader att justera vinkeln. Fyra korridorer per uppställningsplats, 5,3 m mellan uppställningsplatser. Uppställningsplatser markerades med stakkäpp i samband med utläggning av försöket. 7

23 KKG höggallring (KKG hög ); Uttag med strävan att grundytan efter utförd KKG skulle bli lika med den efter konventionell gallring (se nedan). KGG hög utfördes selektivt på samma sätt som KKG låg. Konventionell selektiv gallring (Selektiv) till stammar/ha. Tabell 1. Utgångsläget efter utförd behandling på de olika lokalerna i KKG1-serien. D gv är grundytevägd medeldiameter, GY är grundyta Lokal/ Behandling Stamantal (st/ha) D gv (cm) GY (m 2 /ha) Stamvolym (m 3 sk/ha) 1217 KKG sel ,2 8,9 32,7 25,1 KKG 1M ,7 8,4 33,8 23,9 KKG 2M ,6 7,2 27,6 19,9 Selektiv ,5 8,1 31,4 23, KKG sel ,4 18,0 105,4 59,5 KKG 1M ,6 13,0 63,8 39,8 KKG 2M ,0 16,7 87,5 50,5 Selektiv ,3 8,2 51,6 27, KKG sel ,6 17,4 91,0 54,5 KKG 1M ,1 13,2 67,8 41,7 KKG 2M ,0 14,4 66,0 42,2 Selektiv 845 9,7 6,3 35,6 20,7 Biomassa (ton ts/ha) 3500 Kontroll Före Kontroll Efter Selektiv gallring Före 3000 Selektiv gallring Efter Strikt korridor 1 m Före Strikt korridor 1 m Efter 2500 Antal/ha ,5 1,6-3,5 3,6-5,5 5,6-7,5 7,6-9,5 9,6-11,5 Diameterklass (cm) 11,6-13,5 13,6-15,5 15,6-17,5 17,6-19,5 Figur 1. Exempel på diameterfördelning för alla trädslag före respektive efter behandling för lokal 1294 inom serie KKG1. >21 8

24 Tabell 2. Utgångsläget efter utförd behandling på de olika lokalerna i KKG2-serien. För benämningar, se Tabell 1 Lokal/ Behandling Stamantal (st/ha) D gv (cm) GY (m 2 /ha) Stamvolym (m 3 sk/ha) Norr 5-6 m KKG R ,1 11,4 45,6 26,7 Röjning ,2 10,9 45,1 27,0 Norr 8-9 m KKG låg ,8 12,7 67,4 32,9 KKG hög ,2 13,8 73,0 36,2 Selektiv ,3 10,5 57,1 27,8 Mitt 5-6 m KKG R ,6 6,4 25,4 15,5 Röjning ,8 8,2 30,2 18,6 Mitt 8-9m KKG låg ,1 10,2 41,2 25,6 KKGhög ,2 6,7 31,1 19,1 Selektiv 989 9,0 6,3 24,9 14,5 Syd 5-6 m KKG R ,4 7,6 27,1 18,3 Röjning ,4 6,7 23,9 15,4 Syd 8-9m KKG låg ,4 10,0 46,9 29,1 KKG hög ,6 9,5 44,7 27,9 Selektiv ,5 8,2 39,9 25,2 Biomassa (ton ts/ha) Antal stammar ha Röjning Före 225 Röjning Efter ,1-44,1-6 6,1-8 8, , , , , ,1-20 Diameterklass (cm) Antal stammar ha KKG Före 225 KKG Efter ,1-44,1-6 6,1-8 8, , , , , ,1-20 Diameterklass (cm) Figur 2. Diameterfördelning före och efter behandling (Röjning till vänster, KKG R till höger) för det lägre beståndet (5-6 m): KKG2, Kåtaberget Västerbotten. 9

25 Antal stammar inom parcellen Antal stammar inom parcellen ,1-44, ,1-44,1-6 KKG Höggallring Före KKG Höggallring Efter 6,1-8 8, , , , , ,1-20 Diameterklass (cm) 6,1-8 8, ,1-12 Diameterklass (cm) KKG Låggarrling Före KKG Låggarrling Efter 12, , , ,1-20 Antal stammar inom parcellen ,1-44,1-6 Konventionell gallring Före Konventionell gallring Efter 6,1-8 8, , , , , ,1-20 Diameterklass (cm) Figur 3. Diameterfördelning före och efter behandling (KKG till vänster, konventionell gallring till höger) för det högre beståndet (8-9 m). KKG2, Ruskliden Västerbotten. Simulering av tillväxt Vid utgångsläget (efter skötselåtgärd) användes uppgifter om diameter vid brösthöjd (DBH), trädslag och skador från den första inventeringen som indata för simulering av tillväxt. Enskilda trädhöjder beräknades med hjälp av provträd och Näslunds (1936) höjdfunktioner. Diametertillväxt skrevs fram i femårsperioder med hjälp av funktioner för grundytetillväxt konstruerade av Nyström och Ståhl (2001). När samtliga träd tillskrivits en diameter användes höjdtillväxtfunktioner för enskilda träd utvecklade av Nyström (2000). Samtliga simuleringar skedde i femårsperioder. Volym- och biomassaberäkningar Volymer för träd med DBH<50 mm beräknades med hjälp av Andersson (1954) och volymer för träd med DBH>50 mm beräknades med Brandels (1990) funktioner. För biomassaberäkningar användes funktioner för stamtäta bestånd utvecklade av Repola och Ulvcrona (2014). Skador och avgångar I simuleringarna antogs det att avgångarna var 10 % i de fem minsta diameterklasserna (0-5 cm) i varje femårsperiod. Därigenom gjordes ett schablonmässigt avdrag på 10 % av den totala grundytan, volymen och biomassan i dessa diameterklasser. På ett fåtal av provytorna klarade inte funktionerna för framskrivning av att beräkna diametertillväxt för de allra minsta träden (DBH ca <1,2 cm). Dessa träd betraktades istället som avgångar i tillägg till den 10

26 schablonmässiga avgången på 10 %. Skador delades in i klasserna allvarliga och måttliga enligt beskrivning av Nyström (2000). Ekonomiska beräkningar De ekonomiska beräkningarna utfördes endast för den mer omfattande KKG2-serien eftersom denna adresserar viktiga ekonomiska aspekter såsom gallringstidpunkt och gallringsform. Tidsåtgången för KKG med integrerad buntning räknades enligt Bergström och di Fulvio (2014). Tidsåtgång för röjning räknades ut i enlighet med Anon. (1991) och för konventionell gallring användes funktioner utvecklade av Brunberg (2004, 2007). För KKG sattes skördarkostnaden till 1157kr/G 15 -timme och skotarkostnaden till 746 kr/g 15 -timme motsvarande maskinkostnader för konventionell gallring sattes till 910 och 746 kr/g 15 timme. Transportavståndet antogs vara 300 m (för samtliga behandlingar). Nuvärden (diskonterade efter beståndsanläggning) beräknades för första skötselåtgärden (röjning, gallring eller krankorridorgallring). Pris för helträdssortiment sattes till 170 kr/råton samt 140 kr/råton när den totala vikten understiger 18 råton i enlighet med Skellefteå Krafts prislista ( ). Fukthalten antogs vara 50 %. I beräkningarna användes en kalkylränta på 2,5 %. Massaved antogs vara det enda sortimentsutfallet från den konventionella gallringen och beräknades med hjälp av Ollas (1980) funktioner. Priset för barrmassa hämtades från prislistor publicerade av Norra Skogsägarna (275 kr/m3fub), Mellanskog (230 kr/m3fub) och Södra Skogsägarna (280 kr/m3fub). Verktyg för gallringssimulering Samtliga funktioner sammanlänkades i ett Excelark för framskrivning i 20 år för att kunna simulera beståndsutveckling av stamtäta bestånd fram till tidpunkter för konventionella skötselåtgärder. I Excelarket infogades även en krankorridorgallringssimulator som visar avverkningsvolymer (ton/ha), kostnader, intäkter och nuvärden av olika gallringsstyrkor vid olika beståndsåldrar. I arbetet med denna simulator antogs det att träden är jämt fördelade över arealen. Vid en gallringsstyrka på 50 % räknas således biomassaskörden som 0,5 multiplicerat med den totala biomassan i varje diameterklass. Exempel på resultat från utlagda försök med krankorridorgallring Eftersom första gallringen redan var praktiskt utförd i de utlagda försöksserierna baserades framskrivningen på faktiska inventeringsdata. I KKG2-serien skrevs de nygallrade bestånden fram i 15 år medan de högproduktiva bestånden i KKG1-serien skrevs fram i 10 år med hjälp av Excelverktyget. Dessa tidsrymder motsvarar en lämplig/trolig tidpunkt för nästa åtgärd, framför allt i de bestånd där KKG har utförts. Resultat Verktyg för gallringssimulering Genom inmatning av träd- och beståndsvariabler går det med hjälp av verktyget att jämföra ekonomiska utfall samt framtida beståndsutveckling efter (tidiga) röjningar/gallringar vid olika tidpunkter och med varierande uttagsvolymer. Man kan därigenom jämföra konventionella åtgärder i ung skogs, som skapar relativt homogena enskiktade bestånd, med krankorridorgallring som kan ge mer vertikal beståndskomplexitet och ev. större valfrihet i att beakta miljömål och olika ekosystemtjänster. För att använda verktyget behöver man uppgifter om träddiameter och trädslag, som tillägg kan användaren också mata in om träden har någon eller några skador. Skadorna delas i sådant fall in i kategorierna måttlig och 11

27 allvarlig. På beståndsnivå behöver användaren uppgifter om areal, temperatursumma och beståndsålder. För nuvärdesberäkning behöver man uppgifter om maskinkostnader (kr/g 15 h), sortimentspriser och en kalkylränta. När alla uppgifter är inmatade beskrivs beståndsutvecklingen (i fem års intervaller) med hjälp av variablerna: stammar/ha, grundytemedelstammens diameter (D gv ), grundyta, stamvedsvolym/ha och ton biomassa/ha. Användaren kan sedan välja att gallra vid en av de olika tidpunkterna (beståndsålder eller övre höjd). Användaren fyller då in aktuell tidpunkt, val av gallringsintensitet (procent av det totala stamantalet) samt gallringssystem (exv. konventionell selektiv gallring, KKG eller KKG med integrerad buntning). Därefter kan beståndsvariabler (stamantal, grundyta och stående biomassa) efter gallring, storlek på biomassauttaget, intäkter, kostnader och nuvärde utläsas (Figur 4). Figur 4. Biomassaprisets påverkan på lönsamheten i de olika behandlingarna (i medeltal) i KKG2-serien. Exempel på resultat från framskrivning av utlagda försök med krankorridorgallring KKG1-serien Jämfört med KKG resulterade konventionell selektiv gallring i lägre stamantal, grundyta och en högre medeldiameter i brösthöjd. Antalet träd kvar efter selektiv gallring avvek tydligt från det önskade ca 1000 st/ha, betydligt fler träd kvar på två lokaler och något färre på en lokal. I genomsnitt var medeldiametern % högre efter selektiv gallring än efter de olika KKG behandlingarna. Brösthöjdsdiametern för de grövsta träden efter KKG, motsvarande det antal träd som fanns kvar efter selektiv gallring (D N-Sel), var dock 13,8 14,8 cm i medeltal, d.v.s ca 1-2 cm högre än den genomsnittliga diametern för selektiv gallring. På alla lokaler resulterade den delvis selektiva KKG i högre biomassa- och virkesförråd än övriga behandlingar. Val av korridorbredd hade till synes ingen entydig påverkan på beståndens utveckling (Tabell 3). 12

28 Tabell 3. Beståndsbeskrivning efter att bestånden i KKG1-serien skrivits fram 10 år. För benämningar, se Tabell 1. D N-Sel är aritmetisk medeldiameter för de grövsta träden, motsvarande det antal som fanns kvar efter selektiv gallring) Lokal/ Behandling Stamantal (st/ha) D gv (cm) D N-Sel (cm) GY (m 2 /ha) Stamvolym (m 3 sk/ha) Stående Biomassa (ton/ha) Utgallrad + stående biomassa (ton/ha) 1217 KKG sel ,9 10,4 19,9 119,1 68,1 86,0 KKG 1M ,5 10,7 17,7 116,3 61,8 80,1 KKG 2M ,2 9,9 16,9 102,6 56,9 70,5 Selektiv ,6 10,6 16,2 112,3 54,7 75, KKG sel ,0 17,7 34,0 258,3 135,9 168,0 KKG 1M ,3 15,3 26,6 176,8 101,7 133,1 KKG 2M ,7 16,6 32,9 221,3 119,0 151,6 Selektiv ,5 14,5 13,4 108,8 46,6 99, KKG sel ,5 16,2 31,9 256,6 118,6 146,4 KKG 1M ,0 15,6 25,7 189,8 97,4 128,5 KKG 2M ,3 14,9 27,7 206,8 113,6 139,1 Selektiv Medelvärde KKG sel KKG 1M KKG 2M Selektiv ,0 9,1 8,9 7,7 12, ,8 13,9 13,8 12,5 11,1 28,6 23,3 25,8 14,8 98,0 211,3 161,0 176,9 110,5 41,6 107,5 87,0 96,5 50,7 154,5 133,5 113,9 120,4 109,7 13

29 KKG2-serien På samtliga lokaler uppvisade de konventionella skötselåtgärderna en högre medeldiameter i brösthöjd. Oavsett gallringstidpunkt eller gallringsförfarande var medeldiametern i genomsnitt % högre 15 år efter konventionell röjning/gallring jämfört med KKG. Storleken på medeldiameter för D N-Sel, var dock relativ oberoende av behandling. Genomgående på alla lokaler var att grundyta, volym och biomassa var högre efter KKG hög- och låggallring (i genomsnitt %, och % för respektive behandling) än efter konventionell gallring. En liknande men något mindre påtaglig skillnad kunde skönjas på två av tre lokaler efter KKG vid beståndshöjden 5-6 m (Tabell 4). Biomassauttaget efter KKG varierade generellt mellan knappt 10 och 30 ton per hektar. På en försöksyta (Mitt; KKG låg ) var dock uttaget markant högre (ca 50 ton per hektar). Detta hade en tydlig positiv effekt på intäkt och nuvärde. På de andra två lokalerna var dock KKG hög den behandling som genererade det högsta nuvärdet. Av behandlingarna som innefattade biomassauttag genererade det tidiga uttaget (KKG R ) det lägsta nuvärdet på två av tre lokaler (Tabell 5). Biomassauttaget vid 5-6 m medelhöjd är beroende av ett biomassapris som ligger över 150 kr/råton för att vara lönsamt medan det vid 8-9 m medelhöjd krävs cirka kr/råton för att lönsamhet ska uppnås (Figur 4). Ingen signifikant skillnad mellan behandlingar kunde påvisas beträffande total mängd biomassa i kvarvarande bestånd (Tabell 4). För det högre beståndet (8-9 m) var medelvärdet högst i KKG Låggallring (29,1 ton/ha), följt av KKG Höggallring (27,6 ton/ha) och lägst medelvärde återfanns i konventionell gallring till stammar/ha (22.4 ton/ha). Inte heller i det lägre beståndet (5-6 m) kunde någon signifikant skillnad påvisas (Tabell 4). Skillnaderna mellan de olika behandlingarna var mycket liten, 29,30 ton/ha i KKG-behandlingen och 29,29 ton/ha i konventionell röjning). För de högre bestånden (8-9 m) var total produktion av nyttig biomassa (exkl. röjd biomassa) högst i KKG Låggallring (114 ton/ha), följt av KKG Höggallring (107 ton/ha) och lägst medelvärde återfanns i konventionell gallring till stammar/ha (87 ton/ha). För de lägre bestånden var total nyttig produktion i genomsnitt 82 ton/ha i KKG-behandlingen och 66 ton/ha i konventionell röjning. 14

30 Tabell 4. Beståndsbeskrivning efter att bestånden i KKG2-serien skrivits fram 15 år. För benämningar, se Tabell 1 Lokal/ Behandling Stamantal (st/ha) Dg (cm) D N- R/Sel GY (m 2 /ha) Stamvolym (m 3 sk/ha) Stående biomassa (ton/ha) Utgallrad/ röjd+ståen de biomassa (ton/ha) Norr 5-6 m KKG R ,2 12,7 25,4 162,9 74,0 85,0 Röjning ,5 13,5 23,0 147,5 68,3 80,6 Norr 8-9 m KKG låg ,8 12,6 26,4 194,3 80,2 96,0 KKG hög ,6 12,5 27,9 200,2 85,0 115,6 Selektiv ,2 12,2 21,3 158,8 66,2 94,0 Mitt 5-6 m KKG R ,4 8,4 18,2 124,7 55,7 64,0 Röjning ,9 9,9 23,4 161,1 73,1 80,1 Mitt 8-9 m KKG låg ,9 13,9 26,4 174,6 83,1 133,6 KKG hög ,3 12,4 24,9 155,4 71,5 95,3 Selektiv ,5 13,5 14,2 98,2 42,2 66,6 Syd 5-6 m KKG R ,5 10,7 24,8 184,7 75,7 95,7 Röjning ,9 10,9 18,9 148,7 57,5 71,0 Syd 8-9 m KKG låg ,7 14,0 24,4 205,7 87,2 112,7 KKG hög ,1 13,9 22,6 193,7 81,1 109,3 Selektiv ,3 14,3 18,1 164,0 67,2 100,3 Medelvärde 5-6 m KKG R Röjning 8-9 m KKG låg KKG hög Selektiv ,4 11,4 10,5 10,3 13,3 10,6 11,4 13,5 12,9 13,3 22,8 21,8 25,7 25,1 17,9 157,4 152,4 191,5 183,1 140,3 68,5 66,3 83,5 79,2 58,5 81,6 77,2 114,1 106,7 87,0 15

31 Tabell 5. Uttagsnivåer och nuvärden fram till krankorridorgallring i KKG2-serien Lokal/ Behandling Uttag Biomasssa (ton/ha) Uttag Biomassa (%) Uttag St/ha (%) Intäkt Kostnad Netto Nuvärde * (kr/ha) (kr/ha) (kr/ha) (kr/ha) Norr 5-6 m KKG R 11, Röjning 12, Norr 8-9 m KKG låg 15, KKG hög 30, Selektiv 27, Mitt 5-6 m KKG R 8, Röjning 7, Mitt 8-9 m KKG låg 50, KKG hög 23, Selektiv 24, Syd 5-6 m KKG R 20, Röjning 13, Syd 8-9 m KKG låg 25, KKG hög 28, Selektiv 33, Medelvärde 5-6 m KKG R Röjning 13,1 10, m KKG låg 30, KKG hög 27, Selektiv 28, * Beräknat från tidpunkten direkt efter beståndsanläggning 16

32 Diskussion Verktyg för simulering av gallring och beståndsutveckling I tidiga biomassagallringar bestäms lönsamheten av kostnaden för uttaget, som beror på beståndsparameterar som medelstammens biomassa/volym, stamantal och biomassa per ha, etc. och intäkten, som till stor del bestäms av möjlig uttagsvolym. Uttaget måste dock avvägas mot beståndets långsiktiga produktionsförmåga och senare uttagsmöjligheter av önskade sortiment. Det presenterade gallringsverktyget syftar till att ge en översiktlig bild av lönsamhet och beståndsutveckling för att förenkla beslutstagande i bestånd vars struktur står i konflikt med befintliga skötselsystem. Verktyget avses kunna användas för olika skötselmål, både konventionella och mål inkluderande helträdsuttag samt för mål angående miljö och ekosystemtjänster, dvs. när beståndsstrukturen utgör grund för bedömning av andra nyttor annat än virkesproduktion. Biomassaproduktionen har beräknats med funktioner för stamtäta bestånd, framtagna av Repola och Ulvcrona (2014). Fördelen med att nyttja funktioner för stamtäta bestånd är att de är bättre anpassade till skillnader i stamform och mängd grenar och barr mellan träd från röjda och oröjda bestånd (Repola och Ulvcrona 2014). Begränsningen med funktionerna ligger i att de endast baseras på provträd från ett fåtal lokaler i norra Sverige. Andelen avgångar är en viktig faktor att beakta i stamtäta bestånd. I de presenterade simuleringarna sattes avgångarna till 10 % för de minsta diameterklasserna i varje 5 års period. Som jämförelse kan det nämnas att Elfving (2010) observerade att den totala andelen avgångar för icke gallrade tallbestånd (i medeltal ca 2000 st/ha) uppgick till ca 9,5 % av stamantalet och 5 % av grundytan under en 12 års period. Motsvarande siffror för granbestånd (ca 3000 st/ha) uppgick till 21 och 9 %. I verkligheten är avgångsnivån högst varierande mellan olika typer av lokaler och bestånd. Det har tidigare konstaterats att avgångar sker först och främst bland de % minsta träden i ett bestånd (Westoby 1984). Även i andra försök av täta ungskogar har det visat sig att det är främst de minsta träden som dör på grund av konkurrens (Ulvcrona et al. 2011). De största trädens konkurrensförmåga och mortalitet verkar inte skilja sig mellan röjda och oröjda behandlingar (Ulvcrona et al. 2014). Detta är en effekt av ojämn storleksberoende konkurrens där ett litet träd påverkas i större utsträckning av ett stort träd, än vad det stora trädet påverkas av det lilla (Weiner och Thomas 1986, Pretzsch 2009). Exempel på resultat från framskrivning av utlagda försök med krankorridorgallring Framskrivningen av de olika bestånden indikerar en fortsatt hög biomassaproduktion efter att KKG har utförts. Det har tidigare visats att det är möjligt att ta ut biobränsle ur unga skogar utan att det påverkar framtida uttag av konventionella sortiment negativt (Heikkilä et al. 2009, Karlsson et al. 2015). Det konventionella, selektiva uttaget ledde relativt sett till en hög medeldiameter, ett lågt stamantal och ett lågt biomassaförråd. Även om en större andel träd med mindre diameter kvarlämnas i beståndet jämfört med konventionell gallring är det troligt att dessa i ett senare skede genom konkurrens inte kommer att bidra till den totala tillväxten i samma utsträckning som de större träden (Weiner och Thomas 1986). De kan dock bidra till ett bestånd med andra värden i form av ökad heterogenitet beträffande strukturer som kan vara gynnsamma för ett flertal organismer. Jämförelse av brösthöjdsdiameter för de grövsta träden efter KKG, motsvarande det antal träd som fanns kvar efter selektiv gallring påvisade 17

33 att KKG inte omöjliggör beståndens förmåga att producera träd av grovlek väl jämförbara med tänkta slutavverkningsträd i en konventionell skötselregim. Nuvärdesberäkningar (t.o.m. KKG) utfördes i enlighet med försöksutläggningens huvudsakliga utförande. Detta innebär att nuvärden beräknades för aktuella gallringsutföranden. Utifrån resultaten förefaller det som att KKG är en kostnadseffektiv metod för förstagallring i stamtäta bestånd. Detta överensstämmer även med tidigare analyser av KKG i rena tallbestånd (Karlsson et al. 2015). I den här studien var nuvärdet i medeltal lägre när KKG med integrerad buntning utfördes vid 5-6 m medelhöjd jämfört med när gallringen utfördes vid 8-9 m. Det tidiga gallringsalternativet är till synes mer beroende av att priset på biomassa inte faller under 150 kr/råton än vad det senare gallringsuttaget verkar vara. Låggallringsalternativet var något mindre känsligt för ett fallande biomassapris än vad höggallringsalternativet var. Ett något högre biomassapris krävs förmodligen för KKG utan buntning (Karlsson et al. 2015). Det är dock troligt att beståndens unika strukturer och beskaffenhet har en relativt stor påverkan på det ekonomiska utfallet. Vid kommande gallringar kan det höga stamantalet beroende på underväxt, bli en fördyrad skördarkostnad. Enligt Jonsson (2015) krävs det dock en betydande underväxt för att öka skördarens kostnad med mer än 10 kr/m 3, dvs. för de aktuella exemplen är det knappast troligt att en nuvärdesberäkning efter nästa gallring skulle ge annorlunda ranking mellan behandlingarna än den som presenterats här. Flera variabler är viktiga att beakta när man planerar uttag i unga, täta skogsbestånd. Det Excelverktyg som presenterats här kan användas som analysverktyg för att kvantifiera inverkan av vissa variabler. Beroende av den övergripande målbilden finns det även andra faktorer som kan vara viktiga för en markägare. De beståndsstrukturer som man lämnar efter sig efter en tidig energigallring öppnar t.ex. möjligheter att producera biomassa (Ulvcrona 2011), timmer och massaved (Heikkilä et al. 2009, Karlsson et al. 2015) samt träd med specifika vedegenskaper (Eriksson et al. 2006, Karlsson et al. 2013, Backlund 2013). Heterogenitet och vertikal komplexitet kan vara viktiga faktorer för skapandet av ekosystemtjänster (Puettman et al. 2009) och en förhöjd andel lövträd kan ha en direkt positiv inverkan på biodiversiteten. I och med att gallringen i detta fall utförs i korridorer kommer diameterspridningen att skilja sig åt jämfört med en konventionell gallring. Ett större antal träd i de mindre diameterklasserna återfinns därför i beståndet vilket kan gynna till exempel fågelfaunan med fler skyddande biotoper (Gharehaghaji et al. 2012). Efter utvärdering av möjliga nyckelvariabler bör därför arbetet med att utforma ett enkelt stödverktyg för biomassa/bioenergigallringar fortsätta. Ett sådant arbete skulle eventuellt bland annat kunna komma att omfatta optimering av gallringstidpunkt/er utifrån olika målbilder. 18

34 Referenser - Ahtikoski, A., Heikkilä, J., Alenius, V. & Siren, M. (2008). Economic viability of utilizing biomass energy from young stands the case of Finland. Biomass & Bioenergy 32, Andersson, S-O. (1954). Funktioner och tabeller för kubering av småträd. Meddelande från Statens Skogsforskningsinstitut, 44:12, 29 p. - Anon. (1991). Prognosunderlag Motormanuell röjning och förrensning. SLA. Norr Backlund, I. (2013). Cost-effective cultivation of lodgepole pine for biorefinery applications. Doctoral Thesis, Swedish University of Agricultural Sciences, 2013:81, 74 pp. ISBN Bergström, D. (2009). Techniques and systems for boom-corridor thinning in young dense forests. Doctoral Thesis, Swedish University of Agricultural Sciences, 2009:87, 53 pp. ISBN Bergström, D. & Di Fulvio, F. (2014). Comparison of the cost and energy efficiencies of present and future biomass supply systems for young dense forests. Scandinavian Journal of Forest Research 29(8), Brandel, G. (1990). Volymfunktioner för enskilda träd. Swedish University of Agricultural Sciences, Department of Forest Yield Research, Report 26, 183 pp. ISBN Brunberg, T. (2004). Productivity-norm data for forwarders. Skogforsk. Redogörelse nr 3, 11 p. - Brunberg, T Basic data for productivity norms for extra large single-grip harvesters. Skogforsk. Redogörelse nr 2, 8 p. - Elfving, B. (2010). Natural mortality in thinning and fertilisation experiments with pine and spruce in Sweden. Forest Ecology and Management, 260(3), Eriksson, D., Lindberg, H., Bergsten, U. (2006). Influence of silvicultural regime on wood structure characteristics and mechanical properties of clear wood in Pinus sylvestris. Silva Fennica 40: Fernandez-Lacruz, R., Di Fulvio, F., Athanassiadis, D., Bergström, D., Nordfjell, T. (2015). Characteristics of unthinned biomass-dense forests in Sweden and their location in relation to industry. Silva Fennica. Vol 49(5), article id Gharehaghaji, M., Shabani, A.A., Feghhi,, J., Danehkar,, A., Kaboli,, M., Ashrafi,, S Effects of landscape context on bird species abundance of tree fall gaps in a temperate deciduous forest of Northern Iran. Forest Ecology and Management. 267: Doi: /j.foreco Heikkilä, J., Sirén, M., Ahtikoski, A., Hynynen, J., Sauvula, T. & Lehtonen, M. (2009). Energy wood thinning as a part of the stand management of Scots pine and Norway spruce. Silva Fennica 43, Jonsson, F. (2015). Hur påverkar avlövad underväxt kvaliteten och drivningskostnaden I gallring? Examensarbete, Arbetsrapport 8. Sveriges Lantbruksuniversitet, Institutionen för Skogens Biomaterial och Teknologi, 36 pp. - Karlsson L., Mörling T., Bergsten U. (2013). Influence of silvicultural regimes on the volume and proportion of juvenile and mature wood in boreal Scots pine. Silva Fennica 47(4), id Karlsson, L., Nyström, K., Bergström, D. & Bergsten, U. (2015). Development of Scots pine stands after first biomass thinning with implications on management profitability over rotation. Scandinavian Journal of Forest Research 30(5),

35 - Mellanskog (2015). Massavedspriser Södra Värmland. Tillgänglig: ( ). - Näslund, M. (1936). Skogsförsöksanstaltens gallringsförsök i tallskog. Meddelande från Statens Skogsforskningsinstitut, 29. Rapport pp. - Norra Skogsägarna (2015). Virkesprislista Västerbotten inland. Tillgänglig: ( ). - Nyström, K. (2000). Funktioner för att skatta höjdtillväxt i ungskog, SKA 99. Sveriges Lantbruksuniversitet, Institutionen för skoglig resurshushållning och geomatik, Arbetsrapport 68, 29 pp. - Nyström, K. & Ståhl, G. (2001). Forecasting probability distributions of forest yield, allowing for a Bayesian approach to management planning. Silva Fennica 35(2), Ollas, R. (1980). Nya utbytesfunktioner för träd och bestånd. Forskningsstiftelsen Skogsarbeten, Ekonomi nr 5. - Puettman, K.J., Coates, K.D. & Messier, C. (2009). A critique of silviculture: Managing for complexity. Island Press. 189 pp. - Pretzsch, H. (2009). Forest dynamics, growth and yield from measurements to model. Berlin: Springer. ISBN Repola, J. & Ulvcrona, K.A. (2014). Modelling biomass of young and dense Scots pine (Pinus sylvestris L.) dominated mixed forests in northern Sweden. Silva Fennica 48(5), id Skellefteå Kraft (2015). Leveransprislista. Tillgänglig: ( ) - Södra Skogsägarna (2015). Prislista Massaved. Tillgänglig: ( ). - Ulvcrona K.A. (2011). Effects of silvicultural treatments in young Scots pinedominated stands on the potential for early biofuel harvest. Doctoral thesis No. 2011:79. Faculty of Forest Science, Swedish University of Agricultural Sciences, Umeå. 64 pp. - Ulvcrona, K. A., Kiljunen, N., Nilsson, U. and Ulvcrona, T Tree mortality in Pinus sylvestris stands in Sweden after pre-commercial thinning at different densities and thinning heights. Scandinavian Journal of Forest Research 26(4): Ulvcrona, K.A., Bergström, D. & Bergsten, U. (2015). Effekter av krankorridorgallring (KKG) på beståndets kvalitet och fortsatta utveckling. Sveriges Lantbruksuniversitet. Institutionen för skoglig biomassa och teknik. Rapport efter utläggning av försöksytor, 43 pp. - Ulvcrona, K.A., Nilsson, U., Ulvcrona, T., & Lundmark, T Stand density and fertilization effects on aboveground allocation patterns and stem form of Pinus sylvestris in young stands. Scandinavian Journal of Forest Research 29(3): DOI: / Weiner, J. & Thomas, S.C. (1986). Size variability and competition in plant monocultures. OIKOS 47, Westoby, M. (1984). The self-thinning rule. Advances in ecological research. 14:

36 Effekter av krankorridorgallring (KKG) på beståndets kvalitet och fortsatta utveckling Rapport efter utläggning av försöksytor Effects of boom corridor thinning (BCT) for quality and development of the remaining stand Report from establishment of field experiment Kristina Ahnlund Ulvcrona, Dan Bergström, Urban Bergsten 1

37 Innehållsförteckning: Innehållsförteckning.. 2 Förord... 3 Introduktion Bakgrund 5 Material och Metoder KKG 1 6 Rekognosering av försökslokaler. 6 Försökslokaler 6 Försöksled.. 7 Försöksdesign. 8 Utförda behandlingar. 10 Mätningar.. 10 Material och Metoder KKG 2 11 Försöksdesign och behandlingar Försöksområde KKG 2 Nord. 12 Försöksområde KKG 2 Mitt.. 16 Försöksområde KKG 2 Syd...18 Resultat och diskussion KKG Före gallring 21 Efter gallring.. 21 Övrigt. 22 Resultat och diskussion KKG 2 Nord. 23 Resultat och diskussion KKG 2 Mitt.. 29 Resultat och diskussion KKG 2 Syd. 36 Resultat medelvärde för alla lokaler 41 Referenser 43 2

38 Förord Detta arbete ingår inom projektet Biomassabaserade gallringsmallar för olika skötselmål avsedda för unga täta talldominerade bestånd, finansierat av Norrskogs Forskningsstiftelse. Två försöksserier med krankorridorgallring (KKG) har nyttjats. KKG 1 har etablerats genom finansiering från Skogssällskapet och Sveaskog har finansierat utläggning av försöksserie KKG 2. Umeå den Kristina Ahnlund Ulvcrona, Dan Bergström och Urban Bergsten Framsida: KKG Kårestad Maj 2014, foto Kristina A. Ulvcrona 3

39 Introduktion 1994 avskaffades röjningsplikten i skogsvårdslagen (Anon. 1995). Detta innebar att den areal som röjdes minskade. Från att under 1980-talet ligga på ha (Anon. 2004), sjönk arealen till ha under slutet av 1990-talet (Anon. 2000). Detta resulterade i unga och täta bestånd som kom att kallas konfliktbestånd. Uppskattningar baserade på inventeringar från Riksskogstaxeringen anger att ung skog lägre än 15 m höjd uppgår till 18% av den totala skogsarealen, och kan utgöra en skörd på 5 miljoner ton torrvikt årligen (Nordfjell et al. 2008). Parallellt med denna utveckling med större volymer i våra unga bestånd inleddes diskussionen om ett tredje sortiment i form av energived från skogen. Att ersätta fossila bränslen i syfte att reducera växthusgaser för att uppnå de av FN uppsatta klimatmålen (Anon. 1997) har blivit en drivkraft som påskyndat utvecklingen för energived från skogsbränslesortimentet. I tidiga biobränslegallringar är skördemetodik och teknik avgörande för lönsamheten. Tidigare studier har visat att schematiska uttag genom s k krankorridorgallring kan öka produktiviteten i unga stamtäta bestånd (Bergström 2009). Krankorrridorgallring utförs med stickvägsopererande gallringsmaskiner som från uppställningsplatser i stickvägen tar ut alla stammar i stråk eller korridorer från beståndet mellan vägarna. I beståndet mellan de skördade korridorerna lämnas alla stammar kvar. Korridorernas läge, bredd och riktning i förhållande till stickvägen kan varieras med avseende på bl a beståndets egenskaper, önskad gallringsstyrka och risken för skador. Frågor gällande vilka kvantiteter som egentligen finns tillgängliga, kvaliteten på denna typ av bestånd och risken för skador i form av snöbrott efter energiskörd har diskuterats under lång tid. Denna diskussion pågår ännu och vi har ännu inte svar på alla frågor. En förutsättning för skörd i unga täta bestånd är att en anpassad teknik kan nyttjas (Bergström 2009). Även denna fråga diskuteras och etablering av praktiska försök i täta unga bestånd med krankorridorgallring är ett led i denna teknikdiskussion. Tillväxtskillnaderna mellan selektivt och schematiskt gallrade bestånd är tidigare väl studerade och anses generellt vara små. Däremot är skaderiskerna efter schematiska gallringar sämre belysta, speciellt vad gäller riskerna för vind- och snöskador. I synnerhet kan detta gälla i stamtäta bestånd på bördiga marker i södra Sverige där höjdtillväxten gör att bestånden sluter sig snabbt efter gallringsingrepp. Dimensionsspridning och struktur i schematisk gallrade bestånd kan ge upphov till förhållanden som ökar riskerna för skador av vind och snö. 4

40 Bakgrund För att studera beståndutveckling och skaderisker efter krankorridorgallring (KKG) i stamrika bestånd på bördiga marker har två försöksserier KKG 1 (sydvästra Sverige) respektive KKG 2 (Norr, Mitt, Syd) lagts ut. Syftet med försöksserierna var att kvantifiera effekten av krankorridorgallring på kvarvarande bestånd med avseende på tillväxt och skador i relation till 1) konventionell selektiv gallring, 2) korridorernas bredd, 3) graden av geometrisk strikthet vid val av korridorer. Syftet med denna anläggningsrapport var att dokumentera försöksseriens anläggning till ledning för framtida utvärderingar av resultat från försöken. KKG 1har lagts ut av personal från Tönnersjöhedens Fältstation, Enheten för Skoglig Fältforskning, SLU under ledning av Ulf Johansson. Försöksserie KKG 2 är en fortsättning av den första serie som lagts ut i södra Sverige (KKG 1). Utläggning av KKG 2 påbörjades under hösten 2013 i Västerbotten och avslutades i södra Sverige under våren Personal (Kristina A. Ulvcrona samt Raul Fernandez Lacruz) från Skogens Biomaterial och Teknologi i Umeå har varit behjälplig vid utläggning av försöksytorna i Västerbotten (Ruskliden samt Kåtaberget). Personal från Jädraås Skog och Mark (Carl-Evert Lindblom mfl.) har lagt ut försöksytorna i marknadsområde mitt, Karlskoga (Villingsberg område I samt II). Enheten för Skoglig Fältforskning, SLU Asa (Mikael Andersson) har ansvarat för utläggning av ytor i MO syd, (Heda samt Kårestad). Raul Fernandez Lacruz deltog även vid behandling av samtliga lokaler. Samtliga försökslokaer ligger på Sveaskogs mark och planering av utläggning av försöken har skett i samarbete mellan SLU och Sveaskog. Övergripande mål med försöken är att ta fram ett kunskapsunderlag som möjliggör ekonomisk utvärdering av KKG (Kran korridorgallring) i yngre bestånd (ang. aktuellt uttag och värdeinverkan på sikt under omloppstiden). 5

41 Material och metoder KKG 1 Rekognosering av försökslokaler Potentiella försökslokaler identifierades genom kontakter med skogsbolag och privata skogsägare i sydvästra Sverige. De lokalerna som identifierades besöktes i fält. Valet av försökslokaler gjordes utifrån följande kriterier: - Bördiga moränmarker med homogena ståndortsförhållanden. - Planterade granbestånd med ett högt inslag av självföryngrade lövstammar. - Beståndsmedelhöjd > 7 m, minst 2000 granhuvudstammar/ha och totalt minst 4000 st/ha. - Gran- och lövstammar i samma höjdskikt. Försökslokaler Försöken har förlagts till följande fastigheter: - Försök 1294 Torared är beläget i Tönnersjö socken, Halmstad kommun, Hallands län. Markägare är Bergvik Skog AB. - Försök 1295 Erikstad är beläget i Vittaryds socken, Ljungby kommun, Kronobergs län. Markägare är Erikstad Skog AB. - Försök 1217 Stretelid är beläget i Dörarps socken, Ljungby kommun, Kronobergs län. Markägare är Södra Skogsägarna Ekonomisk Förening. Försökslokalerna representerar unga bestånd på bördiga skogsmarker med höga ståndortsindex (Tabell 1). De utgörs av friska moränmarker med homogena ståndortsförhållanden. De terrängavsnitt inom försöksbestånden som utnyttjats är svagt kuperade och försöksparcellerna har i huvudsak förlagts till plana områden inom dessa. Samtliga bestånd är granplanteringar där rikligt uppslag av självföryngrat löv etablerats på grund av utebliven eller otillräcklig röjning. Det självföryngrade lövet domineras av björk men även andra lövträd och självföryngrade barrplantor förekommer. Naturligt föryngrade barrplantor är i huvudsak gran och inslaget är tall är i stort sett obefintligt. 6

42 Tabell 1. Ståndort- och beståndsdata för försökslokalerna försöksserie KKG 1 Variabel Försök 1294 Försök 1295 Försök 1217 Latitud, N Longitud, E Höjd över havet, m Markslag Fastmark Fastmark Fastmark Markfuktighet frisk frisk frisk Rörligt markvatten saknas saknas saknas Jordart morän morän morän Texturklass sandig-moig sandig-moig sandig Markvegetationstyp UF UF SMGR Födelseår Uppkomstsätt Plantering Plantering Plantering Ståndortindex, m G33 G Felaktig uppgift erhållen, utredning pågår 2 Ej beräknat på grund av felaktig ålder Försöksled Försöket omfattar följande behandlingar: A. Obehandlad kontroll B. Selektiv gallring med stickvägsupptagning; gran gynnas, stark fri gallring till ca huvudstammar per ha och ett gallringsuttag på ca 50 % C. Strikt krankorridorgallring (STRIKT KORR 1 m) med stickvägsupptagning; vinkelräta, 1 m breda och 10 m långa korridorer från stickvägscentrum, 2 korridorer per uppställningsplats (en på vardera sidan om stickvägen), avstånd mellan uppställningsplatser 2,67 m. 7

43 D. Strikt krankorridorgallring (STRIKT KORR 2 m) med stickvägsupptagning; vinkelräta, 2 m breda och 10 m långa korridorer, 2 korridorer per uppställningsplats (en på vardera sidan om stickvägen), avstånd mellan uppställningsplatser 5,3 m. E. Delvis selektiv krankorridorgallring (SEL KORR 1 m) med stickvägsupptagning; flexibel utläggning av 1m breda och 10 m långa korridorer ut från stickvägen. Föraren utgår från att skörda en korridor åt vardera hållet ungefär vinkelrätt och en korridor 60 grader snett framåt med frihet att justera (föraren ska sikta på att spara så många huvudstammar av gran som möjligt samt att uppnå fullt krandjup). Fyra korridorer per uppställningsplats (två åt vardera hållet från stickvägen), 5,3 m mellan uppställningsplatser. Försöksdesign På försökslokalerna utstakades parceller med en areal av ca 0,1 ha. Försöksparcellerna var kort rektangulära med måtten 30x40 m (Figur 1). Gallrade parceller innefattar två genomgående 4 m breda stickvägar. Parcellerna omsluts på alla sidor av en 5 m bred skyddskappa med samma behandling som nettoparcellerna. Nettoparcellernas hörnpunkter markerades med trästolpar med vit topp. Behandlingarna fördelades på de utstakade parcellerna genom lottning. Parcellerna förbereddes för avverkning genom att stickvägar, maskinuppställningsplatser och korridorer markerades på parceller avsedda för schematisk gallring (C-E). På parceller för selektiv gallring (B) markerades stickvägar. Figur 1. Design för nettoparcell. 8

44 För-sök Avd För-söks-led Tabell 2. Sammandrag av beståndsdata för försöksparcellerna inom serie KKG 1 Diameter, cm Medel -höjd, m Kvarvarande bestånd Övre höjd, m Stam - antal, st/ha Grund -yta, m 2 /ha Volym, m 3 sk/h a Diamete r cm Stam - antal, st/ha Utgallrat virke Grund -yta, m 2 /ha Volym m 3 sk/h a Gallr -ing, % A 6,9 10, ,7 148, , B 11,3 12,6 12, ,2 51,6 5, ,7 103,1 70, C 5,6 9,1 11, ,8 6, ,7 45, D 6 9,8 12, ,7 87,5 5, ,4 39,3 40, E 6,4 10,9 13, ,4 5, ,5 44,1 39, A 5,6 8,7 11, , , B 9,7 10, ,3 35,6 6, ,8 68,9 76, C 7,1 9,4 11, ,2 67,8 7, ,4 32,5 44, D 5 8,1 10, ,4 66 5, ,3 28,8 39, E 7,6 9,8 11, ,4 91 5, ,9 30,8 36, A 4,5 7 8, ,7 61, , B 7,5 7,3 8, ,1 31,4 5, ,1 31,3 50, C 5,7 7,6 8, ,4 33,8 5, ,8 24,9 44, D 4,6 6,9 8, ,2 27,6 4, ,1 16,4 41, E 5,2 6,6 8, ,9 32,7 5, ,7 24,7 42,9 Alla A 5,7 8,6 11, ,8 116,7 0, ,0 Alla B 9,5 10,2 10, ,5 39,5 5, ,2 67,8 68,3 Alla C 6,1 8,7 10, ,5 55,1 6, ,4 32,0 44,9 Alla D 5,2 8,3 10, ,8 60,4 5, ,6 28,2 40,2 Alla E 6,4 9,1 11, ,8 76,4 5, ,4 33,2 38,8 Alla A-E 6,6 9,0 10, ,1 69,6 4, ,7 32,2 38,2 9

45 Utförda behandlingar Avverkning i försöken utfördes med ett flerträds ackumulerande Bracke C16b aggregat monterat på en Valmet 911 skördare från firma Hallands Flis och Transport AB i Heberg, Falkenberg. På alla försök genomfördes avverkningen av samma maskinförare. I huvudsak avverkades hela stammar men långa träd klipptes på mitten för att underlätta skotning och vidare hantering. Avverkade stammar höglades vid stickvägskant och skotades genom markägarnas försorg vid en senare tidpunkt till bilvägsavlägg. Vid skotning utnyttjades skördarens stickvägar. Mätningar Före gallring stamräknades samtliga träd inom 5 bälten på varje parcell. Stamräkning gjordes i 1- cm klasser med fördelning på trädslag. Efter avverkning inmättes kvarvarande bestånd på nettoparcellerna. Alla stammar med brh diameter > 4,5 cm försågs med nummerbrickor och målade brösthöjdskors. För alla numrerade stammar registrerades brösthöjdsdiameter, trädklass, behandling och trädbeteckningar (skador, kvalitetsnedsättande fel, mm). För varje trädslag utvaldes systematiskt två provträdsserier, dels bland de grövsta stammarna (G-träd), dels bland samtliga klavträd (R-träd). På provträden registrerades trädhöjd, krongränshöjd och i förekommande fall barktjocklek. Samtliga stammar med brh diameter < 4,5 cm stamräknades som onumrerade med registrering av trädslag och brösthöjdsdiameter i 1 cm- klasser. På utvalda provträd inom varje diameterklass mättes trädhöjd. Alla mätningarna utfördes i enlighet med standardiserade rutiner för skogliga fältförsök vid SLU. För primärbearbetning, produktion av statistikkort och långtidslagring av insamlade rådata användes SLU:s datasystem för skogliga fältförsök (Karlsson et al. 2012). Försöken är upptagna i SLU:s portfölj för skogliga långtidsförsök och innefattas därmed i försöksdatabasen Silva Boreal. 10

46 Material och metoder KKG 2 Försöksdesign och behandlingar Försök har etablerats inom Sveaskogs Marknadsområden (MO) Nord (Västerbotten), Mitt (Värmland) och Syd (Småland). Bestånden är alla barrdominerade. Målet var att lägga två försöksled inom ett 5-6 m beståndshöjd och tre försöksled inom ett 8-9 m beståndshöjd inom varje MO. Föraren har i samband med behandlingen upparbetat ett större område inom avdelningen, vilket innebär att provytan naturligt får en kappa som ej markerats i fält. Varje försöksled (parcell) har ytan 30 x 30 m. I bestånd med ca 8-9 m medelhöjd behandlingarna I-III: I. Krankorridorgallring (KKG) låggallring. Uttaget ska sträva efter att antalet kvarvarande huvudstammar i beståndet ska bli ca stammar/ha. KKG utförs selektivt (SEL KORR 1 m bredd) (Fig. 2) med flexibel utläggning av ca 1m breda och 10 m långa korridorer. Föraren utgår från att skörda en korridor vinkelrätt och en korridor 60 grader snett framåt och frihetsgrader att justera vinkeln. Fyra korridorer per uppställningsplats, 5,3 m mellan uppställningsplatser. Uppställningsplatser markeras med stakkäpp i samband med utläggning av försöket. II. KKG höggallring. Uttaget ska sträva efter att grundytan efter utförd KKG blir lika med behandling III. KGG utförs selektivt på samma sätt som behandling I. III. Konventionell gallring ner till stammar/ha. Underbestånd röjs helt i möjligaste mån. Röjningsstammar kvarlämnas inom parcellen. I bestånd med ca 5-6 m medelhöjd väljs behandlingarna I-II: I. KKG till huvudstammar/ha. II. Konventionell motormanuell röjning till huvudstammar/ha. Samtliga övriga stammar bortröjes. Röjningsstammar kvarlämnas inom parcellen. 30 x 30 m markeras liksom stickvägar (vägmitt), föraren utgår från markerade stickvägar. Maskinens uppställningsplatser (5,3 m avstånd i stickväg) markeras med stakkäpp. Samtliga stammar inom parcellen enkelklavas i brösthöjd 1,3 m. Behandlingar genomfördes på samtliga områden av Ivar Amcoff, Bracke Forest. I försöksområde Nord användes en Valmet 901 med MAMA aggregat. I försöksområde Mitt och Syd nyttjades en Valmet 911 som basmaskin med C.16b aggregat. Inventering efter utförd KKG: Alla träd inom 30x30 m återinventeras och höjd registreras på valda provträd så att alla diameterklasser för alla trädslag mäts. Skador på träd registreras. All 11

47 stickvägsareal registreras enligt gällande rutiner och KKG-areal skattas (antal KKG x genomsnittlig bredd och längd). Röjning av behandlingsled II i de lägre bestånden genomfördes med motormanuell röjning. All underväxt röjdes bort och endast huvudstammar lämnades. Detta för att underlätta instruktion för inklavning som då inte behöver ta ställning till vad som ska bedömas som huvudstam och ej. Operationsområde korridorer Uppställningsplats. 5,3 m avstånd. Per uppställningsplats: 4 korridorer 1 m breda, 10 m långa. Område grader Figur 2. Principskiss över arbetssätt enlig KKG. Försöksområde KKG 2 Nord Försökslokalerna är uppdelade på två områden, Kåtaberget (5-6 m övre höjd. Koordinat WGS 84: long ; lat ) (Figur 3-7). Vegetation som domineras av blåbär och lingon, vitmossa, björnmossa samt husmossa med inslag av ljung, kråkbär och smalbladigt gräs samt förekomst av skvattram. Väggmossa. Behandlingar: I. KKG till huvudstammar/ha. Parcell nr. 2 (Figur 3-4) II. Motormanuell röjning till huvudstammar/ha. Parcell nr. 1 (Fig. 5-6). 12

48 Figur 3-4 Kåtaberget 5-6 m medelhöjd behandling I KKG 2000 stammar/ha, parcell 2. Figur 5-6 Kåtaberget 5-6 m medelhöjd behandling II manuell röjning parcell 1. Behandling II: Motormanuell röjning 1 Behandling I: KKG stammar/ha 2 Figur 7. Försökslokal med parcellnummer, Kåtaberget (5-6 m övre höjd) Västerbotten. 13

49 Ruskliden (8-9 m övre höjd). Koordinat WGS 84: long ; lat (Fig. 8-14) bilaga 2) med behandlingar: I. Krankorridorgallring (KKG) låggallring. Parcell nr. 3 (Fig. 8-9) II. KKG höggallring. Parcell nr. 1 (Fig ) III. Konventionell gallring ner till stammar/ha. Parcell nr. 2 (Fig ). Observera att parcellernas numrering inte är densamma som behandlingarnas nummer. Försöket lades ut under hösten 2013 av personal från Skogliga biomaterial och teknologi. Behandling utfördes vecka 41. Figur 8-9 Ruskliden 8-9 m medelhöjd behandling I KKG låggallring, parcell 3. Figur Ruskliden 8-9 m medelhöjd behandling II KKG höggallring, parcell 1. 14

50 Figur Ruskliden 8-9 m medelhöjd behandling III, parcell 2. Vegetationen i samtliga parceller i Ruskliden domineras av lingon, blåbär, väggmossa, björnmossa, vitmossa, kråkbär samt inslag av skvattram. Andelen smalbladigt gräs är högre i parcell 3 jämfört med övriga parceller. I parcell 1 förekommer även revlummer. Återinventering av nettoparcellerna genomfördes 7 november (Ruskliden) samt 19 november (Kåtaberget) och genomfördes av personal från Svartbergets Fältstation samt Skogliga biomaterial och teknologi. Hörnstolpar märkta med parcellnummer i aluminiumprofil har satts upp på nettoytan. Parcell 1= Behandling II: KKG Höggallring Parcell 2= Behandling III: Konventionell gallring Parcell 3= Behandling I: KKG Låggallring Mot vägen Pilar anger basväg Figur 14. Skiss över försökslokal med parcellnummer, Ruskliden (8-9 m övre höjd) Västerbotten. 15

51 Försöksområde KKG 2 Mitt Försökslokalerna är uppdelade på två områden, område 1 (5-6 m övre höjd. Koordinat SWEREF 99: ,935; ,872) (Fig. 15) med behandlingarna: I. KKG till huvudstammar/ha. Parcell nr. 2 II: Konventionell motormanuell röjning till huvudstammar/ha. Parcell nr. 1 Samt område 2 (8-9 m övre höjd. Koordinat SWEREF 99: ,222; ,941) (Fig. 16) med behandlingarna: I. Krankorridorgallring (KKG) låggallring. Parcell nr. 3 II. KKG höggallring. Parcell nr. 5 III. Konventionell gallring ner till 2000 stammar/ha. Parcell nr. 4 Observera att parcellernas numrering inte är densamma som behandlingarnas nummer. Försöket lades ut under senhösten 2013 av personal från Jädraås Mark och Skog. Behandling utfördes vecka 48. Återinventering av lokalerna genomfördes av Jädraås Mark och Skog under vecka Hörnstolpar märkta med parcellnummer i aluminiumprofil har satts upp på nettoytan. Karlsskoga område 1: Riktning Mot område 2 Körriktning basväg 2 Behandling I: KKG 2000 stammar/ha 1 Behandling II: Motormanuell röjning 2000 stammar/ha Figur 15. Skiss över försökslokal 1 med parcellnummer, Karlsskoga. 16

52 Karlskoga område 2: Parcell 4, Behandling III: Selektiv gallring Pilar anger basvägar 4 3 Parcell 3, Behandling I: KKG Låggallring Vägslinga Riktning mot område 1. 5 Parcell 5, Behandling II: KKG Höggallring Figur 16. Skiss över försökslokal 2 med parcellnummer, Karlsskoga. 17

53 Försöksområde KKG 2 Syd Försökslokalerna är uppdelade på två områden, Heda (5-6 m övre höjd). SWEREF 99: ; (Fig. 21) med behandlingarna: I. KKG till huvudstammar/ha. Parcell nr. 1, turkosa hörnstolpar (Fig ). II. Konventionell motormanuell röjning till huvudstammar/ha. Parcell nr. 2, orange hörnstolpar (Fig ). Figur Heda behandling I: KKG 2000 huvudstammar/ha, 5-6 m medelhöjd. Figur Heda behandling II: konventionell röjning. 18

54 1 2 Parcell 1= Behandling I: KKG stammar/ha Parcell 2= Behandling II: Motormanuell röjning stammar/ha Figur 21. Skiss över försökslokal med parcellnummer, Heda 5-6 m övre höjd. Kårestad (8-9 m övre höjd). SWEREF 99: ; (Fig. 28) med behandlingarna: I. Krankorridorgallring (KKG) låggallring. Blå hörnstolpar (Fig ). II. KKG höggallring. Röda hörnstolpar (Fig ). III. Konventionell gallring ner till stammar/ha. Gula hörnstolpar (Fig ). Figur Kårestad behandling I, Krankorridorgallring (KKG) låggallring. Försöket lades ut under senhösten 2013 av personal från Asa Försökspark. Behandling utfördes vecka Återinventering av lokalerna genomfördes av personal från Asa Försökspark under vecka Färgade hörnstolpar markerar nettoparcellens hörn. 19

55 Figur Kårestad Behandling II KKG Höggallring Figur Kårestad Behandling III konventionell gallring Dalavägen Parcell 1 Blå: Behandling I, KKG låggallring Parcell 2 Röd: Behandling II, KKG höggallring. Parcell 3 Gul: Behandling III, Konventionell gallring ner till stammar/ha. Figur 28. Skiss över försökslokal Kårestad med parcellnummer, 8-9 m övre höjd. 20

56 Resultat och diskussion KKG 1 Före gallring Försöksbestånden var före gallring mycket stamtäta, vilket var avsikten vid valet av objekt (Tabell 2). Samtliga anlagda försöksparceller uppfyllde kraven på minst 2000 granhuvudstammar före gallring. Inslaget av självföryngrade lövstammar varierade mellan försöksbestånden och även inom dessa. I medeltal för samtliga försöksparceller var det totala stamantalet för samtliga förekommande trädslag ca 8500 st/ha. I vissa parceller var lövinslaget mycket högt och det totala antalet levande stammar av samtliga trädslag översteg st/ha. Försöksbeståndet representerar olika utvecklingsstadier vad avser höjdutveckling och slutenhet (Tabell 2). Den övre höjden var ca 13 m, 11 m och 9 m i försök 1294, 1295 respektive De ger därigenom möjlighet till studier av om beståndsutveckling och skador efter schematiska gallringsingrepp påverkas av tidpunkten för när gallringsingreppet sätts in. Försöksbestånden före gallring var homogena och befann sig i varierande grad av slutenhet. I båda försöken 1294 och 1295 varierade grundytan för samtliga trädslag mellan m 2 /ha. Motsvarande nivå försök 1217 var m 2 /ha. Eftersom skillnaderna i stamantal mellan försöksbestånden var ganska små, är huvudförklaringen till den lägre slutenheten i försök 1217 att detta bestånd är yngre och representerar ett tidigare utvecklingsstadium samt att den löpande tillväxten i stamtäta unga granbestånd på bördiga marker normalt är mycket hög i höjdintervallet 10-15m. Efter gallring I försöksled A som utgörs av en obehandlad kontroll har inga aktiva gallringsingrepp utförts. Antalet levande stammar är mycket högt och uppgår i medeltal till nästan st/ha. Parcellerna i detta försöksled har trots detta ännu inte nått den slutenhet där någon nämnvärd själgallring inletts. Endast ett mindre antal mycket små stammar har hittills dött. Försöksled B med selektiv gallring har behandlats med stark fri gallring. Gran har gynnats. Andra trädslag har gallrats ut liksom samtliga småstammar. Gallringsinsatsen har bestämts fritt av maskinföraren i syfte att skapa jämförhet med försöksleden med de schematiska ingreppen. Det har lett till att gallringsstyrkan i försök 1294 och 1295 blivit ca 65 % istället för målet på 50 %. I dessa parceller ligger stamantalet efter gallring på ca 800 st/ha mot avsett ca st/ha. I försök 1217 uppnåddes den avsedda gallringstyrkan på 50 % medan antalet kvarvarande stammar var ca st/ha. De schematiska försöksleden C-E med krankorridorgallring är även efter gallring mycket stamtäta. Antalet levande stammar av samtliga trädslag ligger med några undantag i intervallet 21

57 st/ha. Gallringsstyrkan ligger i medeltal på ca 40 % med en variation mellan ca 35 och 45 %. Den teoretiskt beräknade gallringsstyrkan på 50 % har således inte uppnåtts på det sätt som behandlingarna utförts. Skillnaderna i gallringsstyrka mellan de olika krankorridorgallringarna är ganska liten. Försöksled E med delvis selektiv krankorridorgallring ligger strax under 40 % gallringsuttag. Detta utfall är logiskt eftersom maskinföraren i denna behandling kan välja korridorernas riktning och placering, och sannolikt då tenderar att främst göra uttagen i stråk med klena stammar och höga lövinslag. Försöksleden C och D med strikt krankorridorgallring och stråk av 1 respektive 2 m bredd, har en gallringsstyrka på 40-45%. Sannolikt är detta främst en effekt av att avsedd stråkbredd inte uppnåtts. Inför avverkning har maskinuppställningsplatser och därmed stråkens läge varit markerade i stickvägen. Däremot har inte stråkens placering och riktning varit markerade utan det har varit maskinförarens val att placera stråken och avgöra dess bredd. Sannolikt har det varit svårt att från maskinuppställningen avgöra rätt stråkbredd, främst på längre avstånd från stickvägen och då speciellt vid fullt kranutslag på 10 m. Detta har troligen lett till att stråken inte fått full bredd, främst på längre avstånd från vägen där sikten in i de mycket täta bestånd varit som sämst. De stora högar med avverkade träd som vid skörd byggs upp i stråken nära stickvägskanten försvårar också sikten in i beståndet. Vidare tenderar föraren troligen att hellre spara huvudstammar i stråkens ytterkanter, speciellt sådana med större diameter. Sammantaget leder detta till att de kvarvarande partierna mellan skördestråken får högre grundytan och den totala gallringsstyrkan blir lägre än avsett. Övrigt Det uppstod svårigheter att finna lämpliga objekt för anläggning av fältförsöken. Ett stort antal föreslagna försökslokaler besöktes men befanns efter kontroller i fält inte uppfylla uppställda krav. Främst var det kraven på enskiktade bestånd (gran och löv i samma höjdskikt) samt beståndens storlek och homogenitet som inte var uppfyllda. Samma maskinförare har genomfört avverkningen i alla försöken. Detta upplägg valdes för att minska risken för att behandlingarnas utförande skulle påverkas av att olika maskinförare kunde uppfatta instruktioner på olika sätt. Den ansvarige maskinföraren var rutinerad, motiverad och noggrann varför avverkningsresultatet blev bra och kunde genomföras i enlighet med försöksplanen. Mindre skador i form av vindfällning på försöksparceller har inträffat i samband med stormar som under 2013 och 2014 drabbade södra Sverige. Stormskador har drabbat försök 1294 och Främst har vindfällning inträffat i försöksled B med stark fri gallring. Anläggning av försöken har fördelats över några år för att något minska det risktagande som alltid är förknippat med att nygallrade bestånd är speciellt känslig för vindskador. 22

58 Framtida uppföljning av beståndsutveckling och skador i försöksserien kommer att avgöras av tillgänglig finansiering. Det återstår också att ta ställning till om och i så fall hur kommande gallringsingrepp skall utföras. Resultat och diskussion KKG 2 Nord Antal stammar var något lägre i det lägre beståndet (5-6 m) Kåtaberget och uppgick innan behandling till stammar per hektar. På den högre lokalen (8-9 m) Ruskliden var stamantalet något högre och uppgick till Efter behandling låg totalt antal stammar mellan stammar/ha (Röjning Kåtaberget) och stammar/ha (behandling II KKG Höggallring Ruskliden). Målet att nå ca huvudstammar DBH>50 mm efter behandling uppnåddes inte och hamnade i samtliga parceller lägre (Tabell 2). Spridning i grundyta efter behandling var relativt liten, lägst grundyta i konventionell gallring och röjning. Högst grundyta i det högre beståndet behandling II KKG höggallring. Denna parcell har även flest stammar och högst grundyta före behandling. När det gäller övre höjd är det liten skillnad mellan parcellerna både före och efter behandling. För Kåtaberget var övre höjd innan behandling 8,3 m för båda parcellerna, och efter behandling 8,1-8,2 m. Motsvarande värde för Ruskliden var 11,7-12,0 m innan behandling och 11,6-11,8 m efter behandling. Tabell 2. Sammanställning över lokaler inom MO Norr före och efter behandling Lokal Behandling Antal stammar/ha före behandling Totalt Antal stammar/ha efter behandling Antal stammar/ha (>50 mm dbh) Grundyta före behandling (m 2 /ha) Grundyta efter behandling (m 2 /ha) Kåtaberget KKG 2000/ha Kåtaberget Röjning 2000/ha Ruskliden (I) KKG Låggallring Ruskliden (II) KKG Höggallring Ruskliden (III) Konv. Gallring ,2 11, ,4 10, ,3 12, ,6 13, ,7 10,5 23

59 Högst total biomassa och stambiomassa både innan och efter behandling återfanns i Ruskliden behandling KKG Höggallring. Spridning i biomassa mellan parceller inom respektive lokal var mindre efter behandling (Tabell 3). Tabell 3. Sammanställning över lokaler inom MO Norr före och efter behandling Lokal Behandling Biomassa tot ton/ha före behandling Biomassa tot ton/ha efter behandling Biomassa stam ton/ha före behandling Biomassa stam ton/ha efter behandling Kåtaberget KKG 2000/ha 37,8 26,7 24,5 17,5 Kåtaberget Röjning 2000/ha 34,4 27,0 22,2 17,1 Ruskliden (I) KKG Låggallring 48,8 32,9 36,0 24,3 Ruskliden (II) KKG Höggallring 66,9 36,2 48,9 26,5 Ruskliden (III) Konv. Gallring 55,6 27,8 41,2 20,6 Antal stammar ha ,1-44,1-6 Röjning Före Röjning Efter 6,1-8 8, , , , , ,1-20 Diameterklass (cm) Antal stammar ha ,1-44,1-6 KKG Före KKG Efter 6,1-8 8, , , , , ,1-20 Diameterklass (cm) Figur 29. Antal stammar per hektar före och efter behandling röjning respektive KKG på lokal Kåtaberget, 5-6 m, Västerbotten. 24

60 stammar ha -1 Diameterspridning före och efter behandling i det lägre beståndet visas i figur 29. Som förväntat återfinns fler stammar inom de minsta diameterklasserna efter KKG-behandlingen. Totalt är även den behandlingen mer stamtät jämfört med röjningsbehandlingen (Tabell 2). När det gäller antal huvudstammar med diameter i brösthöjd > 50 mm är skillnaden mellan behandlingar mycket liten, ca stmamr/ha efter röjning, och ca stammar/ha efter KKG (Tabell 2). Även för antal stammar med DBH >80 mm är skillnaden i det närmaste obefintlig mellan de två behandlingarna KKG och röjning (Figur 30) N> I. Före I. KKG 2000 stam II. Före II. Manuell röjning 2000 stam Figur 30. Antal stammar dbh > 80 mm per hektar före och efter behandlingar på lokal Kåtaberget. Grundytevägd medeldiameter (d gv ) (cm) innebär att varje träds diameter multipliceras med dess grundyta, den totala summan divideras sedan med den summerade grundytan för alla stammar. Den grundytevägda medeldiametern är i regel högre än den aritmetiska medeldiametern där summan av alla diametrar divideras med antal stammar. Beräkning av den aritmetiska medeldiametern innebär att bestånd med många stammar i de mindre diameterklasserna får en relativt låg aritmetisk medeldiameter då ett stort antal stammar ingår i divisionen. Den grundytevägda medeldiameter ökar något efter behandling för både KKG och röjning. Ökningen är något större för röjningsbehandlingen (Figur 31). 25

61 Grundytevägd medeldiameter (cm) I. KKG före I. KKG efter II. Röjning före II. Röjning efter Figur 31. Grundytevägd medeldiameter (d gv ) (cm) före och efter behandling lokal Kåtaberget (5-6 m). Total volym var innan behandling något högre i KKG-parcellen. Efter behandlingen är skillnaden obefintlig med 45,6 m 3 ha -1 efter KKG-behandling och 45,2 m 3 ha -1 efter röjningen (Figur 32). Volym m 3 ha I. KKG före I. KKG efter II. Röjning före II. Röjning efter Figur 32. Total volym (m 3 ha -1 ) före och efter behandling lokal Kåtaberget (5-6 m). 26

62 Antal stammar ha -1 Antal stammar ha -1 Antal stammar ha -1 Diameterfördelning för det högre beståndet Ruskliden (8-9 m) uppvisar samma mönster med liten skillnad mellan behandlingar i antal huvudstammar med DBH >50 mm, och många stammar i den minsta diameterklassen (Tabell 2, Figur 33). Även när man tittar på antal stammar med BHD >80 är skillnaden mellan behandlingar mycket liten (Figur 34) ,1-44, ,1-44,1-6 KKG Höggallring Före KKG Höggallring Efter 6,1-8 8, , , , , ,1-20 Diameterklass (cm) 6,1-8 8, , , , , ,1-20 Diameterklass (cm) KKG Låggarrling Före KKG Låggarrling Efter ,1-44,1-6 Konventionell gallring Före Konventionell gallring Efter 6,1-8 8, , , , , ,1-20 Diameterklass (cm) Figur 33. Antal stammarper hektar före och efter behandling KKG höggallring, låggallring respektive konventionell gallring på lokal Ruskliden, 8-9 m beståndshöjd, Västerbotten. 27

63 Grundytevägd medeldiameter (cm) Stammar ha -1 N> I. Före I. KKG Låggallring II. Före II. KKG Höggallring III. Före III. Konv. Gallring 2000 stam Figur 34. Antal stammar dbh > 80 mm per hektar före och efter behandlingar på lokal Ruskliden (8-9 m). Även i det högre beståndet är skillnaden mellan behandlingar mycket liten både före och efter behandling när det gäller den grundytevägda medeldiametern (d gv cm) (Figur 35). Högst värde återfinns efter konventionell gallring (11,3 cm), men skillnaden jämfört med de två KKG behnadlingarna är försummbar, 10,5 cm efter KKG Låggallring och 10,8 cm efter KKG Höggallring (Figur 35) I. KKG Låg Före I. KKG Låg Efter II. KKG Hög Före II. KKG Hög Efter III. Gallring Före III. Gallring Efter Figur 35. Grundytevägd medeldiameter (d gv cm) lokal Ruskliden. 28

64 Högst volym återfinns innan behandling i parcellen för KKG Höggallring (135 m 3 ha -1 ). Efter behandling är skillnaden mellan de två KKG-behandlingarna mycket liten, 67 m 3 ha -1 efter KKG Låggallring och 73 m 3 ha -1 efter KKG Höggallring. Lägst total volym återfinns efter konventionell gallring 57 m 3 ha -1 (Figur 36). Volym m 3 ha I. KKG Låg Före I. KKG Låg Efter II. KKG Hög Före II. KKG Hög Efter III. Gallring Före III. Gallring Efter Figur 36. Total volym (m 3 ha -1 ) före och efter behandling lokal Ruskliden (8-9 m). Resultat och diskussion KKG 2 Mitt Även marknadsområde Mitt uppvisar viss spridning i antal stammar både före och efter behandling med lägst antal efter konventionell gallring med endast 989 stammar ha -1 efter behandling. Endast ett fåtal av dessa är < 50 mm. För antal stammar med DBH >50 mm ligger KKG i det lägre beståndet (5-6 m, lokal 1) lägst med endast 800 stammar ha -1. Högst grundyta både före och efter behandling återfinns i det högre beståndet (lokal 2, 8-9 m), 28,4 m 2 ha -1 före behandlingen respektive 10,2 m 2 ha -1 efter (Tabell 4). Total mängd biomassa innan behandling skiljer sig en del inom lokal nr.2, men inte nämnvärt för lokal 1. Skillnaden minskar efter behandling för båda lokaler (Tabell 5). 29

65 Tabell 4. Sammanställning över lokaler inom MO Mitt före och efter behandling Lokal Behandling Antal stammar/ha före behandling Totalt Antal stammar/ha efter behandling Antal stammar/ha >50 mm (dbh) Grundyta före behandling (m 2 /ha) Grundyta efter behandling (m 2 /ha) 1. KKG 2000/ha 1. Röjning 2000/ha 2. (I) KKG Låggallring 2. (II) KKG Höggallring 2. (III)Konv. Gallring ,4 6, ,3 8, ,4 10, ,3 6, ,4 6,3 Tabell 5. Sammanställning över lokaler inom MO Mitt före och efter behandling Lokal Behandling Biomassa tot ton/ha före behandling Biomassa tot ton/ha efter behandling Biomassa stam ton/ha före behandling Biomassa stam ton/ha efter behandling 1. KKG 2000/ha 23,8 15,5 15,2 9,8 1. Röjning 2000/ha 25,6 18,6 16,1 11,9 2. KKG Lågglr. (I) 70,7 25,6 43,4 15,8 2. KKG Högglr. (II) 41,5 19,1 25,7 12,0 2. Konv. Gallr. (III) ,5 24,3 9,5 30

66 Diameterfördelningen visar på något fler stammar bland de minsta diameterklassen (0-2 cm) i KKG-parcellen innan behandling. De minsta stammarna har röjts bort i röjningsbehandlingen, i övrigt är skillnaden mellan de två behandlingarna liten (Figur 37). Antal stamamr ha ,1-44,1-6 Före Efter KKG 2000 st/ha 6,1-8 8, , , , , ,1-20 Antal stammar ha ,1-44,1-6 Före Efter Röjning 6,1-8 8, , , , , ,1-20 Figur 37. Antal stammar per hektar före och efter behandling KKG stammar ha -1 samt röjning för område 1(5-6 m) region Mitt. För stammar med DBH >80 mm är det något fler i KKG-parcelln innan behandling. Efter utförd gallring är skillnaden mellan behandling mycket liten (Figur 38). 31

67 cm stammar ha N> I. Före I. KKG 2000 stam II. Före II. Röjning 2000 stam Figur 38. Antal stammar per hektar med dbh >80 mm inom område 1 (5-6 m) region Mitt. Grundytevägd medeldiameter d gv (cm) ökar efer behandling i båda parceller. Högst medeldiameter återfinns efter KKG-behandling (Figur 39). 10 Grundytevägd medeldiameter (cm) I. Före I. KKG 2000 stam II. Före II. Röjning 2000 stam Figur 39. Grundytevägd medeldiameter (cm) inom område 1 (5-6 m region Mitt. 32

68 m 3 ha -1 Volymen (m 3 ha -1 ) är lika innan behandling (39-40 m 3 ha -1 ). Efter utförd behandling är det något högre stamvolym efter röjningen (30 m 3 ha -1 ) jmfört KKG (25 m 3 ha -1 ) (Figur 40) Volym tot I. Före I. KKG 2000 stam II. Före II. Röjning 2000 stam Figur 40. Total volym (m 3 ha -1 ) inom område 1 (5-6 m)region Mitt. Parcell Låggallring har betydligt fler stammar jämfört övriga parceller innan behandling (Tabell 4). Diameterfördelningen visar att det framför allt är de minsta diameterklasserna som är representerade. Diameterfördelning efter KKG låg- respektive höggallring sklijer sig inte nämnvärt (Figur 41). Efter konventionell gallring är totalt antal stammar lägre än efter KKGbehandling, däremot är antal stammar med DBH >80 mm i stort detsamma mellan de olika behandlingarna (Figur 42). Grundytevägd medeldiameter ökar efter behandling KKG låggallring och konventionell gallring. Efter KKG höggallring är medeldiametern i stort sett oförändrad (Figur 43). Parcell KKG låggallring har högst volym innan behandling (112 m 3 ha -1 ).Efter behandling är spridning i total stamvolym mindre (26-41 m 3 ha -1 ) (Figur 44). 33

69 Antal stammar ha -1 Stammar ha -1 Antal stammar ha ,1-44, ,1-44,1-6 Före Efter KKG Låggallring 6,1-8 8, , , , , ,1-20 KKG Höggallring 6,1-8 8, , , , , ,1-20 Antal stammar ha ,1-44,1-6 Före Efter Gallring 6,1-8 8, , , , , ,1-20 Figur 41. Antal stammar ha -1 före och efter behandling KKG låggallring, höggallring respektive konventionell gallring för område 2 (8-9 m) region Mitt. Observera olika skalor på axlarna! N>80 I. Före I. KKG Låggallring II. Före II. KKG Höggallring III. Före III. Gallring 2000 stam Figur 42. Antal stammar per hektar med dbh >80 mm inom område 2 (8-9 m) region Mitt. 34

70 m 3 ha -1 cm 10 Grundytevägd medeldiameter (cm) I. Före I. KKG Låggallring II. Före II. KKG Höggallring III. Före III. Gallring 2000 stam Figur 43. Grundytevägd medeldiameter (cm) inom område 2 (8-9 m) region Mitt Volym tot I. Före I. KKG Låggallring II. Före II. KKG Höggallring III. Före III. Gallring 2000 stam Figur 44. Total volym (m 3 ha -1 ) inom område 2 (8-9 m) region Mitt. 35

71 Resultat och diskussion KKG 2 Syd Skillnaden mellan parceller var mindre i det sydligaste marknadsområdet, båda vad gäller antal stammar, grundyta och biomassa (Tabell 6-7). Tabell 6. Sammanställning över lokaler inom MO Syd före och efter behandling Lokal Behandling Antal stammar/ha före behandling Totalt Antal stammar/ha efter behandling Antal stammar/ha >50 mm (dbh) Grundyta före behandling (m 2 /ha) Grundyta efter behandling (m 2 /ha) Heda Heda Kårestad Kårestad Kårestad KKG 2000/ha Röjning 2000/ha (I)KKG Låggallring (II) KKG Höggallring (III) Konv. Gallring ,4 7, ,0 6, ,9 10, ,0 9, ,7 8,2 Tabell 7. Sammanställning över lokaler inom MO Syd före och efter behandling Lokal Behandling Biomassa tot ton/ha före behandling Biomassa tot ton/ha efter behandling Biomassa stam ton/ha före behandling Biomassa stam ton/ha efter behandling Heda KKG 2000/ha Heda Röjning 2000/ha Kårestad (I) KKG Låggallring Kårestad (II) KKG Höggallring Kårestad (III) Konv. Gallring

72 Diameterfördelning skiljer sig mycket lite innan behandling. Störst skillnad efter utförd behandling är antal stammar inom minsta diameterklass som röjts bort i röjningsbehandlingen (Figur 45). Antal stammar ha -1 stammar ha ,1-44,1-6 Röjning Före Röjning Efter 6,1-8 8, , , , , ,1-20 Antal stammar ha ,1-44,1-6 KKG Före KKG Efter 6,1-8 8, , , , , ,1-20 Figur 45. Antal stammar per hektar före och efter behandling KKG samt röjning på lokal Heda (5-6 m). Antal stammar DBH>80 mm var något fler i KKG-parcellen innan behandling. Efter behandlingar var skillnaden mycket liten (Figur 46). 700 N> I. Före I. KKG 2000 stam II. Före II. Röjning 2000 stam Figur 46. Antal stammar med dbh >80 mm per hektar före och efter behandling gallring på lokal Heda. 37

73 m3 ha -1 cm Grundytevägd medeldiameter d gv (cm) var i stort lika mellan behandlingarna både före och efter behandling. En något större ökning i diameter observerades efter röjning (Figur 47) Grundytevägd medeldiameter (cm) I. Före I. KKG 2000 stam II. Före II. Röjning 2000 stam Figur 47. Grundytevägd medeldiameter (cm) före och efter behandlingar på lokal Heda (5-6 m). Volymen var något högre i parcell KKG innan behandling. Efter behandlingen var volymen lika (KKG 18,1 m 3 ha -1 respektive 18,9 m 3 ha -1 efter röjning) i de båda försöksleden (Figur 48). 40 Volym I. Före I. KKG 2000 stam II. Före II. Röjning 2000 stam Figur 48. Total volym (m 3 ha -1 ) före och efter behandlingar på lokal Heda (5-6 m). 38

74 Diameterfördelningen skiljer sig något mellan parceller med flest stammar inom den minsta diameterklassen i parcell för KKG låggallring. Det gäller både före och efter utförd behandling (Figur 49). Antal stammar ha -1 Antal stammar ha ,1-44,1-6 KKG Höggallring Före KKG Höggallring Efter 6,1-8 8, ,1-12 KKG Låggarrling Före KKG Låggarrling Efter Antal stammar ha -1 12, , , , ,1-44,1-6 6,1-8 8, , , , , , Konventionell gallring Före Konventionell gallring Efter 0-2 2,1-44,1-6 6,1-8 8, , , , , ,1-20 Figur 49. Antal stammar per hektar före och efter behandling för lokal Kårestad (8-9 m). Antal stammar med DBH >80 mm var i stort samma för de olika parcellerna innan behandling. Ingen skillnad kunde påvisas mellan de två KKG-gallringarna (Låggallring 867, höggallring 878, något större diameter återfanns efter konventionell gallring (1 044 stammar ha -1 ) (Figur 50). Grundytevägd medeldiameter (d gv cm) ökade efter behandling inom alla parceller. Lägst diameter åtarfanns efter låggallring (9,7 cm) och högst efter konventionell gallring (10,8 cm) (Figur 51). Innan behnadling var skillnaden mellan parceller liten när det gäller volym. Även efter utförd behandling är skillnaden liten, med högst volym efter KKG låggallring (38,7 m 3 ha -1 ) och lägst volym efter konventionell gallring (32,8 m 3 ha -1 ) (Figur 52). 39

75 cm stammar ha I. Före I. KKG Låggallring II. Före II. KKG Höggallring III. Före III. Gallring Figur 50. Antal stammar med dbh >80 mm per hektar före och efter behandling för lokal Kårestad (8-9 m). N> Grundytevägd medeldiameter I. KKG Låg Före I. KKG Låg Efter II. KKG Hög Före II. KKG Hög Efter III. Gallring Före III. Gallring Efter Figur 51. Aritmetisk medeldiameter (cm) före och efter behandlingar på lokal Kårestad (8-9 m). 40

76 m 3 ha Volym I. KKG Låg Före I. KKG Låg Efter II. KKG Hög Före II. KKG Hög Efter III. Gallring Före III. Gallring Efter Figur 52. Total volym (m 3 ha -1 ) före och efter behandlingar på lokal Kårestad (8-9 m). Resultat medelvärde för alla lokaler Medelvärde för samtliga lokaler visar på jämnt resultat i bestånden innan behandling (ingen signifikant skillnad). Efter genomförd behandling ligger manuell röjning och konventionell gallring nära måltalen stammar ha -1. KKG-behandlingarna har något fler antal stammar per hektar, men skillnaden mellan de olika KKG-behandlingarna är inte stor och ingen signifikant skillnad kan visas mellan behandlingar. För antal stammar med DBH >50 mm är spridningen mellan de olika behandlingarna liten, ingen signifikant skillnad kan påvisas. Konventionell gallring ligger lägst med stammar ha -1, övriga behandlingar har (KKG stammar ha -1 ) (KKG låggallring). Ingen signifikant skillnad i grundyta före eller efter behandling i det lägre beståndet (5-6 m). I det högre beståndet (8-9 m) finns en signifikant skillnad mellan KKG låggallring (11,0 m 2 ha -1 ) och den konventionella gallringen (8,3 m 2 ha -1 ). Det är ingen signifikant skillnad i övre höjd mellan behandlingarna (Tabell 8). 41

77 Tabell 8. Sammanställning över medelvärde för samtliga lokaler före och efter behandling Höjd (m) Behandling Antal stammar/ha före behandling Totalt Antal stammar/ha efter behandling Antal stammar/ha >50 mm (dbh) Grundyta före behandling (m 2 /ha) Grundyta efter behandling (m 2 /ha) ÖH (m) 5-6 KKG 2000/ha 5-6 Röjning 2000/ha 8-9 (I) KKG Låggallring 8-9 (II) KKG Höggallring 8-9 (III) Konv. Gallring a a 14,4 8,5 a 7,9 a a a 12,9 8,6 a 9,1 a a a 22,5 11,0 a 10,4 a a a 21,3 10,6 ab 10,0 a a b 19,9 8,3 b 10,0 a Inga signifikanta skillnader kunde påvisas mellan behandlingar för total biomassa eller stambiomassa (Tabell 9). Tabell 9. Sammanställning över medelvärde för samtliga lokaler före och efter behandling Höjd (m) Behandling Biomassa tot ton/ha före behandling Biomassa tot ton/ha efter behandling Biomassa stam ton/ha före behandling Biomassa stam ton/ha efter behandling 5-6 KKG 2000/ha 33,3 20,3 a 20,8 12,7 5-6 Röjning 2000/ha 29,6 20,3 a 18,7 12,8 8-9 (I) KKG Låggallring 59,9 29,1 a 39,5 19,0 8-9 (II) KKG Höggallring 55,3 27,6 a 36,0 18,2 8-9 (III) Konv. Gallring 50,9 22,5 a 32,9 14,8 42

78 Referenser Anon. (1995). Skogsvårdslagen. Jönköping, Sweden. Skogsstyrelsen. ISBN Anon. (1997). Kyoto protocol to the United Nations framework convention on climate change. Unites Nations. Anon. (2000). Skogsstatistisk Årsbok. Skogstyrelsen, Jönköping. ISBN Anon. (2004). Skogsstatistisk Årsbok. Skogstyrelsen, Jönköping. ISBN Bergström (2009). Techniques and systems for boom-corridor thinning in young dense forests. Doctoral thesis No. 2009: 87. Skogsfakulteten, SLU. Umeå, Sverige. ISBN Karlsson, K., Mossberg, M. and Ulvcrona, T Fältdatasystem för skogliga fältförsök. Unit for field-based Forest Research, Swedish University of Agricultural Sciences. Umeå. Report No pp. (In Swedish, summary in English). Nordfjell, T. Nilsson, P., Henningson, M. & Wästerlund, I. (2008). Unutilized biomass resources in Swedish young dense forests. In: Proceedings of the World Bioenergy Conference and Exhibition on Biomass for Energy, Jönköping, Sweden, may Stockholm, Sweden, Swedish Bioenergy Association. ISBN

79 SILVA FENNICA Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Category: research article ISSN-L ISSN (Online) The Finnish Society of Forest Science The Finnish Forest Research Institute Jaakko Repola 1 and Kristina Ahnlund Ulvcrona 2 Modelling biomass of young and dense Scots pine (Pinus sylvestris L.) dominated mixed forests in northern Sweden Repola J., Ahnlund Ulvcrona K. (2014). Modelling biomass of young and dense Scots pine (Pinus sylvestris L.) dominated mixed forests in northern Sweden. Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id p. Highlights The biomass allocation to tree components is different in unmanaged and managed young stands. Higher foliage biomass and lower stem and branch biomass were detected in the unmanaged stands. Models for trees from young and dense stands provide better estimates of biomass in such stands than those based on data from managed stands. Abstract Biomass models for the biomass of above-ground tree components of Scots pine (Pinus sylvestris L.), Norway spruce (Picea abies [L.] Karst.) and birch (Betula pendula Roth and Betula pubescens Ehrh.) in young dense Scots pine dominated forest stands in northern Sweden were constructed. Destructive above-ground biomass sampling was conducted in naturally generated young, dense, Scots pine dominated mixed stands. Three sampling campaigns were undertaken, the first in 1997 and The second was six years later (2003), and the last 13 years after the first (2010). In total, 280 trees (126 Scots pine, 68 Norway spruce and 86 birches) were sampled from six different stands in northern Sweden. The sampled trees diameter at breast height (dbh) was in the range 1 22 cm (Scots pine), 1 21 cm (Norway spruce) and 1 11 cm (birch). Biomass predictions were tested using our models and the widely used biomass models originally constructed for managed stands. The results showed that the biomass allocation to tree components is different in unmanaged and managed young stands; higher foliage biomass and lower stem and branch biomass were detected in the unmanaged stands. The overall conclusion is that the biomass models for managed stands did not produce satisfactory biomass estimates in unthinned, dense, young stands. Keywords boreal forests; pine; tree biomass; biomass models; unmanaged stands Addresses 1 Finnish Forest Research Institute, Rovaniemi Research Unit, P.O. Box 16, FI Rovaniemi, Finland; 2 SLU, Forest Biomaterials and Technology, Skogsmarksgränd, SE Umeå, Sweden jaakko.repola@metla.fi Received 12 May 2014 Revised 29 October 2014 Accepted 29 October 2014 Available at 1

80 Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Repola & Ulvcrona Modelling biomass of young and dense Scots pine 1 Introduction Forest bio-fuels are a renewable energy source that should be able to meet the future demand for the change of energy sources (Hoogwijk et al. 2003; Jylhä and Laitila 2007; Polagye et al. 2007). Increased interest in bioenergy has, in turn, increased the demand for biofuels sourced from forests (Polagye et al. 2007), not least from young and dense forests (Polagye et al. 2007; Stupak et al. 2008; Bergström 2009). With energy wood becoming a third marketable forest product alongside timber and pulpwood, there has arisen a need for estimating tree and stand biomasses. Biomass estimates are also needed for many other purposes e.g., when calculating carbon budgets and ecosystem productivities for forest stands (Monserud et al. 2006; Litton et al. 2007; Case and Hall 2008). There is considerable focus on using small stems, especially from late pre-commercial or early thinnings, as well as branches and tops, for the production of bioenergy (Stupak et al. 2008; Bergström 2009; Bergström et al. 2010). The harvesting of small diameter trees from young and dense stands has increased in recent years, and they have played an increasingly important role in forest chips production in Sweden (Statistical Yearbook of Forestry 2014). However, if biofuels are to be used to meet some of the expected energy demands of the future, it will be necessary to develop new silvicultural regimes and techniques to ensure the efficient production and harvesting of suitable biomass (Guo 2010). In general, high stand densities result in high biomass production (Satoo and Madgwick 1982; Pettersson 1993), making young dense stands a rich source of materials for the production of forest biofuels (Eriksson and Nordén 1999; Claesson et al. 2001). The amounts of foliage in these young and dense stands are about 15 % (Ulvcrona 2011). Nitrogen is in general the growth limiting nutrient in the boreal and northern temperate forests (Tamm 1991), and therefore the question about growth reduction after whole tree harvest (WTH) should be considered. There are studies with no significant growth reduction after WTH (Mård 1998; Kukkola and Mälkönen 1994; Tveite and Hanssen 2013). But there are also other studies in thinning experiments with less productivity in WTH plots compared to control plots (Egnell and Leijon 1997). Good decisions regarding the potential profitability of harvesting fuels for the production of bioenergy from the young dense stands can only be made on the basis of reliable information about the stand total biomass and biomass by tree components rather than from the standing stem volume alone. For assessing, for example, the energy-wood availability from a young stand or the most efficient harvesting chain, biomass estimates of the individual tree components such as the whole stem, the unmerchantable part of a stem, branches and foliage are needed. This requires the information about the tree allometry; the allocation of growth and biomass in young forests with high stand densities. Many studies have shown that high stand density has an effect on the tree dimensions (stem and crown) and growth (Hynynen 1995a, 1995b, Hökkä 1997). But, only few studies of that effect on biomass allocation to the tree components were published (Naidu et al. 1998; Claesson et al. 2001). Tree biomass is generally expressed as dry mass (DW), which is the most appropriate measure for the determination of forest carbon sinks and energy content because around fifty percent of the dry mass is made up of carbon, and because there is a rather strong correlation between dry mass and energy content. Because direct measurement of tree biomass is laborious, estimates of the tree components (stem, stem bark, branches, foliage, stump and roots) are commonly obtained using allometric regression models. Such biomass models predict biomass as a function of easily measurable tree dimensions such as diameter and height. There have been published many biomass equations for various tree species, as well as biomass equations for both whole trees and for different tree components, including above- and below-ground tree components (Marklund 1987; 1988; Claesson et al. 2001; Lambert et al. 2005; Muukkonen and Mäkipää 2006; Repola 2008; 2009). In Sweden, the equations that are most widely 2

81 Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Repola & Ulvcrona Modelling biomass of young and dense Scots pine used for stands managed according to standard silvicultural practices are the biomass functions developed by Marklund (1987; 1988). In Finland, Repola s (2008, 2009) biomass models have been widely applied for estimating tree and stand biomasses. Both Marklund s (1988) and Repola s (2008, 2009) models were based on a large amount of material and they can be applied over a wide range of stand and site conditions, from young to mature stands. Despite this, these biomass models are primarily applicable to trees growing in stands managed using standard approaches. Thus, the validity of these models for the trees growing in dense stands is uncertain, and this can restrict their application both in the scientific and practical purposes. It has been shown that intensive between-tree competition has an impact on biomass allocation to tree components (Van Lear et al. 1984; Naidu et al. 1998; Nilsson and Albrektson 1994). Although biomass allocation would be different in managed and unmanaged stands, it doesn t automatically mean that biomass models for managed stands are not applicable to unmanaged stands. The applicability of these models depends on how efficiently between-tree competition has been depicted in a model. The commonly used biomass models are mostly based on tree diameter and height, and variables, which relate directly to between-tree competition, have commonly not used as independent variables. However, stem dimensions illustrate also between-tree competition. Diameter-height ratio (stem form) captures effectively the competition status of the tree, which in turn has a strong effect on tree biomasses, especially on biomass of crown components (Repola 2013). If this effect on tree biomasses is similar in managed and unmanaged stands, biomass models for managed stands based on tree diameter and height are obviously suitable also for unmanaged stands with more intensive between-tree competition. Due to the different range of height-diameter ratio in managed and unmanaged stand, the application of the models for managed stands may be extrapolation, which produces unreliable predictions in the unmanaged stands. Claesson et al. (2001) developed biomass equations for young trees with a diameter at breast height (dbh) of 5 10 cm in Scots pine dominated mixed stands with high stand densities (>6500 stems ha 1 ). They showed that equations based on biomass material from forests with lower stand densities (Marklund 1988), e.g. stands that had previously been subjected to pre-commercial thinning, overestimated the biomass of stem wood for Scots pine (Pinus sylvestris L.) and Norway spruce (Picea abies (L. Karst.) growing in dense stands. Marklund s (1988) models tended also to produce overestimates of branch biomass and underestimates of foliage biomass for Scots pine, Norway spruce, downy birch (Betula pubescens Ehrh.), and silver birch (Betula pendula Roth). In Finland, no biomass models for the dense young stands have been developed, and the validity of Repola s (2008, 2009) models for trees growing in dense stands has not been tested, thus biomass estimates for unthinned stands may be unreliable. Marklund s (1988) and Repola s (2009, 2008) models are reliable for stands of the type for which they were developed, so there is a need to test these biomass models. They may need to be modified by means of a correction factor, or complementary biomass equations may be required to estimate the biomass of dense stands that have not been managed using standard silvicultural practices that include pre-commercial thinning. The aim of this study was: i) to develop individual-tree biomass models for above-ground tree components of Scots pine, Norway spruce, and birch growing in dense stands (> stems ha 1 ); and ii) to test the applicability of Marklund s (1988) and Repola s (2008, 2009) models to young dense stands by comparing these models with the models developed in this study. In our study, the sample trees were obtained from six dense young stands in northern Sweden on three different occasions to provide a dataset spanning a wide range of tree diameters. 3

82 Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Repola & Ulvcrona Modelling biomass of young and dense Scots pine 2 Material and methods 2.1 Site and stand descriptions Biomass sampling was conducted in six stands at different sites in northern Sweden (Fig. 1). The latitudes ranged from ºN to ºN, altitudes ranged from 20 to 220 m a.s.l., and the site indices for Scots pine as defined by Hägglund and Lundmark (1977), i.e. the dominant height at 100 years of age, ranged from 18 to 24 m. The mean annual precipitation at the sites ranged from 600 to 800 mm (Annual precipitation 2014), compared to mm for the climatic reference period ( ) for the actual sites (SMHI 2014). The sum of the sites daily mean temperatures during the growing season ranged from 900 to 1100 C at all sites (Temperature sum 2014), and the length of the growing seasons ranged from 120 to 180 days (Growing season length 2014). All of the stands were part of young naturally-regenerated forests growing on mineral soils (Table 1). On the basis of the basal area the stands were dominated by Scots pine (59 99%) with varying mixtures of deciduous species (1 39%) and Norway spruce (2 13%). Birch was the most common deciduous species in the stands, but willow (Salix spp.), alder (Alnus incana), aspen (Populus tremula) and mountain ash (Sorbus aucuparia) were also present. 2.2 Experimental design for the field experiment The study material consisted of two data sub-sets from temporary sample plots (Lillarmsjö, Unbyn) and factorial field experiments. Four of the sites (Renfors, Degerön, Kulbäcksliden and Gagnet) (Fig. 1) were part of a factorial field experiment that had been established in 1997 (Renfors, Degerön, Kulbäcksliden) and 1998 (Gagnet) after the first biomass sampling campaign. Each Fig. 1. Map of all sites where biomass sampling was undertaken. 4

83 Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Repola & Ulvcrona Modelling biomass of young and dense Scots pine Table 1. Characteristics of the studied stands. Variable Renfors Degerön Kulbäcksliden Gagnet Lillarmsjö Unbyn Altitude (m a.s.l.) H 100 (m) a) Latitude (ºN) b) Longitude (ºE) b) Soil c) Loamy sand Sandy loam Loamy sand Sandy loam Sandy loam Silt loam Mean annual precipitation (mm) d) Growing season length (days) e) a) H 100 site index (dominant height at 100 yrs of age) for Pinus sylvestris L. according to definitions by Hägglund and Lundmark (1977). b) Latitude and Longitude are given in degrees and decimals of degrees (WGS84). c) Soil textural classes are specified according to the definitions of Hägglund and Lundmark (1987). d) Annual precipitation mean values from the meteorological period (2014). e) Defined as the number of days for which the daily mean temperature was > 5 C mean values from the meteorological period (Growing season length 2014). site was considered to represent a block and the factorial experiments consisted of five different combinations of pre-commercial thinning (thinning to 3000 stems ha 1 and a control with no thinning) and fertilization treatments. Only unthinned and unfertilized, control plots (C) were used in the current study. Net plots with areas of 900 m 2 and dimensions of 45 m 20 m or 30 m 30 m, depending on stand characteristics, were established at each site. A 5 m buffer zone was established around each plot, in which the trees were subjected to the same treatment (stand density and fertilization treatment according to the descriptions above) as those within the net plot. At the Degerön and Kulbäcksliden sites, a fence was set up to protect against moose, which were more numerous at these sites than at Renfors and Gagnet. 2.3 Stand measurement The stands were measured in 1997 and 1998 when the field experiment was established, and again in 2002 and 2010 (Table 2). For sites not included in the field experiment (Lillarmsjö and Unbyn), and for the sampling campaign conducted in spring 2010 (Kulbäcksliden and Degerön), all trees (h > 1.3 m) within a number of circular plots (100 m 2 ) were measured. At Renfors, Degerön, Kulbäcksliden and Gagnet, measurements were conducted on all trees (h > 1.3 m) within each plot. The heights of a number of trees in every plot (40 80 from the experimental plots, from the circular plots) were measured in order to include all diameter classes (2 cm interval classes) from each species (Scots pine, Norway spruce and birch). For those trees whose height was not measured, height was predicted using Näslund (1936) height curves: x h 1.3 k = + ( a+ bx (1) ) k where h is height (m), x is dbh (cm) and k is a constant that takes a value of 2 for Scots pine (Näslund 1936) and birch (Fries 1964), and 3 for Norway spruce (Petterson 1955). The parameters a and b were estimated by linear regression for each plot. 5

84 Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Repola & Ulvcrona Modelling biomass of young and dense Scots pine Table 2. Arithmetic mean diameter at breast height (dbh), dominant height (defined as the mean height of the 100 largest trees per hectare), basal area, and number of stems for the different sites considered in this work, for trees > 1.3 m in height. Variable Year Renfors Degerön Kulbäcksliden Gagnet Lillarmsjö Unbyn dbh (mm) Dominant height (m) Basal area m 2 ha No. of stems ha Sampling procedure The trees selected for biomass sampling were chosen with the aim of including trees of all sizes, but damaged trees were excluded. In total, 280 trees were included in this destructive aboveground biomass study, of which 126 were pine, 68 spruce and 86 birch. The sample tree material was biased towards the smaller diameter classes, trees with dbh < 10 cm (Table 3). The number of sample trees from each site is given in Table 4. The range of dbh was 1 22 cm, 1 21 cm and 1 11 cm for pine, spruce and birch, respectively (Table 3). The range of heights was m, m and m for pine, spruce and birch, respectively (Table 3). Sampling was conducted on three occasions: in 1997/1998, 2003 and The sampling campaigns in 2003 and 2010 used mainly the same protocols as in 1997/1998 (Claesson et al. 2001). The first samples were collected in June 1997 (Renfors, Degerön, Kulbäcksliden), and in August 1998 (Gagnet, Lillarmsjö, Unbyn), and consisted of a total of 192 trees of pine, spruce, birch with dbh < 10 cm, (Tables 3 4) (Claesson et al. 2001). Since some of the samples were collected before the birch leaves had developed, the foliage fraction from birches sampled in Renfors, Degerön and Kulbäcksliden (1997) was excluded from the dataset. The second sampling campaign was conducted in 2003 from three of the six stands (Degerön, Renfors and Kulbäcksliden), before (in May/June) or after (in August/September) the growing season. In 2003, birches were sampled only in August and September after the leaves had developed but had not yet begun to fall. The second samples consisted of a total of 68 trees with dbh in the range cm, cm, and cm for the pine, spruce and birch, respectively (Tables 3 4). The third sampling campaign was conducted in 2010 in Degerön and Kulbäcksliden before the start of the growing period (in May). The sample consisted of 20 trees with dbh in the range cm and cm for Scots pine and Norway spruce (Tables 3 4). Birches were not sampled because the leaves had not developed at that point. When the trees were sampled in 2010, the sampling was conducted outside the actual experimental plot, but in the same stands as had previously been sampled because the trees in the experimental plot had been subjected to early thinning in a field experiment in The sampled stand was considered to be similar to the previously unthinned experimental stand. These circular plots were outside the fence surrounding the experimental plot and thus contained a few sprouts of birch, mountain ash, aspen and willow due to moose browsing. Because of this, 6

85 Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Repola & Ulvcrona Modelling biomass of young and dense Scots pine Table 3. Number of sample trees per dbh a) class and height class for each species. Height (m) dbh (cm) N Total Scots pine Total Norway spruce Total Birch Total a) dbh, diameter at breast height Table 4. Number of sampled trees for each site per year and species. Site Year Scots pine Norway spruce Birch Degerön Renfors Kulbäcksliden Lillarmsjö Gagnet Unbyn Degerön Renfors Kulbäcksliden Degerön Kulbäcksliden Total

86 Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Repola & Ulvcrona Modelling biomass of young and dense Scots pine the total number of stems within these plots was lower than those for the same sites in previous sampling campaigns. Some of the largest trees sampled were outside the measured circular plots, but still in the same stand. As a result, the arithmetic mean diameters measured for the circular plots in 2010 were relatively low (Table 2). 2.5 Sample tree measurements Before felling, the stem diameter at a height of 130 cm (dbh) was marked and measured over bark by cross callipering (1 mm accuracy). The position of the dbh measurement was marked on the north side of the tree to ensure that all trees were measured in the same direction. Each sample tree was cut down as close to the ground as possible, at a stump height of approximately <4 cm. After felling, a measuring tape was attached to the end of the stem and the tree height was measured (1 cm accuracy). The biomass sampling of the different tree components in the latter two campaigns (2003, 2010) was based mainly on the same protocols that were used in 1997/1998 (Claesson et al. 2001), except that the tree crown was divided into three sections in 1997/1998 and four sections thereafter (Fig. 2). One branch was selected from each section of the crown for dry mass determination; in each case, the sampled branch was subjectively judged to be representative of all branches from that section of the crown. Moreover, in 2003 and 2010 the stem circle was also divided into four (imaginary) quadrants, with the northern face of the trunk lying in the uppermost part of the circle. One branch was then collected from each quadrant of the crown: the first was taken from the first quadrant of the lowest section, the second from the second quadrant of the second section, and so on. Each sampled branch, and all branches from the living crown, was weighed to determine its fresh mass (1 g accuracy). In addition, a representative dead branch was selected from below the living crown to determine the biomass i.e., dry mass, of dead branches. All branches were cut using pruning shears; living and dead branches were weighed separately. Fig. 2. Biomass sampling tree showing the positions of discs and strata. 8

87 Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Repola & Ulvcrona Modelling biomass of young and dense Scots pine Discs were taken from the butt end of the stem, at a height of 130 cm (breast height, BH) and at four other heights. Specifically, discs were taken from positions at 30%, 55%, 70% and 85% of the stem height (Fig. 2) in order to estimate the stem biomass (DW). The diameter of the disc was cross-callipered over the bark using a calliper and all discs were cut to a thickness of 5 cm. For the smallest trees, the BH disc overlapped with the 30% disc so, only five discs were cut from these trees. The discs and the sample branches (alive and dead) were weighed in the field on a laboratory balance (6 kg maximum ± kg). The stem sections and all other branches were weighed on a scale (30 kg maximum ± kg). The four branches, a sample of dead branches from below the living crown, and the six discs were put in separate airtight bags and placed in a freezer ( 20 C) within 8 hours until the time of dry mass determination. The bark was separated from the disc and weighed before drying and all samples were dried in a ventilated oven (85 C for 48 hours). The discs were then dried and weighed on a laboratory balance (6 kg maximum ± kg) until no further change in mass was recorded. Foliage was separated from the branches after 24 hours, and then dried for another 24 hours before being weighed on a laboratory balance (6 kg maximum ± kg). The biomass of the sample trees was estimated by individual tree components; stem (including bark), foliage, living and dead branches. The biomass estimates were based on the ratio estimator (r) i.e., the ratio of the dry mass (dw) and fresh mass (fw) of the samples of tree components. This ratio (dw/fw) was used to convert fresh mass of the entire tree component (FW) to biomass (DW). Stem biomass was estimated as follows; DW s = FW r s (2) where DW s is stem biomass, FW s is the fresh mass of the stem, r is the mean ratio estimator of a stem. The mean ratio estimator r was obtained as a weighted mean of r. Dry mass (dw) of the disc was used as a weight. Ratio estimates for foliage and living branches were first calculated by the crown sections. The total living branch biomass was the sum of the individual crown sections as follows: m m DWi = DWih = FWihrih = FWih( dwih / fwih) (3) h= 1 h= 1 h= 1 m where DW i is biomass of a crown component i, DW ih is biomass of a crown section h, m is the number of crown sections, h is the index of the crown section, i is the index of the crown component (living branches, foliage), FW ih is the fresh mass of crown section h, r ih is the ratio estimator of crown section h, dw ih is a sample branch biomass (dry mass) of crown section h, fw ih is the fresh mass of a sample branch of crown section h. Biomass of dead branches (DW d ) was obtained as follows: DW d = FW d r d where FW d is the fresh mass of dead branches, r d is the ratio estimator of a sample branch. 2.6 Model approaches Biomass models for pine, spruce and birch growing in dense stands were constructed to test whether their biomasses and biomass allocations differ from the biomasses of trees growing in the managed 9

88 Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Repola & Ulvcrona Modelling biomass of young and dense Scots pine stands. The compiled models (NEW) were compared with the Marklund s (1988) and Repola s (2008; 2009) biomass models, which are the ones most commonly applied in Sweden and Finland. In the model specification it is important to address the correlation structure of the data correctly in order to obtain efficient parameter estimates (Parresol 1999). In our biomass data there were both spatial (e.g. hierarchical data) and temporal correlations. The study material was hierarchically structured, with 2-level (temporary plots) and 3-level (factorial experiments) aspects. To define the model, we treated the study site as a 2-level unit (between sites) and the tree (within site) as a 1-level unit. In order to simplify the structure of the data, the plot level was ignored in the factorial experiments. In the factorial experiments, sample tree selection was performed on two or three different occasions. This temporal correlation was assumed to be constant over time, so no separate term for covariance structure was added into the models. The models were developed for the total above-ground biomass and for the biomasses of the individual tree components: stem (including bark), foliage, living and dead branches. These models were developed independently i.e. the across-equation correlation (contemporaneous correlation) was not taken into account in the model estimation. All the simplification was aimed at avoiding a model specification that was too complicated and which could have created problems with deriving the models. These simplifications may reduce the reliability of the parameter test but parameter estimates are still unbiased. In the model specification, a linear mixed model was used as follows: ln( y ) = x b+ u + e (4) ki T ki k ki where ln(y ki ) = logarithm of the biomass of tree i in stand k, kg x ki = vector of the independent variables for tree i in stand k b = vector of fixed effects u k = random effect of stand k e ki = residual error for tree i in stand k The dependent variable (tree biomass or biomass of a tree component) was logarithmically transformed in order to ensure variance homogeneity. The random effect (u k ) and residuals errors (e ki ) were assumed to be uncorrelated, and also assumed to be identically distributed Gaussian random variables with an expected value of 0. When applying the models, a variance correction term, ((var(u k ) + var(e ki ))/2) should be added to the intercept to correct for bias due to the logarithmic transformation. The MIXED procedures in SAS (SAS Institute Inc. 1999) were used to estimate the linear mixed models. Variables that were incorporated into the model were all significant at the p = 0.05 level. Regressions with significant variables (p = 0.05) were evaluated further using the following tests: a) Plots of the residuals against the independent variables were drawn to check for linearity. b) Plots of the residuals against the predicted values were drawn to check the assumption of constant variance. c) A normal plot of the residuals was drawn to check the normality assumption; Anderson-Darling s test for normality was performed (Tamhane and Dunlop 2000). 2.7 Comparison with other biomass models The predictions derived using the models (NEW) compiled in this study were compared with those using Marklund s (1988) and Repola s (2008; 2009) models. The reference models were based on tree diameter and height. For the stem biomass, we used Marklund s (1988) models, which 10

89 Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Repola & Ulvcrona Modelling biomass of young and dense Scots pine included both stem wood and bark. Marklund did not provide models for birch foliage and total above-ground biomass. Therefore, total tree biomass was obtained by summing the predicted biomass of tree components. The biomass predictions obtained using Repola s models (2008; 2009) were based on the models for the tree components and for total above-ground biomass. Thus, the stem biomass was the sum of stem wood and bark biomasses. The predictions were made according to tree species and the tree components: stem (stem wood and bark), living branches and foliage plus total above-ground biomass. Sample trees from our data set were used as the test material. The comparisons were made by calculating the ratio between biomass predictions of the NEW and Marklund s (1988) models (RATIO M ) and between the NEW and Repola s (2008, 2009) models (RATIO R ). 3 Results 3.1 Biomass models The biomass models were developed for each tree species (pine, spruce and birch) for the total above-ground biomass and for the individual tree components: stem (including bark), foliage, living and dead branches (Table 5). The models were based on diameter at breast height (dbh) and tree height (h), which are both also used commonly as independent variables in biomass models such as those of Marklund (1988) and Repola (2009). The models for pine and birch were based mainly on both dbh and h. But due to low dbh-h variation only dbh was used as an independent variable in the spruce models for stem, foliage and total above-ground biomass. Tree diameter at breast height (dbh) was the most significant independent variable in all models (Table 5). In model formulation, dbh was expressed as a transformation of dbh / (dbh + m), where m is a constant determined by the grid search method (See Marklund 1988; Repola 2008; 2009). A similar transformation, in addition to ln(h), also proved to be a usable expression for tree height. Both dbh and h showed positive correlations with stem biomass. In contrast, branch and foliage biomasses were correlated positively with d and negatively with h. The negative correlation with h indicated that, at a given d, taller trees tended to have lower branch biomass (Fig. 3). This Fig. 3. The effect of tree height on pine branch biomass at a given diameter (6 cm) using the NEW, Marklund (1988) and Repola (2009) biomass models. 11

90 Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Repola & Ulvcrona Modelling biomass of young and dense Scots pine Table 5. The parameter estimates of the compiled biomass models for pine, spruce and birch (ln(kg)). dbh is diameter at breast height (cm) and h is tree height (m). The standard error is given in parentheses. Variable Stem, kg Living branches, kg Dead branches, kg Foliage, kg Total above-ground, kg Pine Spruce Birch Pine Spruce Birch Pine Spruce Birch Pine Spruce Birch Pine Spruce Birch Intercept (0.046) dbh/(dbh + n) (0.247) (0.067) (0.150) (0.080) (0.285) (0.221) (0.649) (0.203) (1.484) (0.188) (0.733) (0.254) (1.690) (3.195) (0.524) (0.781) (0.667) (0.538) (0.149) (0.330) (0.434) (0.793) (0.052) (0.325) (0.092) (0.213) (0.073) (0.288) h/(h + m) (0.385) (1.181) ln(h) (0.366) (0.773) (1.840) ( (0.585) n m var(uk) var(eki) (2.812) (1.105) (0.540) (2.143) (0.448) 12

91 Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Repola & Ulvcrona Modelling biomass of young and dense Scots pine effect seemed to be stronger especially for pine in the NEW models compared with Marklund s (1988) and Repola s (2008; 2009) models (Fig. 3). A similar trend was also detected for the foliage biomass of pine (results not shown). 3.2 Comparison with the other models Grand Mean The biomass models were compared by calculating the ratio between biomass predictions using the NEW and Marklund s (1988) models (RATIO M ) and between the NEW and Repola s (2008, 2009) models (RATIO R ) (Table 6). Marklund s 1988) and Repola s (2008, 2009) models exhibited differences in predicted biomass of the tree components compared with the NEW models. Marklund s and Repola s models estimated, on average, higher stem biomass values for pine and spruce, but lower biomass values for birch (Table 6). In terms of RATIO M (0.85) and RATIO R (0.84) the higher estimates for spruce amounted to an average of 15%. For pine, the estimates were still high, but not as high: RATIO M and RATIO R values were, on average, 0.99 and The NEW models resulted in higher biomass predictions for birch stems, with an average RATIO M and RATIO R of 1.13 (Table 6). Marklund s (1988) models resulted in higher biomass predictions for living branches compared to the NEW models for all tree species, with average RATIO M values of 0.80, 0.61 and 0.69 for pine, spruce and birch respectively Repola s (2008, 2009) models also generated higher estimates than the NEW model, but the difference was not so great, with average RATIO R values of 0.97 and 0.93 for pine and birch. In contrast, for spruce the RATIO R averaged 1.0, indicating, overall, the same predictions as when using the NEW model (Table 6). Both Marklund s (1988) and Repola s (2009, 2008) models produced lower estimates of the foliage biomass of pine and spruce than the NEW models. RATIO M was, on average, 1.07 and 1.10 for pine and spruce. RATIO R was noticeably higher: 1.77 and 1.66 for pine and spruce (Table 6). For birch foliage, the Repola (2008) model generated wildly different predictions than the NEW model, with a RATIO R of RATIO M could not be calculated, because Marklund (1988) did not provide models for birch foliage (Table 6). For the total above-ground biomass of pine and spruce both Marklund s (1988) and Repola s (2008) models predicted, on average, higher biomass values than the NEW models. RATIO M and RATIO R were, on average, 0.92 and 0.94 for pine and 0.83 and 0.87 for spruce. In contrast, for birch RATIO R was 1.08, indicating lower estimates by Repola s (2008) models (Table 6). Table 6. The ratio between biomass estimates obtained using the NEW and Marklund s models (RATIO M ) and the NEW and Repola s models (RATIO R ). Pine Spruce Birch RATIO M RATIO R RATIO M RATIO R RATIO M RATIO R Stem Branches Foliage Total abv

92 Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Repola & Ulvcrona Modelling biomass of young and dense Scots pine Fig. 4. The ratio between stem biomass estimates (pine and spruce) obtained from the NEW and Marklund s (1988) models (RATIO M ) and the NEW and Repola s (2008, 2009) models (RATIO R ). Fig. 5. The ratio between branch biomass estimates (pine and spruce) obtained from the NEW and Marklund s (1988) models (RATIO M ) and the NEW and Repola s (2008, 2009) models (RATIO R ) Comparison by diameter classes In general, RATIO M and RATIO R values for the different tree components were not constant but they were dependent on tree size. Mostly, the higher estimates by Marklund s (1988) and Repola s (2008, 2009) models were greatest for the smallest trees. Marklund s (1988) and Repola s (2009) models yielded clearly higher stem biomasses for both pine and for spruce than those obtained using the NEW models (Fig. 4). RATIO M and RATIO R values for spruce stems exhibited a similar, increasing trend from 0.7 to 1.0 through the diameter range. For pine stems, the RATIO M and RATIO R values were mainly between 0.9 and 1.0, but for the trees < 4 cm dbh, low values ( ) of RATIO R indicated estimates 19 34% higher when using Repola s (2008) models compared to the NEW models. In turn, this trend tended to be almost the opposite for birch i.e., the smaller the tree diameter, the higher values of RATIO M and RATIO R (Fig. 7). And for small birch with dbh < 6 14

93 Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Repola & Ulvcrona Modelling biomass of young and dense Scots pine Fig. 6. The ratio between foliage biomass estimates (pine and spruce) obtained using the NEW and Marklund s (1988) models (RATIO M ) and the NEW and Repola s (2008, 2009) models (RATIO R ). Fig. 7. The ratio between stem and branch biomass estimates (birch) obtained using the NEW and Marklund s (1988) models (RATIO M ) and the NEW and Repola s (2008, 2009) models (RATIO R ). cm we obtained estimates of 8 31% lower using Marklund s (1988) and Repola s (2008) models than when using the NEW models. Marklund s (1988) models produced systematically higher estimates of living branch biomass throughout the diameter range than the NEW models. The differences were highest for the smallest trees (diameter < 2 cm) and, varied from 9% to 40% and from 28% to 63% for pine and spruce (Fig. 5). Repola s (2009) models did not produce systematically higher estimates than the NEW models: the value of RATIO R for pine varied between 0.9 and 1.04 (Fig. 5). The range of RATIO R values for spruce was larger, from 0.68 to 1.11, and systematically higher estimates than the NEW model were detected for trees in the smallest diameter classes (diameter < 5 cm). For birch branches, Marklund s (1988) model gave systematically higher predictions than NEW, with RATIO M values in the range (Fig. 7). RATIO R values for birch branches varied between 0.53 and 1.16, indicating clearly higher estimates by Repola s (2008) models for trees with diameter 15

94 Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Repola & Ulvcrona Modelling biomass of young and dense Scots pine < 4 cm (Fig. 7) than when using the NEW models. Marklund s (1988) models produced very similar foliage estimates to those obtained using the NEW models; the RATIO M value varied between 0.98 and 1.08 over the diameter range (Fig. 6). In contrast, the RATIO M values for spruce varied from 0.66 to 1.40 with higher estimates for trees with diameter < 5 cm and lower estimates for trees with diameter > 5 cm compared to the NEW models (Fig. 6). Repola s (2009) models clearly estimated both pine and spruce foliage biomass higher than did the NEW models for all diameter classes (Fig. 6). The values of RATIO R for pine showed a decreasing trend with increasing diameter from 2.46 to The range of RATIO R values for spruce was narrower, from 1.26 to Discussion In this study, biomass models for the above-ground tree components of Scots pine, Norway spruce and birch were developed. The biomass models were based on a total of 126 pine, 68 spruce and 86 birch trees collected in six stands located on mineral soil, and representing young, dense pine dominated mixed stands in northern Sweden. The models derived were based on the same study stands and partly on the same sample tree material which were used in the study described by Claesson et al. (2001). In both studies, the sample trees harvested when the experiments were established (1997/1998) were used, but in this study we also used sample tree material gathered on two subsequent sampling occasions (2003, 2010). Based on the study material validity of the compiled models need to be restricted. The NEW models are primarily applicable to unthinned, dense young Scots pine dominated stands with a varied mixture of Norway spruce and birch. Thus, the data relates to stands in which spruce and birch are not the main tree species, and this must be remembered when applying the models to these species. Because the samples were biased towards trees with dbh < 10 cm and only a few sample trees had a dbh > 15 cm, the validity of the NEW models must be restricted to trees with dbh < 15 cm for pine and spruce and < 10 cm for birch. The compiled biomass models were based on the moderate material. However, the number of the study stands was low, which decreased the applicability of the estimate of the random stand effect. Instead the number of the sample tree was quite large, which enabled reliable predictions for the biomass of the tree components and also a reliable description of the relationships between tree components in dense young stands.. A prerequisite for this is that the models for individual tree components are based on the same sample trees, which fulfilled in our data (Kärkkäinen 2005). In addition, our sample trees were gathered from the same stand at three different times (1998, 2003 and 2010), allowing the more reliable description of the dynamics of biomass allocation in a stand than that can be produced by using cross-sectional data i.e., temporary sample plots (inventory data). The aim of this study was also to test the applicability of Marklund s (1988) and Repola s (2009, 2008) models to young dense stands by comparing these models with the models developed during this study. Our results suggest that Marklund s 1988) and Repola s (2008, 2009) models do not work satisfactorily in young dense stands: large differences in predicted biomass values were detected compared with the NEW models. Marklund s (1988) and Repola s (2008, 2009) models produced higher estimates than the NEW models for stem (not birch) and living branch biomasses, and lower estimates for foliage biomass. These high estimates also led to high estimates for total above-ground biomass. In general, the differences in the estimates were not constant; there were increasing discrepancies with decreasing tree size i.e., the differences between the old and NEW models were greatest for the smallest trees. The smaller differences for larger trees may be because these were the dominant individuals (highest crown layer), which are 16

95 Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Repola & Ulvcrona Modelling biomass of young and dense Scots pine under less competitive stress than the smaller trees. This influence of tree size suggests that the independent variables (dbh and h) have a different relationship to tree biomass in managed and unmanaged dense stands. For example, the negative correlation with h for the branch and foliage biomass models indicates that, at a given diameter, taller trees tended to have lower crown biomass i.e., the height:diameter ratio has a clear impact on crown biomass; an increasing height:diameter ratio is associated with lower crown biomass (Holdaway 1986; Marklund 1988; Hakkila 1991; Mäkelä and Vanninen 1998; Repola 2013). This study showed that the effect of the height:diameter ratio on branch biomass was different in dense stands than in managed stands. Stem biomass has been shown to be correlated positively with the tree dimensions, dbh and height (Marklund 1988; Repola 2013). This was also detected in the dense stands, but stem biomass tended to be lower in the unthinned stands i.e., at a given diameter and height the trees growing in dense stands had lower stem biomass. This can be caused by variations in stem form (tapering) or wood density. Generally, trees growing in managed stands have higher stem taper and consequently also have a lower stem volume than slender trees growing in a dense stands. In the dense stands, a slow diameter growth rate indicates generally higher stem wood density than that in the managed stands (Repola 2013). However, the data from the current study do not support these arguments. When comparing Repola s (2008, 2009) and Marklund s (1988) models, we found that Marklund s (1988) models resulted in predictions closer to those obtained using the NEW model: slightly for stem biomass (not birch) and clearly for foliage biomass. However, the predictions were clearly unreliable for living branch biomass. One reason for the more reliable estimates of living branch biomass obtained using Repola s (2008, 2009) models may be that the modelling data consisted of sample trees from the control, unthinned plots in the thinning experiments representing not young but middle-aged stands. In contrast, Marklund s (1988) models were based only on sample trees gathered from managed stands. Despite this, the results relating to foliage biomass was contrary which is not consistent with the previous conclusion. Previous studies have shown that trees growing in high density stands, with high levels of competition allocated proportionally more biomass to stems and less to foliage and branches (Van Lear et al. 1984; Naidu et al. 1998; Nilsson and Albrektson 1994). The results of our study did not entirely follow the pattern of biomass allocation presented in the previous studies. The results showed that the biomass allocation to tree components is different in unmanaged and managed young stands. The share of foliage biomass is higher in unmanaged stands and the share of branch and stem biomass correspondingly tended to be higher in managed stands. This difference in biomass allocation seemed to be also size-dependent i.e., the differences tended to increase with decreasing tree diameter. Similar findings have previously been reported by Claesson et al. (2001). This is not surprising because our models were based partly on the same material as used by Claesson et al (2001). The models of Claesson (2001) were developed for trees with a dbh of <10 cm, whereas the sample trees in our data had a dbh up to 21 cm. The application of biomass models for managed stands (Marklund 1988; Repola 2008, 2009) seems to distort the proportion of biomass allocated to different tree components in young dense stands, and this bias increased with decreasing tree size. This complicates the use of these models in practice. For example, the assessment of harvesting removals from young dense stands, where thinning were done from below, lead biased estimates, which can consequently lead unsatisfactory decision of a stand management. Finally, the challenge for further biomass modeling is to expand the applicability of the commonly applied models to more diverse growing conditions, such as unthinned stands which will play an important role in energy wood production in the Nordic countries. This study showed that Marklund s (1988) and Repola s (2008, 2009) models cannot effectively estimate the biomass of 17

96 Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Repola & Ulvcrona Modelling biomass of young and dense Scots pine trees growing in young dense stands. These results are not surprising since the Marklund (1988) and Repola ( ) models were primarily developed for trees from stands managed using standard silvicultural techniques. This conclusion echoes that of Claesson et al. (2001). Although the biomass models constructed (NEW models) in this study cannot be considered to represent widely applicable (general) individual-tree biomass models like Marklund s (1988) and Repola s (2008, 2009) models, NEW models can be applied to a large area in northern Sweden and also in similar climate and growing conditions in northern Finland too. The new models are particularly applicable to estimate tree and stand biomass of typical energy tree stand, pine dominated young dense mixed stands. 5 Conclusion The NEW biomass models developed in this work are based on two variables (dbh and tree height) that are easily measured in forest stands, thus facilitating their practical use in estimating biomass. The NEW models are valid for estimating the biomass of the individual tree components of young Scots pine and Norway spruce trees with dbh < 15 cm in dense stands, and for birch trees with dbh < 10 cm in northern Sweden. As expected, comparisons with previously developed biomass models highlighted the importance of using models designed for the stand densities being considered. Acknowledgements The authors thank Svante Claesson for his work on the experiment. Thanks also go to Ida Manfredsson, Ulla Nylander, Emma Sundling, Andréas Säterlönn, Stina Berntsson, Stina Algotsson and Samuel Roturier of the Vindeln Experimental Field Station for their skillful technical help in the field and the lab. We are grateful to SEES Editing Ltd for linguistic revision. This study was funded by the Swedish National Energy administration, Stiftelsen Skogssällskapet. References Annual precipitation. (2014). SLU Swedish University of Agricultural Sciences. [Cited 20 Mar 2014]. Bergström D. (2009). Techniques and systems for boom-corridor thinning in young dense forests. Doctoral thesis. Acta Universitatis Agriculturae Sueciae 2009(87). 53 p. ISBN Bergström. D., Nordfjell T., Bergsten U. (2010). Compression processing and load compression of young Scots pine and birch trees in thinnings for bioenergy. International Journal of Forest Engineering 21(1): Case B.S., Hall R.J. (2008). Assessing prediction errors of generalized tree biomass and volume equations for the boreal forest region of west-central Canada. Canadian Journal of Forest Research 38: Claesson S., Sahlén K., Lundmark T. (2001). Functions for biomass estimation of young Pinus sylvestris, Picea abies and Betula sp. from stands in northern Sweden with high stand densities. Scandinavian Journal Forest Research 16(2): org/ / Egnell G., Leijon B Effects of different levels of biomass removal in thinning on short-term 18

97 Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Repola & Ulvcrona Modelling biomass of young and dense Scots pine production of Pinus sylvestris and Picea abies. Scandinavian Journal of Forest Research 12: Eriksson P., Nordén B. (1999). Bioenergy fuel extraction from stands with cleaning backlog. Skogforsk, Forest Research Institute of Sweden, Report 7. Uppsala, Sweden. Fries J. (1964). Vårtbjörkens produktion i Svealand och södra Norrland. Studia Forestalia Suecia p. [In Swedish]. Guo Z. (2010). Evaluation of Loblolly pine management regimes in Mississippi for biomass supplies: a simulation approach. Southern Journal of Applied Forestry 34(2): Growing season length. (2014). SLU Swedish University of Agricultural Sciences. [Cited 20 Mar 2014]. Hägglund B., Lundmark J.-E. (1977). Site index estimation by means of site properties: Scots pine and Norway spruce in Sweden. Studia Forestalia Suecia p. Hägglund B., Lundmark J.-E. (1987). Bonitering del 1: definitioner och anvisningar. 3 ed. Skogsstyrelsen, Jönköping. ISBN [In Swedish]. Hakkila. P. (1991). Crown mass of trees at the harvesting phase. Folia Forestalia p. Hökkä H. (1997). Individual-tree basal area growth models for Scots pine, pubescent birch and Norway spruce on drained peatlands in Finland. Silva Fennica 31(2): org/ /sf.a8517. Holdaway M.R. (1986). Modeling tree crown ratio. The Forestry Chronicle 62: Hoogwijk M., Faaij A., Broek R. v. d., Berndes G., Gielen D., Turkenburg W. (2003). Exploration of the ranges of the global potential of biomass for energy. Biomass and Bioenergy 25(2): Hynynen J. (1995a). Predicting tree crown ratio for unthinned and thinned Scots pine stands. Canadian Journal of Forest Research 25: Hynynen J. (1995b). Predicting the growth response to thinning for Scots pine stands using individual-tree growth models. Silva Fennica 29(3): Johansson T. (1999). Biomass equations for determining fractions of European aspen growing on abandoned farmland and some practical implications. Biomass & Bioenergy 17(6): Jylhä P., Laitila J. (2007). Energy wood and pulpwood harvesting from young stands using a prototype whole-tree bundler. Silva Fennica 41(4): Kärkkäinen L. (2005). Evaluation of performance of tree-level biomass models for forestry modelling and analyses. Finnish Forest Research Institute, Research Papers p. Kukkola M., Mälkönen E The role of logging residues in site productivity after first thinning of Scots pine and Norway spruce stands. In: Boreal forests and global change, September 25 28, 1994, Saskatchewan, Canada. Conference papers, advance abstracts. International Boreal Forest Research Association, IBFRA. p. 45. Lambert M.-C., Ung C.-H., Raulier F. (2005). Canadian national tree aboveground biomass equations. Canadian Journal of Forest Research 35(8): x Litton C.M., Raich J.W., Ryan M.G. (2007). Carbon allocation in forest ecosystems. Global Change Biology 13(10): Mäkelä A., Vanninen P. (1998). Impacts of size and competition on tree form and distribution of aboveground biomass in Scots pine. Canadian Journal of Forest Research 28: Mård H Short-term growth effects of whole-tree harvest in early thinnings of birch (Betula spp.) and Picea abies. Scandinavian Journal of Forest Research 13: org/ / Marklund L.G. (1987). Biomass functions for Norway spruce (Picea abies (L.) Karst.) in Sweden. 19

98 Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Repola & Ulvcrona Modelling biomass of young and dense Scots pine Institutionen för Skogstaxering, Sveriges Lantbruksuniversitet, Report 43. [In Swedish]. Marklund L.G. (1988). Biomass functions for pine, spruce and birch in Sweden. Institutionen för Skogstaxering, Sveriges Lantbruksuniversitet, Report 45. [In Swedish]. Monserud R.A., Huang S.M., Yang Y.Q. (2006). Biomass and biomass change in lodgepole pine stands in Alberta. Tree Physiology 26(6): Muukkonen P., Mäkipää R. (2006). Biomass equations for European trees: addendum. Silva Fennica 40(4): Naidu S.L., Delucia E.H., Thomas R.B. (1998). Contrasting patterns of biomass allocation in dominant and suppressed loblolly pine. Canadian Journal of Forest Research 28: Näslund M. (1936). Skogsförsöksanstaltens gallringsförsök i tallskog. Primärbearbetning. Meddelanden från Statens Skogsförsöksanstalt 29(1). [In Swedish]. Nilsson U., Albrektson A. (1994). Growth and self-thinning in two young Scots pine stands planted at different initial densities. Forest Ecology and Management 68: Parresol B.R. (1999). Assessing tree and stand biomass: a review with examples and critical comparisons. Forest Science 45(4): Parresol B.R. (2001). Additivity of nonlinear biomass equations. Canadian Journal of Forest Research 31: Pettersson H. (1955). Barrskogens volymproduktion. Meddelanden från Statens skogsforskningsinstitut p. [In Swedish]. Pettersson N. (1993). The effect of density after precommercial thinning on volume and structure in Pinus sylvestris and Picea abies. Scandinavian Journal of Forest Research 8(4): Polagye B.L., Hodgson K.T., Malte P.C. (2007). An economic analysis of bio-energy options using thinnings from overstocked forests. Biomass and Bioenergy 31(2 3): org/ /j.biombioe Repola J. (2008). Biomass equations for birch in Finland. Silva Fennica 42(4): dx.doi.org/ /sf.236. Repola J. (2009). Biomass equations for Scots pine and Norway spruce in Finland. Silva Fennica 43(4): Repola J. (2013). Modelling tree biomasses in Finland. Dissertationes Forestales p. dx.doi.org/ /df.158. SAS Institute Inc. (1999). SAS OnlineDoc version 9.3. SAS Institute Inc., Cary, North Carolina. Satoo T., Madgwick H.A.I. (1982). Forest biomass (Forestry Sciences ed.). Martinus Nijhoff/Dr W. Junk Publishers, The Hague, Boston, London. 152 p. ISBN SMHI. (2014). Swedish Meteorological and Hydrological Institute. meteorologi/nederbord/ [Cited 20 Mar 2014]. Statistical yearbook of forestry. Official statistics of Sweden. (2014). Skogsstyrelsen, Jönköping. ISBN Arsbok/. Stupak I., Nordfjell T., Gundersen P. (2008). Comparing biomass and nutrient removals of stems and fresh and predried whole trees in thinnings in two Norway spruce experiments. Canadian Journal of Forest Research 38(10): Tamhane A.C., Dunlop D.D. (2000). Statistics and data analysis. Prentice-Hall, Inc. 722 p. ISBN Tamm C.O Nitrogen in terrestrial ecosystems questions of productivity, vegetational changes, and ecosystem stability. In: Billings W.D., Golley F., Lange O.L., Olson J.S., Remmert H. (eds.). Ecological studies. Springer Verlag, Berlin, Heidelberg. 116 p. ISBN x. Temperature sum. (2014). SLU Swedish University of Agricultural Sciences. 20

99 Silva Fennica vol. 48 no. 5 article id 1190 Repola & Ulvcrona Modelling biomass of young and dense Scots pine markinfo.slu.se/sve/klimat/tempsum.html. [Cited 20 Mar 2014]. Tveite B., Hanssen K.H., Whole-tree thinnings in stands of Scots pine (Pinus sylvestris) and Norway spruce (Picea abies): short- and long-term growth results. Forest Ecology and Management 298: Ulvcrona K.A. (2011). Effects of silvicultural treatments in young Scots pine dominated stands on the potential for early biofuel harvest. Doctoral thesis. Acta Universitatis Agriculturae Sueciae 2011(79). 64 p. ISBN Van Lear D.H., Waide J.B., and Teuke M.J. (1984). Biomass and nutrient content of a 41-year-old loblolly pine (Pinus taeda L.) plantation on a poor site in South Carolina. Forest Science 30: Zianis D., Muukkonen P., Mäkipää R., Mencuccini M. (2005). Biomass and stem volume equations for tree species in Europe. Silva Fennica Monographs p. Total of 53 references 21

100 Forest Ecology and Management 340 (2015) Contents lists available at ScienceDirect Forest Ecology and Management journal homepage: Stand productivity following whole-tree harvesting in early thinning of Scots pine stands in Sweden Gustaf Egnell a,, Kristina Ahnlund Ulvcrona b a Department of Forest Ecology and Management, Swedish University of Agricultural Sciences, Skogsmarksgränd, SE Umeå, Sweden b Department of Forest Biomaterials and Technology, Swedish University of Agricultural Sciences, Skogsmarksgränd, SE Umeå, Sweden article info abstract Article history: Received 27 October 2014 Received in revised form 15 December 2014 Accepted 17 December 2014 Available online 9 January 2015 Keywords: Full tree harvest Energy harvest Nitrogen Nutrient availability Harvest intensity Bioenergy Swedish energy policy and the introduction of targets concerning the proportion of renewable energy used within Europe have increased the demand for forest biomass that can be used for energy generation. This includes industrial forest residues, residues from logging operations, and whole trees harvested during early thinnings. However, the sustainability of utilizing the nutrient-rich parts of the trees, such as needles and twigs, may be questionable. It is therefore important to assess the impact of whole-tree harvesting (WTH) in thinnings on the growth of the remaining trees in the stand, particularly in boreal forests where growth is normally limited by the availability of nutrients. Here we present data on 22 years of volume growth following WTH practiced in early thinning compared with the alternative, a late precommercial thinning, in which all of the biomass including the stem is left on site, from four Scots pine (Pinus sylvestris L.) dominated experimental sites in Sweden. WTH caused a statistically significant 4% growth reduction over the entire duration of the experiment. Analyses of volume growth at three different points in time following the experiments establishment suggested that this growth reduction occurred largely during the first growth period (0 8 years), when there was a significant negative growth effect. No statistically significant treatment effect on volume growth was detected for the second and third periods. The results for the two treatments are compared and discussed in relation to previously published findings concerning stand growth following WTH during thinning. Ó 2015 Elsevier B.V. All rights reserved. 1. Introduction The Swedish government has stated that renewable sources should provide 50% of the country s energy requirements by This is one percent greater than the legally binding target of 49% specified by the EU Res directive (European Parliament, 2009). It is likely that Sweden will meet this target thanks to its forest biomass resources and adoption of policies favoring renewable energy sources (Ericsson et al., 2004; Björheden, 2006). Most of the residual material produced by the forest industry is currently used for energy generation. Thus, the short-term demand for more forest biomass for energy generation has to be met by increasing the level of stemwood harvesting or by harvesting more of the available tree biomass. For forestry to be sustainable, Corresponding author at: Department of Forest Ecology and Management, Swedish University of Agricultural Sciences, Skogsmarksgränd, SE Umeå, Sweden. Tel.: +46 (0) ; fax: +46 (0) addresses: Gustaf.Egnell@slu.se (G. Egnell), Kristina.Ulvcrona@slu.se (K.A. Ulvcrona). long-term annual harvest levels must not exceed annual growth. Consequently, the growing demand for biomass in Sweden has primarily been met by harvesting a greater proportion of the trees biomass than the merchantable stemwood, i.e. branches, tops, and non-industrial wood. However, because the demand for biomass continues to increase, resources such as stumps and smalldiameter trees are now being targeted as well (Egnell and Björheden, 2013). Small-diameter trees are already marketed in Finland (Heikkila et al., 2007), but have yet to be commercialized in Sweden due to environmental concerns and high procurement costs, which limit their profitability (Bergström et al., 2012; Lattimore et al., 2009). The current recommended practice in Swedish forestry is to perform pre-commercial thinning (PCT) when the trees are small (2 4 m) in order to reduce the cost of the operation and minimize the time to first thinning (Huuskonen and Hynynen, 2006). This approach has been used for several decades. Prior to 1993, the Swedish Forestry Act required forest owners to perform PCT. After 1993, PCT became optional. As a result, Swedish forests now contain a greater proportion of dense young stands with mean heights /Ó 2015 Elsevier B.V. All rights reserved.

101 G. Egnell, K.A. Ulvcrona / Forest Ecology and Management 340 (2015) exceeding 4 m. These stands represent a potentially available and interesting biomass resource for the energy market (Nordfjell et al., 2008). Increasing the intensity of thinnings by harvesting nutrient rich branches and foliage may however affect site productivity and the growth of the residual stand (Mälkönen, 1972; Kimmins, 1977; Thiffault et al., 2010; Helmisaari et al., 2011). In this study we present results from four Scots pine stands growing on sandy soils of different fertility in Sweden years after treatment. Growth following whole-tree harvest (WTH) in early thinnings is compared with growth on late PCT plots, in which all harvested biomass (including stems) was left on site. The hypotheses tested were that (i) WTH in early thinnings would have a negative impact on the future growth of the residual stand; and (ii) this growth reduction would not be manifested during the first growth period following WTH. 2. Materials and methods 2.1. Site description Four long-term field experiments were established at sites in northern, central, and southern Sweden (Fig. 1). All experiments were established in young Scots pine dominated stands on soils of different fertility (Table 1). The altitude of the four sites ranged between 105 and 215 m a.s.l. and site index of Scots pine ranged between 19 and 31 m (index age 100 years). The original stand at site 5128 was seeded; all of the others were naturally regenerated. The field experiments were established in at stand ages of years (Table 1) Treatments and experimental design At each site, two treatments were applied in a randomized block design with four blocks (three at site 5118). Blocks were established by considering stand and site characteristics, with the aim of making each block as similar as possible with respect to these variables. Plot sizes varied both within and between sites (Table 1). The treatments were (i) whole-tree harvest in early thinning with all above stump biomass harvested (WTH), and (ii) late pre-commercial thinning in which all of the tree s biomass, including the stem, was left on site (PCT). During thinnings, 72 78% of the stems were harvested, resulting in a thinning strength of 45 70% of the basal area (Table 2). The remaining trees with a diameter at breast height (dbh, 1.3 m) greater than 45 mm were numbered and marked with a cross at breast height to facilitate subsequent diameter measurements according to standard practices for long-term field experiments conducted at the Swedish University of Agricultural Sciences (Karlsson, 2003) Biomass sampling and estimates of harvested biomass and nutrients At the time of establishment of the experiments a minimum of four and a maximum of eight sample trees, stratified over diameter classes, were collected from all sites but 5128 for analysis of nutrient content in different tree fractions. Biomass sub-samples from the stems, needles, living and dead branches were analyzed for nutrient concentrations. Established biomass functions by Marklund (1988) were used to estimate the amount of biomass harvested in different tree fractions in the WTH treatment. For sites 5124 and 5128, where data on species, diameter, and height of each harvested tree were available, biomass functions using diameter and height as its independent variables were used. For sites 5118 and 5119, where only the mean diameter and number of stems for each species harvested were available, biomass functions using only diameter as independent variable were used to estimate biomass in different tree fractions for the mean tree. The combined data were used to estimate the harvest intensity for the WTH treatment in terms of the amount of biomass and nutrients removed (Table 3). Estimates for site 5128 were made using nutrient concentration data from site Stand measurements The stands were initially measured after thinning when the experiments were established. These measurements were followed by three partially coordinated revisions 6 8, 11 14, and years after the thinning (Table 4). During the revisions all of the trees in each stand were cross-calipered at breast height and the heights and lengths of the green crowns of sample trees were measured according to standard practices for long-term field experiments conducted at the Swedish University of Agricultural Sciences (Karlsson et al., 2012). The resulting data were used in conjunction with established volume functions to estimate standing volumes. The volume functions of Andersson (1954) were used for trees with a dbh < 4.5 cm and the functions of Brandel (1990) were used for larger trees Statistical methods Fig. 1. Map showing the locations of the four experimental sites and the experimental design with two treatments, early whole-tree harvest (WTH) and late pre-commercial thinning (PCT). Estimated volume growth was used as the dependent variable in the statistical analyses. Because there is empirical evidence suggesting a time lag between WTH and subsequent growth reductions (Helmisaari et al., 2011), and some evidence that this growth reduction is temporal (Egnell, 2011), separate analyses were performed for volume growth during the entire growth period (dv tot ) and volume growth during the growth periods between individual revisions (dv 1,dV 2,dV 3, cf. Table 4). Treatment effects on volume growth were tested with a mixed model analysis of variance, with block set as a random variable, using the general linear model in Minitab (16.2.4). The model included treatment, site and block (nested within site) as variables. Because volume growth is dependent on the initial standing stock, the initial standing volumes before each growth period were included as covariates in the model. Residual plots indicated that there were no strong violations of the model s assumptions of normal distribution and homogeneity of variance.

102 42 G. Egnell, K.A. Ulvcrona / Forest Ecology and Management 340 (2015) Table 1 Locations and descriptions of the experimental sites. Site Lat (N) a Long (E) a Altitude (m a.s.l.) Soil type Orthic Podzol Orthic Podzol Orthic Podzol Orthic Podzol Soil texture Fluvial sediment, fine sand Fluvial sediment, sand Till, sandy silt Till, sand Soil moisture Dry Mesic Mesic-moist Mesic Site index b Vegetation type c M ML F M Stand establishment Regeneration type Natural regeneration Natural regeneration Natural regeneration Seeded Plot size (ha) a Latitude (N) and Longitude (E) in degrees and decimals of degrees (WGS 84). b Site index (H 100, dominant height at total age 100) for Scots pine according to Hägglund and Lundmark (1977). c Vegetation type: M = dry moor type, Vaccinium vitis-idaea L. and lichen; ML = dry moor type, Vaccinium vitis-idaea L., Calluna vulgaris, Vaccinium myrtillus L., Empetrum nigrum L., Vaccinium uliginosum L. and lichen; F = Vaccinium myrtillus. Table 2 Mean stem numbers, basal areas, and volumes before and after early thinning for the four experimental sites, together with the corresponding thinning strengths (Th. str.) and mean heights. Site No. of stems per ha Th. str. (%) Basal area (m 2 ha 1 ) Th. str. (%) Stem volume (m 3 ha 1 ) Th. str. (%) Mean height (m) Before After Before After Before After After Table 3 Average amounts of biomass and specific nutrients harvested in plots subjected to whole-tree harvesting in early thinnings at the four experimental sites. Standard deviations are presented in brackets. Site Biomass (Mg ha 1 ) N (kg ha 1 ) P (kg ha 1 ) K (kg ha 1 ) (±4.3) 55 (±13.6) 8 (±2.1) 26 (±7.0) (±5.7) 37 (±15.1) 5 (±2.1) 17 (±7.2) (±2.3) 55 (±6.1) 7 (±0.9) 26 (±2.9) (±3.9) 77 (±11.5) 11 (±1.8) 42 (±5.7) Table 4 Times of establishment (thinning) and revisions at the four experimental sites. Site Established 1st revision 2nd revision 3rd revision 5118 July 1983 October 1990 October 1996 September July 1983 June 1990 August 1996 August July 1984 September 1991 September 1996 September June 1985 July 1991 September 1996 August Results A negative growth response following WTH was identified at three of the four studied sites (Figs. 2 and 3). On average, over the full growth period (dv tot, years), WTH in early thinnings reduced volume growth by 4%, with the largest reduction (6%) occurring during the first growth period (dv 1, 0 8 years) (Fig. 3). This conclusion was supported by the analyses of variance, which revealed statistically significant growth reductions following WTH for the full growth period (dv tot, p = 0.013) and the first growth period (dv 1, p=0.009). No significant effects were detected for the second and third growth periods (dv 2, p = 0.813; dv 3, p = 0.142). It was thus possible to reject the second hypothesis (which proposed a delayed treatment effect), but not the first suggesting reduced growth following WTH. The statistical analysis also revealed a significant treatment site interaction for dv tot (p = 0.006) and dv 1 (p = 0.045). 4. Discussion On average, WTH in early thinnings reduced the growth of the studied Scots pine stands during the first years by 4% relative to that observed in plots subjected to late PCT. This finding is consistent with the results of previous studies on thinning with WTH. For example, Helmisaari et al. (2011) reported that nine Scots pine stands subjected to one thinning with WTH exhibited a 5% growth reduction over 20 years. An average growth reduction of 5% over 20 years was also observed in 4 thinning experiments conducted in Norway by Tveite and Hanssen (2013). However, WTH of overstory birches (Betula spp.) in Norway spruce (Picea abies K.) stands in central Sweden did not reduce the growth of the remaining spruce stand five years after harvesting (Mård, 1998). But, as noted by the authors, five years is not a long enough period of observation to draw reliable conclusions concerning growth effects. The growth reduction observed by Helmisaari et al. (2011) after WTH was only statistically significant during the second 10-year period after thinning. The authors suggested that WTH during thinning may have a delayed negative long-term effect on growth in Scots pine stands. Their hypothesis was supported by the reported slow rate of nitrogen release from decomposing logging residues (Hyvönen et al., 2000), which is important because nitrogen is usually a growth limiting factor in northern temperate and boreal forests (Tamm, 1991). Even an increased nitrogen content during the initial decomposition phase has been reported for Scots pine needles (Berg and Ekbohm, 1983) and in logging residues following harvest on nitrogen poor sites (Palviainen et al., 2004). This suggests that logging residues may immobilize some of the available nitrogen at the site during the initial decomposition phase, causing a delayed growth response. However, no evidence for a delayed growth response was apparent in the growth trends reported by Tveite and Hanssen (2013) following WTH during the first thinning of Scots pine stands. Similarly, the results obtained in our study suggest that WTH only had a statistically significant effect on stand

103 G. Egnell, K.A. Ulvcrona / Forest Ecology and Management 340 (2015) Fig. 2. Volume growth following whole-tree harvesting (filled squares) in early thinning during which all of the above-stump biomass of the felled trees was removed, and following late pre-commercial thinning (open squares) in which all of the biomass of the felled trees was left on site. Data from four Scots pine sites in Sweden. Fig. 3. Relative differences in volume increment for Scots pine stands subjected to whole-tree harvesting (WTH) in early thinnings compared with late pre-commercial thinning (PCT), where all biomass was left on site, over the entire study period (dv tot, years) and the three time periods between revisions (dv 1 dv 3 ). The measured volume increment for the PCT treatment is used as reference value and thus defines the 0% level in the figure. growth during the first growth period after thinning. Relatively fast growth responses following WTH in thinnings were also observed in studies on Norway spruce (Sterba, 1988; Nord-Larsen, 2002) and in the study by Egnell (2011), who reported significant growth reductions for planted Norway spruce seedlings following WTH during a final cut and attributed them to a significant but temporary reduction in site productivity that occurred 8 12 years after harvesting. Importantly, Helmisaari et al. (2011) point out that there was considerable variation in the growth responses to WTH (both among and within experiments) in the studies whose results prompted their suggestion of a delayed response. Careful analysis based on increment core data from three of the stands that had been thinned only once indicate that the basal area growth reduction began about five years after harvesting and ended 11 years later. A possible explanation for an early growth response was proposed by Tveite and Hanssen (2013), who suggested that logging residues may have a mulching effect that improves the mineralization conditions in the organic soil layer. This hypothesis is supported by studies showing that nitrogen (nitrate and ammonium) concentrations increase in percolating water under an inert artificial slash cover (Emmett et al., 1991) or under piles of logging residues (Rosén and Lundmark-Thelin, 1987). This may well be part of the explanation. However, it is also possible that leaving logging residues hampers competing vegetation that may be present in large quantities in the young forest following a clear-cut phase. Growth effects following vegetation control indicate that this may be an additional and potentially more important cause of the early growth effect (Wagner et al., 2006; Ponder et al., 2012). Unfortunately, no information on vegetation cover was recorded when the experiments presented in this work were established. Based on the mean heights of the trees at the establishment of the experiments and their fertility, one might expect more vegetation to have been present at site 5118, which had the highest site index and whose remaining trees (after harvesting) were only around 4 m tall, compared to 7 9 m for the other sites (cf. Tables 1 and 2). Site 5118 was also the site with the most pronounced treatment effect. A comparison of additional biomass harvested when WTH was practiced in thinnings in Helmisaari et al. (2011) and in Tveite and Hanssen (2013) with additional amounts harvested in this study shows that relatively large amounts of biomass was harvested when WTH was practiced in early thinnings as an alternative to a late PCT (Fig. 4). This is because the stem biomass is added to additional biomass harvested in the data presented here. Thus, a relatively large mulching potential should be expected from biomass left on PCT plots in this study. The inclusion of the nutrient poor stem biomass in the harvest also explains why the amount of nitrogen per unit of additional biomass harvested tends to be less when WTH in early thinnings is practiced as an alternative to late PCT as compared to in ordinary thinnings (Fig. 4). It is often assumed (and guidelines often recommend) that WTH should be avoided on poor sites in order to maintain their productivity over time. This assumption is not supported by the mid-term data presented herein or results from other studies on WTH in Scots pine thinnings. In fact, the relative growth response seems to be relatively constant across the fertility gradient, possibly because WTH removes smaller quantities of nutrients on low fertility sites where also the mulching effect is limited due to less logging residues (Fig. 5).

104 44 G. Egnell, K.A. Ulvcrona / Forest Ecology and Management 340 (2015) Fig. 4. Estimates of additional amounts of biomass harvested plotted against estimates of additional amounts of nitrogen harvested when whole-tree harvest (WTH) is practiced in 1:st (open circles) and 2:nd (filled circles) thinning and in early thinning as an alternative to a late pre-commercial thinning (filled triangles) of Scots pine stands in Scandinavia. Estimates for conventional thinnings are based on data reported by Helmisaari et al. (2011) and Tveite and Hanssen (2013), while those for early thinnings are from this work. Fig. 5. Relative volume growth in the residual stand years after whole-tree harvest in Scandinavian Scots pine stands subjected to thinnings in relation to stands where the logging residues were left on site (the dashed line) plotted against site index (H 100, dominant height at 100 years). The plotted data were taken from Helmisaari et al. (2011, filled squares), Tveite and Hanssen (2013, open squares), and this study with WTH in an early thinning as an alternative to a late precommercial thinning (filled triangles). We only examined the effects of WTH following a single thinning. Given the cost of procuring biomass for energy generation, a bioenergy market that features deliveries of small diameter trees from early thinnings is likely to also include deliveries of logging residues from conventional thinnings and final cuts (Routa et al., 2013). In a well-established bioenergy market, it is therefore likely that nutrient-rich biomass would be harvested several times during a rotation. There are few published studies on the effects of repeated WTH. While some of their results were not statistically significant, Helmisaari et al. (2011) reported that WTH reduced growth rates by 4% and 5% during the first ten years after treatment in stands of Scots pine and Norway spruce, respectively. These values increased to 8% and 13%, respectively, during the second 10-year period at sites subjected to a second round of WTH, ten years after the first thinning. Sterba (1988) reported a 12% lower growth rate during the first three years following WTH in early thinnings of three Norway spruce stands in Austria. When WTH was repeated in a subsequent thinning 9 years after, the growth rates were further reduced to 78% of control plots (Sterba et al., 2003). These results suggest that it will be essential to carefully consider the effects of repeated harvesting in order to fully appreciate the impact of WTH on future forest growth. When interpreting the results presented here, it is important to bear in mind that the setup of the experiments may differ from what would be adopted in a practical operation. In the experiments mean heights after thinning were between 4 and 9 m. For economic reasons, practical WTH in thinnings of stands, not previously pre-commercially thinned and therefore with a high stem density, are likely to occur at a mean tree height above 10 m. The high costs associated with these thinnings could potentially be overcome by using cutting heads that can handle multiple trees at once (Johansson and Gullberg, 2002) or by harvesting trees geometrically in corridors, leaving unthinned strips in between (Bergström et al., 2012). Both approaches will produce a different spatial distribution of the residual stems than those created in the experiments reported herein, where residual stems were evenly distributed. One critical question is then if an uneven stem distribution will effect stand productivity negatively and thereby add to the negative effect of WTH. Karlsson et al. (2013) compared production over two decades in Swedish Scots pine stands subjected to either selective thinning or corridor thinning, performed at the PCT stage (mean height <5 m, all biomass left on site, 2 sites) or at the first thinning stage (stemwood harvested, 9 sites). No significant between-treatment differences in volume growth were detected. Their conclusions were that geometric thinning of nutrient-limited young Scots pine stands is feasible from a sustained yield point of view and that this allows for quite high biomass extractions (e.g. for biofuel) in young, dense stands. Another common feature of experiments like the ones presented here is that the recovery rate of potential biomass from WTH treatments is almost 100%, whereas recovery rates in practical operations are substantially lower (Nurmi, 2007). Consequently, the adverse growth effects of WTH may be less pronounced in practice than they are in experiments. A strong market for bioenergy would increase forest owners willingness to invest in increased future forest production. Such new investment would enable the exploitation of diverse silvicultural measures such as tailored regeneration methods and fertilization regimes (Nilsson et al., 2011). This is demonstrated by the work of Helmisaari et al. (2011), whose experiments on WTH in thinnings included two treatments that combined WTH with fertilization. The first involved a compensatory fertilization regime in which the plot was treated with quantities of N, P, and K that were equal to the amounts estimated to have been removed with the logging residues. The second involved WTH together with a conventional fertilizer dosage of 150 kg N per hectare. The compensatory regime negated the reduction in growth caused by WTH during the first 20 years, while the WTH + conventional fertilization regime increased growth relative to that observed in unfertilized control plots where logging residues were left on site. This demonstrates the importance of considering the interactions between markets for forest products and forest owners investments in primary production when interpreting the results presented herein. 5. Conclusions Whole-tree harvesting (WTH) during early thinning of Scots pine stands in Sweden reduced the growth of the remaining trees by 4%. The growth reduction was significant during the first ten years after WTH, but no significant growth reduction was observed during the two subsequent decades, indicating that WTH has only short-term growth effects. Because forest growth in boreal Scots pine forests is primarily limited by nitrogen supply and nitrogen is released slowly from logging residues, this short-term response is tentatively attributed to a mulching effect caused by thinned trees being left on the ground following conventional thinning. A

105 G. Egnell, K.A. Ulvcrona / Forest Ecology and Management 340 (2015) strong market for biomass that features regular deliveries of small diameter trees from early thinnings is likely to include deliveries of logging residues from thinnings and final cuts because this biomass is relatively cheaper to procure. It is therefore important to consider effects of repeated WTH on forest production. However, it is also essential to consider how potential strong demand for bioenergy might affects forest owners willingness to invest in increased forest production, for example by paying for fertilization or improved seedling stock. Acknowledgements This research was funded through the multi-disciplinary research program Future Forests, the Swedish Energy Agency, and Skogssällskapet. Thanks are due to Sven-Olov Andersson for establishing these experiments and to the staff at the Unit for Field-based Forest Research for collecting data and maintaining the field trials over the years, and Sees-editing Ltd for revising the language. References Andersson, S.-O., Funktioner och tabeller för kubering av småträd. Meddelanden från Statens Skogsforskningsinstitut, 44:12, 29 pp (in Swedish). Berg, B., Ekbohm, G., Nitrogen immobilization in decomposing needle litter at variable carbon: nitrogen ratios. Ecology 64, Bergström, D., Bergsten, U., Hörnlund, T., Nordfjell, T., Continuous felling of small diameter trees in boom-corridors with a prototype felling head. Scand. J. For. Res. 27, Björheden, R., Drivers behind the development of forest energy in Sweden. Biomass Bioenergy 30, j.biombioe Brandel, G., Volume Functions for Individual Trees; Scots Pine (Pinus sylvestris), Norway Spruce (Picea abies) and Birch (Betula pendula & Betula pubescens). Department of Forest Production, Swedish University of Agricultural Sciences. Report 26, 183 pp (in Swedish with English summary). Egnell, G., Is the productivity decline in Norway spruce following whole-tree harvesting in the final felling in boreal Sweden permanent or temporary? For. Ecol. Manage. 261, Egnell, G., Björheden, R., Options for increasing biomass output from longrotation forestry. Wiley Interdiscip. Rev.: Energy Environ. 2, dx.doi.org/ /wene.25. Emmett, B.A., Anderson, J.M., Hornung, M., The controls on dissolved nitrogen losses following two intensities of harvesting in a Sitka spruce forest (N. Wales). For. Ecol. Manage. 41, G. Ericsson, K., Huttunen, S., Nilsson, L.J., Svenningsson, P., Bioenergy policy and market development in Finland and Sweden. Energy Policy 32, European Parliament, Directive 2009/28/EC of the European Parliament and of the Council of 23 April 2009 on the Promotion of the Use of Energy from Renewable Sources. Hägglund, B., Lundmark, J.-E., Site index estimation by means of site properties. Scots pine and Norway spruce in Sweden. Studia Forestalia Suecica 138, 38 pp. ISBN: Heikkila, J., Siren, M., Aijala, j.o., Management alternatives of energy wood thinning stands. Biomass Bioenergy 31, j.biombioe Helmisaari, H.-S., Holt Hanssen, K., Jacobson, S., Kukkola, M., Luiro, J., Saarsalmi, A., Tamminen, P., Tveite, B., Logging residue removal after thinning in Nordic boreal forests: long-term impact on tree growth. For. Ecol. Manage. 261, Huuskonen, S., Hynynen, J., Timing and intensity of precommercial thinning and their effects on the first commercial thinning in Scots pine stands. Silva Fenn. 40, , article id 320. Hyvönen, R., Olsson, B., Lundkvist, H., Staaf, H., Decomposition and nutrient release from Picea abies (L.) Karst. and Pinus sylvestris L. logging residues. For. Ecol. Manage. 126, Johansson, J., Gullberg, T., Multiple tree handling in the selective felling and bunching of small trees in dense stands. Int. J. For. Eng. 13 (2), dx.doi.org/ / Karlsson, K., Fältarbetsinstruktion för skogsfakultetens beståndsbehandlingsförsök. SLU, Uppsala (in Swedish). Karlsson, K., Mossberg, M., Ulvcrona, T., Fältdatasystem för Skogliga Fältförsök. Swedish University of Agricultural Sciences, Unit for Field-based Forest Research. Report 5: 2012 (in Swedish). < ESF-rapport005.pdf>. Karlsson, L., Bergsten, U., Ulvcrona, T., Elfving, B., Long-term effects on growth and yield of corridor thinning in young Pinus sylvestris stands. Scand. J. For. Res. 28, Kimmins, J.P., Evaluation of the consequences for future tree productivity of the loss of nutrients in whole-tree harvesting. For. Ecol. Manage. 1, Lattimore, B., Smith, C.T., Titus, B.D., Stupak, I., Egnell, G., Environmental factors in woodfuel production: opportunities, risks, and criteria and indicators for sustainable practices. Biomass Bioenergy 33, /j.biombioe Mälkönen, E., Effect of harvesting logging residues on the nutrient status of Scots Pine stands. Folia For., Inst. For. Fenn. 157, Mård, H., Short-term growth effects of whole-tree harvest in early thinnings of birch (Betula spp.) and Picea abies. Scand. J. For. Res. 13, dx.doi.org/ / Marklund, L.G., Biomass Functions for Pine, Spruce and Birch in Sweden. Report 45, Department of Forest Survey, Swedish University of Agricultural Sciences, Umeå, Sweden. Swedish University of Agricultural Sciences, Umeå, pp (in Swedish with English summary). Minitab 16 Statistical Software, Computer software. Minitab, Inc., State College, PA. Available from: < Nilsson, U., Fahlvik, N., Johansson, U., Lundström, A., Rosvall, O., Simulation of the effect of intensive forest management on forest production in Sweden. Forests 2, Nordfjell, T., Nilsson, P., Henningsson, M., Wästerlund, I., Unutilized biomass resources in Swedish young dense forests. In: Vinterbäck, J. (Ed.), Proceedings of the World Bioenergy Conference and Exhibition on Biomass for Energy, Jönköping, Sweden, May ISBN: Nord-Larsen, T., Stand and site productivity response following whole-tree harvesting in early thinnings of Norway spruce (Picea abies (L.) Karst.). Biomass Bioenergy 23, Nurmi, J., Recovery of logging residues for energy from spruce (Pices abies) dominated stands. Biomass Bioenergy 31, j.biombioe Palviainen, M., Finér, L., Kurka, A.M., Mannerkoski, H., Piirainen, S., Starr, M., Decomposition and nutrient release from logging residues after clear-cutting of mixed boreal forest. Plant Soil 263, B:PLSO fb. Ponder Jr., F., Fleming, R.L., Berch, S., Busse, M.D., Elioff, J.D., Hazlett, P.W., Kabzems, R.D., Kranabetter, J.M., Morris, D.M., Page-Dumroese, D., Palik, B.J., Powers, R.F., Sanchez, F.G., Scott, D.A., Stagg, R.H., Stone, D.M., Young, D.H., Zhang, J., Ludovici, K.H., McKenney, D.W., Mossa, D.S., Sanborn, P.T., Voldseth, R.A., Effects of organic matter removal, soil compaction and vegetation control on 10th year biomass and foliar nutrition: LTSP continent-wide comparisons. For. Ecol. Manage. 278, Rosén, K., Lundmark-Thelin, A., Increased nitrogen leaching under piles of slash a consequence of modern forest harvesting techniques. Scand. J. For. Res. 2, Routa, J., Asikainen, A., Björheden, R., Laitila, J., Röser, D., Forest energy procurement: state of the art in Finland and Sweden. Wiley Interdiscip. Rev.: Energy Environ. 2, Sterba, H., Increment losses by full-tree harvesting in Norway spruce (Picea abies). For. Ecol. Manage. 24, Sterba, H., Brunner, H., Gugganig, H., Hauser, B., Stammzahlreduktion ja, aber nicht als Ganzbaumnutzung. Österreich. For. 114 (10), (in German). Tamm, C.O., Nitrogen in terrestrial ecosystems questions of productivity, vegetational changes, and ecosystem stability. In: Billings, W.D., Golley, F., Lange, O.L., Olson, J.S., Remmert, H. (Eds.), Ecological Studies. Springer Verlag, Berlin, Heidelberg, 116 pp. ISBN: x. Thiffault, E., Pare, D., Brais, S., Titus, B.D., Intensive biomass removals and site productivity in Canada: a review of relevant issues. For. Chronicle 86, Tveite, B., Hanssen, K.H., Whole-tree thinnings in stands of Scots pine (Pinus sylvestris) and Norway spruce (Picea abies): short- and long-term growth results. For. Ecol. Manage. 298, j.foreco Wagner, R.G., Little, K.M., Richardson, B., McNabb, K., The role of vegetation management for enhancing productivity of the world s forests. Forestry 79,

106 Forestry Advance Access published May 1, 2015 Forestry An International Journal of Forest Research Forestry 2015; 0, 1 13, doi: /forestry/cpv010 Effects of intensity of forest regeneration measures on stand development in a nationwide Swedish field experiment Göran Hallsby 1 *, Kristina Ahnlund Ulvcrona 2, Anders Karlsson 1, Björn Elfving 1, Hans Sjögren 1, Thomas Ulvcrona 3 and Urban Bergsten 2 1 Department of Forest Ecology and Management, Swedish University of Agricultural Sciences, Umeå SE , Sweden 2 Department of Forest Biomaterials and Technology, Swedish University of Agricultural Sciences, Umeå SE , Sweden 3 SCA SKOG AB, Västerbottens skogsförvaltning, Box 4005, Umeå SE , Sweden Introduction *Corresponding author. Tel: ; goran.hallsby@slu.se Received 10 November 2014 The general belief that intense regeneration measures are financially viable and essential for high sustained yields of commercial forest products has been inadequately tested. This field experiment evaluates effects of three different regeneration intensities years after clear-cutting of 14 sites across Sweden. The treatments, designated high (HI), normal (NI) and low (LI), respectively, consisted of: mechanical site preparation and planting of large seedlings at 2 2 m spacing, with supplemental planting and pre-commercial thinning (PCT) when deemed necessary; standard local practices; and natural regeneration with no site preparation, artificial regeneration or PCT. Average crop seedling densities were highest and lowest (3359 and 1662 ha 21 ) under the HI and LI treatments, respectively, 4 8 growing seasons after planting. After years, HI also resulted in higher mean stem volume (90 m 3 ha 21 ) than LI (36 m 3 ha 21 ) but was not significantly different from NI (65 m 3 ha 21 ) and increasing the regeneration intensity was not consistently positive. In some cases, high planted seedling mortality and generally abundant natural regeneration resulted in minor (or no) differences between the treatments. The results illustrate that current Swedish regeneration standards may need revision in order to reflect contemporary societal and commercial demands. The establishment and early growth of seedlings during the regeneration of boreal forests managed by the clear-felling system affects future stand development and yield so strongly that it arguably offers better opportunities to meet targets than any other phase (Anon., 1975; Burschel and Huss, 1997; Smith et al., 1997; Burgess et al., 2001). Although natural succession provides tree re-growth in clear-felled areas of forested boreal landscapes (Kimmins, 2004), the prevalent view is that intense silvicultural measures for stand establishment are essential to obtain high sustained yields of commercial commodities. However, as pointed out by Puettmann et al. (2009) and Kuuluvainen and Siitonen (2013), the conventional system might need re-evaluating in order to meet a wider range of environmental, economical and sociocultural values. In Sweden, active regeneration measures on harvested land became legally compulsory for private forest owners in 1903 (Ekelund and Hamilton, 2001) following regional stocking inventories and 50 years of political debate in which proponents of the legislation warned of future timber shortages due to insufficient forest management and re-growth (Enander, 2007). Their opponents defended forest owners rights to decide for themselves whether or not to make costly long-term investments. Once the new Forestry act was in force, national campaigns financed by timber export taxes and supported by professional advisors provided free regeneration material (seedlings and seeds), field supervision and monitoring of forest owners adherence to regeneration standards. Artificial regeneration (site preparation followed by planting or direct seeding) became the standard procedure and was applied on 70 per cent of the total clear-felled area, and measures intended to promote natural regeneration on 20 per cent (Anon., 2014a). Following technical developments and ecophysiological discoveries in the latter half of the twentieth century, there was a general move towards mechanization and rationalization of forestry operations (cf. Anon., 1971; Örlander et al., 1990). This resulted (inter alia) in the development of techniques such as disc trenching and mounding, together with the improvements in the performance of seedlings due to breeding, improvements in seed procurement and changes in nursery procedures. The research findings from detailed studies of establishment constraints, seed and seedling properties and artificial regeneration procedure were incorporated into best practice guidelines. However, the fundamental rationale that intensive regeneration measures substantially increase future harvest opportunities has rarely been questioned. Clearly, if regeneration standards are intended to define desirable or minimum measures required, their practical benefits should be thoroughly evaluated. One attempt to forecast the effects of active regeneration measures on yields was based on Downloaded from at Sveriges Lantbruksuniversitet on May 5, 2015 # Institute of Chartered Foresters, All rights reserved. For Permissions, please journals.permissions@oup.com. 1of13

107 Forestry Swedish survey data from 15-year-old clear cuts (Elfving, 1981) and indicated 25 per cent higher stem wood production during a rotation. Optimization studies by Tahvonen et al. (2010; 2013) highlight yield effects and management implications due to differences in initial stand structures. From a strictly financial perspective (cf. Streyffert, 1938; Adamowicz et al., 2003), substantial increases in yield are required to justify the investment needed for artificial regeneration. Other psychological and socio-economic factors in addition to financial considerations have clearly motivated the obligations to apply active regeneration measures on harvested areas (Insley et al., 2002; Park and Wilson, 2007). Any evaluation of regeneration standards must robustly characterize general effects of regeneration intensity on potential tree growth, stand characteristics and chances of meeting management objectives. For example, to optimize timber, pulp and bioenergy production, managers require sound forecasts of stand establishment and rotation times, and both total biomass and biomass allocation patterns in the new forest. In addition, characteristics of future stands will dictate their biodiversity and both social values and ecosystem functions due to the size and longevity of trees. To improve understanding of the effects of silvicultural strategies in general and regeneration intensity in particular, a nationwide experiment was established at 14 sites across Sweden during to compare the development of stands in untreated clear cuts and others treated in accordance with local contemporary practices or intense regeneration measures. Using data obtained from these 14 sites, this study addresses the basic question to what extent is the intensity of regeneration measures reflected in stand properties after the stand initiation phase (Oliver and Larson, 1996), and after accounting for effects of damaging agents and natural regeneration? As the study sites covered a wide geographical area and were included in a long-term monitoring programme, the overall objective was to obtain experimental rather than survey data and capture the major trends relevant to management standards and normative applications. Specific objectives were to compare treatment effects on the development of stem numbers of artificially and naturally regenerated trees, basal area, stem volume and densities of potential crop trees. Methods Site descriptions and pre-treatment conditions Fourteen sites with mature stands located on forest company property in areas ranging from southern to northern Sweden (latitudes N) were selected (Figure 1). Three treatment compartments ( ha) were delineated on each site, and the site conditions (soil type, moisture class and texture) before cutting were recorded in ten circular 100-m 2 sample plots in each compartment. Two sites were situated on sediment soils, but glacial tills were most frequent and the altitudes varied from 20 to 450 m above sea level (Table 1). For further details and local maps of the sites, see Sjögren and Näslund (1996). Experimental design and treatments From 1983 to 1987, the 14 stands were clear-felled and each of three regeneration-intensity treatments (designated high, normal and low; described below and detailed in Tables 2 and 3) were randomly assigned to one of the compartments at each site. The high intensity (HI) treatment included immediate scarification and planting at 2 2 m spacing of 2- to 3-year-old seedlings, which were substantially larger than the local standard planting stock. The seedlings were grown from seed orchard seed if available. If not, the officially recommended natural seed stock was used. If necessary to meet legal regeneration, density requirements, supplementary planting and pre-commercial thinning (PCT) were applied. The normal intensity (NI) treatment involved local standard site preparation and regeneration procedures, as normally performed by the forest company at the time. For example, seedlings in NI were generally planted later than those in HI, i.e. 2 or 3 years after the clear cut. To avoid potential deviation from standard practices during this treatment, the hosting companies were not informed about this part of the experiment. As a result of this at some locations, the documentation was incomplete; hence, some relevant data are missing and the exact treatment is uncertain. In the low intensity (LI) treatment, no scarification, artificial regeneration or other silvicultural intervention was carried out and the plots were allowed to regenerate naturally through advance growth and with seed from the surrounding forests. On all sites, the experimental plan included PCT if needed for treatments HI and NI. However, during the most recent inventory, numerous saplings of.1.3 m high with a breast heightdiameter(d bh )of,45 mmwere observed. Since this probably indicates that PCT had not been performed, the following analyses were based both on data includingall stems and data including only stems with D bh.45 mm (to represent effects of the treatments if PCT had been generally applied). For two sites (2374 and 2377), there was a shortage of 2-year-old container seedlings for planting in the HI compartments; consequently a mixture of containerized seedlings and 3-year-old bare-rooted seedlings was used (Table 3). Monitoring on permanent sample plots Within each treatment compartment, nine 100 m 2 circular plots (radius 5.64 m) were established located systematically in a regular grid. The plot centres were marked with 0.3-m wooden posts, and the plots at each site were mapped to enable remeasurement. The plots were inventoried directly after treatment initiation and both after the 1991 and 2011 growing seasons. In 2009, all sites were visited for visual inspection; for details see Elfving (2010a). In 1991, all seedlings (.0.1 m high) were counted, their species determined and the origin of each stem (advance growth, naturally regenerated after soil scarification or planted) was recorded (Näslund and Sjögren, 1992). After the growing season in 2011, all sampling was concentrated to five 314-m 2 circular plots per treatment. The total sampling area was increased to cover per cent of each compartment by using five of the previous circle plots (with designated numbers 1, 3, 5, 7 and 9) and extending their radius to 10.0 m. The measurements, which focused on stand characteristics and yield data, were performed according to routines for long-term field experiments at the Forest Faculty, Swedish University of Agricultural Sciences; for further details, see Karlsson (2003). Only trees higher than 1.3 m were included, and individuals with D bh of,45 mm were regarded as saplings not belonging to the main cohort. For these smaller trees, the species was determined and diameter at breast height was measured in 1 cm classes. Larger trees, i.e. trees with D bh of 45 mm were assigned individual numbers to enable future identification and their diameters were calculated as the average of two perpendicular calliper measurements. Heights of the two largest trees and additionally 20 sample trees per species were measured at each of the 314 m 2 circle plots. Tree height and height to first living branch of sample trees were determined with a digital hypsometer (Vertex w ; Haglöf Sweden AB, Långsele). The procedure provided input data for volume estimations for different species and diameter classes (cf. Karlsson et al., 2012). Height estimation from diameters was made according to Näslund (1936), and the stem volume calculations Downloaded from at Sveriges Lantbruksuniversitet on May 5, of13

108 Effects of intensity of forest regeneration measures Downloaded from at Sveriges Lantbruksuniversitet on May 5, 2015 Figure 1 Location of the experimental sites in Sweden. Three levels of regeneration measure intensity were applied at each site. 3of13

109 Forestry Table 1 Location and soil properties of experimental sites from southern to northern Sweden Site Latitude 1 Longitude 1 Altitude (m a.s.l) Soil 2 Texture Moisture 2368 Lönsboda Moraine Fine sand Mesic moist 2376 Västermon Sediment Medium sand Mesic 2377 Nora Moraine Medium sand Mesic 2360 Ramsåsen Moraine Coarse sand Mesic 2374 Ulvsbo Moraine Fine sand Mesic 2370 Skärplinge Moraine Fine sand Mesic mesic/moist 2371 Björkön Moraine Fine medium sand Mesic 2372 Huljen Moraine Fine sand Mesic 2367 Gravbränna Moraine Coarse sand Mesic 2379 Håknäs-backen Sediment Medium sand Mesic 2366 Hökvattnet Moraine Coarse sand Mesic moist 2361 Bjurholm Moraine Fine sand Mesic 2373 Harads Moraine Mesic 2364 Edefors Moraine Fine sand Mesic dry 1 Latitude and longitude, in degrees and decimals of degrees (WGS 84). 2 Soil, texture and moisture classes according to definitions by Hägglund and Lundmark (1987). Table 2 Area, site index (SI) and site preparation of the three regeneration-intensity compartments at each site Site Regeneration intensity High Normal Low Area (ha) SI 1 (m) Site preparation Area (ha) SI 1 (m) Site preparation Area (ha) SI 1 (m) 2368 Lönsboda Mound Disc trench Västermon Disc trench Disc trench Nora Disc trench Mound Ramsåsen Mound Disc trench Ulvsbo Disc trench Disc trench Skärplinge Mound Disc trench Björkön None None Huljen Patch Disc trench 1.0 N.D Gravbränna Patch Patch Håknäs-backen Patch Disc trench Hökvattnet Patch Patch Bjurholm Mound Disc trench Harads None Disc trench Edefors None None Downloaded from at Sveriges Lantbruksuniversitet on May 5, H 100 site index (dominant height at 100 years of total age) based on height curves; for further details, see Karlsson et al. (2012). 2 N.D. ¼ not determined, no suitable height curves available. No site preparation was performed in the LI treatment. were based on equations developed by Brandel (1990) and Andersson (1954) for large and small trees, respectively. In addition, the site index (H 100 ) of each compartment was determined according to the method of Hägglund and Lundmark (1977) (Table 2). An analysis of variance (ANOVA) for treatment average site indices revealed no statistically significant difference (data not shown). Tree damages Tree damages were recorded in two categories with leaning, snow bent and toppled trees in one and broken stems in the other. The category broken stem also included information on damage location in relation to the living crown. Total basal area of damaged stems and basal area percentage in each damage category were used for comparisons of treatment effects. Statistical analysis ANOVA was performed, using the General Linear Models procedure in Minitab 15 (Anon., 2010) to evaluate (fixed) effects of treatments (a), with sites as blocks (random effects, b) according to the following model: Y ij = m + a i + b j + 1 ij, (1) 4of13

110 Effects of intensity of forest regeneration measures Table 3 Species, stock type, planting density and timing of regeneration measures in the HI and NI compartments at each site Regeneration intensity High Normal Site Species 1 Stock type and age (years) Planting year-week Planting Species Stock type and age or density/ha 2 regeneration method Planting year 3 Planting density/ha Lönsboda P.a. Bare-root, P.a. Container P.a. 4 Bare-root Västermon P.s. Bare-root, P.s. Seed tree 2377 Nora P.s. Container, P.s. Seed tree P.s. Bare-root, P.s. Container, Ramsåsen P.a. Bare-root, P.a. Planting Ulvsbo P.a. Container, P.a. Planting P.a. Bare-root, P.s Skärplinge P.a. Container, P.a. Planting Björkön P.c. Container, P.s. Container, P.s Huljen P.a. Container, P.s. P.a. Container, 1 Container, Gravbränna P.c. Container, P.c. Container, Håknäs-backen P.s. Container, P.s. Container, P.s. 4 Container, Hökvattnet P.s. Container, P.a. Container, Bjurholm P.a. Container, P.c. Container, P.c. 4 Container, Harads P.c. Container, P.s. Planting Edefors P.s. Container, P.s. Planting P.a. ¼ Picea abies; P.s. ¼ Pinus sylvestris; P.c. ¼ Pinus contorta. 2 According to available record or if stated with a range (+) representing recommended planting densities according to site index, i.e. not registered data. 3 According to available record or if stated with a range (+) representing normal company practice. 4 Supplementary planting. where Y ij is the dependent variable (stem number, basasl area, standing volume, tree damage), m is the grand mean, a is the fixed effect of treatment, b the random effect of site, and e the residuals. To determine the differences between treatments, Tukey s studentized range test was used. For all statistical tests, P 0.05 was considered to be significant. The residuals were studied, and in a few cases, the assumption of constant variance was violated according to Levene s test. In these cases, the data were logarithmically transformed before ANOVA, which improved the distribution of the residuals sufficiently to meet ANOVA requirements, and correction for logarithmic bias was applied, according to Finney (1941), when values were retransformed. When analysing damage frequencies, which included many zero values, the non-parametric Friedman s test, adjusted for ties, was used. Acquired stand characteristics and the regeneration norm Stand characteristics were described in terms of numbers and sizes of coniferous and deciduous trees. Five sub groups (A E) representing presumptive regeneration targets of decreasing strictness were constructed: A ¼ conifer stems with D bh of.45 mm, B ¼ conifer and deciduous stems with D b h of.45 mm, C ¼ conifer stems taller than 1.3 m, D ¼ conifer stems taller than 1.3 m and deciduous stems with D bh of.45 mm and E ¼ all conifer and deciduous stems taller than 1.3 m. Current regeneration norms were defined using regulations from the Forestry Act (Anon., 2014b) and conifer planting density recommendations published by the Forest Agency (Anon., ). The interval between minimum legal sapling densities and the upper limit of recommended planting densities was considered the norm. For sites with the lowest and highest site indices, the constructed norms were stems ha 21 and stems ha 21, respectively. Each compartment of all sites was evaluated individually using the targets (A E) to determine whether the results were below, within or above the norm. Future stem volume production Although detailed growth simulations were beyond the scope of this study, basic estimations of future stem volume production were performed for the hypothetical, average mixed conifer stands established after different regeneration intensities. The average site was located 200 m a. s. l. at latitude 628 N on flat sandy moraine and belonged to avegetation type characterized by grass and low herbs. This rendered a site index according to site factors of 24 m for pine and spruce. Average results from each treatment (HI/NI/LI) were fed into the empirical stand growth models of Heureka (a Swedish forest planning system) (Elfving, 2010b) in order to simulate mean annual increment (MAI) during the rotation periods. Input data were based on future crop trees, defined as trees with D bh of.5 cm. The standard thinning regime Downloaded from at Sveriges Lantbruksuniversitet on May 5, of13

111 Forestry for all stands was to remove 35 per cent of the stems and 30 per cent of the BA when BA exceeded 30 m 2 ha 21. In each treatment, the rotation period was defined to end at the point of time when MAI culminated, i.e. when the periodic annual increment equalled MAI. Results Seedling origins and initial stem numbers in the new stands The inventory 4 7 years after trial establishment revealed a significant effect of regeneration intensity on total numbers of seedlings, decreasing in the order, HI. NI. LI (Figure 2) (P, 0.001). On average, the HI treatment resulted in more than twice as many seedlings per unit area than the LI treatment. The numbers of planted seedlings were higher (P ¼ ) in HI than those in NI, and although no significant treatment effect could be found on total numbers of naturally regenerated seedlings (P ¼ 0.194), advance regeneration was more frequent in the LI treatment (P ¼ 0.034) (Figures 2 and 3, left panel). Under the HI and NI treatments, the average proportions of planted seedlings, relative to total numbers, were 57 and 51 per cent, respectively, but not significantly different. In the planted compartments, new and advance growth natural conifer regeneration accounted for 30 per cent of all seedlings. In the LI treatment, advance regeneration Downloaded from at Sveriges Lantbruksuniversitet on May 5, 2015 Figure 2 Regeneration intensity (HI ¼ high/ni ¼ normal/li ¼ low) effect on the relative occurrence of coniferous and deciduous seedlings (h. 0.1 m), 4 7 years after trial establishment. Non-white columns represent coniferous and white columns represent deciduous seedlings. Black columns refer to planted conifers, and light grey columns indicate naturally regenerated conifers. All deciduous seedlings were naturally regenerated. The striped pattern specifies natural regeneration of advance growth origin. The relative heights of the panels (HI/NI/LI) correspond to treatment mean stem numbers from all 14 sites. 6of13

112 Effects of intensity of forest regeneration measures Downloaded from at Sveriges Lantbruksuniversitet on May 5, 2015 Figure 3 Regeneration intensity (high/normal/low) effect on stem numbers per hectare after establishment (1991, left panel) and 20 years later (2011/2012, right panel). Non-white columns represent coniferous, and white columns represent deciduous species. In the left hand panel, black columns refer to all planted conifers and light grey and white columns account for naturally regenerated, advance growth (with stripes) or new (without stripes) seedlings. In the right hand panel, grey columns represent all conifer seedlings of planted and natural origin. accounted for 40 percent of total seedling numbers whereas the HI and NI treatments resulted in a significantly smaller proportion of advance growth seedlings (10 11 per cent, P, 0.03). The average proportion of deciduous seedlings in HI (14 per cent) and NI (17 per cent) was significantly lower than that in the LI treatment (33 per cent, P, 0.01). 7of13

113 Forestry Stem numbers, basal area and standing volume in 2011/2012 Twenty-one years after the first inventory, the range of average total stem numbers was stems ha 21, and no statistically significant treatment effects were found regarding densities of conifer, deciduous or total numbers. (Figure 3 right panel). There were treatment effects on total numbers of large (D bh 45 mm) stems (P ¼ 0.003) and on densities of large coniferous stems (P, 0.001) but not on densities of large deciduous stems (P ¼ 0.065). Overall the HI, NI and LI treatments resulted in 2080, 1677 and 1243 large stems ha 21, but these differences were only significant between the HI and LI treatments. For large coniferous stems, there were significant differences between all treatments: HI (1876 ha 21 ). NI (1415 ha 21 ). LI (690 ha 21 ). Highly significant treatment effects were found, for basal area of both all stems and large stems (P, 0.001). In both cases, the HI and NI treatments resulted in higher basal areas than the LI treatment but there was no statistically significant difference in this respect between the HI and NI treatments (P ). There were also highly significant treatment effects on the basal area distribution among species, for both all stems and large stems (P, 0.001): conifers accounted for significantly higher proportions of these basal areas under the HI and NI treatments (.90 and per cent, respectively) than those under the LI treatment (61 64 per cent). In addition, there were highly significant treatment effects on standing volumes of both all stems and large stems (P, 0.001). More specifically, the HI and NI treatments resulted in significantly higher standing volumes than the LI treatment, but no significant difference in this respect was detected (P ) between the HI and NI treatments (Figure 4). Significant treatment effects were also found on the distribution of standing volume among species, both for all stems and large stems (P ¼ 0.001): coniferous trees contributed higher proportions of both of these volumes under the HI and NI treatments (90 92 and per cent, respectively) than those under the LI treatment (62 65 per cent) (Figure 4). At nine of the sites, the HI treatment resulted in higher (3 621 per cent) standing volumes than the NI treatment, but lower standing volumes (2 44 per cent) at the other five (Figure 5). At 12 and 13 sites, the LI treatment resulted in lower standing volumes of all trees and large trees (7 98 per cent) than the NI treatment, and higher standing volume (3 66 per cent) at the other one and two sites, respectively (Figure 5). At one site (2370 Skärplinge), the LI treatment also resulted in a higher standing volume than the HI treatment (Figure 5). At the time of the 2011/12 inventory, top heights of the species ranged between 4.6 m for Scots pine (in LI compartments) and 17.4 m for birch (also in Li compartments). Treatment effects on top height were investigated at sites where Scots pine and Norway spruce were represented in all three treatment compartments but no significant differences were found (Table 4). At four of the sites (2361, 2367, 2371 and 2373), Pinus contorta was one of the species used for artificial regeneration (Table 3). Comparisons of numbers of P. contorta seedlings planted (ha 21 ) at the time of establishment and numbers of P. contorta trees (ha 21 ) remaining at the time of the 2011/12 inventory showed that proportions of the planted individuals that were still alive after 25 years ranged from 34 per cent (at site 2367) to 64 per cent (at site 2373). Figure 4 Regeneration-intensity effect on the average standing volume of 14 sites, years after trial establishment. All stems with height of.1.3 m are included. Black represents the coniferous, and white represents the deciduous portion of the volume. Different letters above columns indicate statistically significant differences. Tree damage In the 2011/2012 inventory, the damage frequency, based on basal area, varied from 0 to 9 per cent among the treatment compartments. There were no significant treatment effects on damaged basal area (P ¼ 0.128), total damage frequency (P ¼ 0.232) or frequency of broken stems (P ¼ 0.643). However, there was a strong treatment effect (P ¼ 0.029) on the observed basal area of toppled, leaning or bent trees. Tree damage of this form was significantly higher under the HI treatment (0.13 m 2 ha 21 ) than that under the LI treatment (0.02 m 2 ha 21 ). The highest frequency of toppled, leaning or bent trees in any compartment was 5.39 per cent (in the HI compartment of site 2367) and the highest frequency of broken stems was 7.2 per cent (in the NI compartment of site 2361). Densities of potential crop trees according to relevant norms Relative to NI and LI treatments, the HI treatment increased probabilities of meeting stand density targets associated with conifer monoculture and clear-felling systems by per cent (Figure 6). Nevertheless, densities of large (D bh.45 mm) conifer or deciduous stems met current Swedish regeneration norms at only half of the sites regenerated with HI methods. If smaller conifer stems were accepted as potential crop trees, the NI regeneration measures were sufficient at 80 per cent of the sites, and the HI measures would increase the compliance ratio with 7 per cent or more depending on how deciduous stems are rated as potential crop trees. If all stems with heights exceeding 1.3 m were included, boththe HIand NImeasuresmet the regeneration norms at all sites. Downloaded from at Sveriges Lantbruksuniversitet on May 5, of13

114 Effects of intensity of forest regeneration measures Downloaded from at Sveriges Lantbruksuniversitet on May 5, 2015 Figure 5 The relative effects on standing volume (per cent) of HI and LI regeneration measures compared with NI regeneration measures for the 14 experimental sites. Black and grey bars indicate negative and positive effects, respectively. The values displayed for NI represent cubic metres per hectare years after trial establishment. Results in the top half account for stems with D bh of.45 mm (i.e. simulated pre-commercial thinning) and the bottom half includes all stems with height of.1.3 m. LI measures failed to meet current norms at per cent of the sites, but if all stems with heights exceeding 1.3 m were accepted, densities were sufficiently high at almost 90 per cent of the sites. When the more tolerant levels (C E) were applied, all three treatments provided stem numbers that exceeded the upper limit of recommended densities at 30 per cent of the sites or more. Future stem volume production According to a tentative growth simulation, rotation period MAIs differed very little between NI and HI treatments whereas the LI treatment appeared to reduce the annual stem volume production by per cent (Table 5). 9of13

115 Forestry Table 4 Top height of species present on sites inventoried years after clear felling followed by regeneration measures of different intensity (HI ¼ high; NI ¼ normal and LI ¼ low intensity) Site number Age Top height, m Scots pine Norway spruce Lodgepole pine Birch HI NI LI HI NI LI HI NI HI NI LI Downloaded from at Sveriges Lantbruksuniversitet on May 5, 2015 Figure 6 Overview of regeneration-intensity (high/normal/low) effect on compliance with the current regeneration norm using stem numbers as the indicator and five (A E) different levels of tolerance regarding regrowth characteristics; A ¼ only conifers with Dbh of.45 mm. B ¼ conifer and deciduous stems with Dbh of.45 mm. C ¼ all conifer stems with height of.1.3 m. D ¼ all conifer stems with height of.1.3 m and deciduous stems with Dbh of.45 mm. E ¼ all conifer and deciduous stems taller than 1.3 m. In the left hand panel ¼ stem numbers below the norm. ¼ stem numbers within the norm. ¼ stem numbers above the norm. The right hand panel summarizes the compliance ratio for all sites when the tolerance (A E) for variation in stem size and species increases. Discussion Although no significant difference in stem volume production between the HI and NI treatments was detected after 25 years, both resulted in significantly greater stem volumes than the LI treatment. However, the HI treatment did not have consistently positive effects, and at half of the sites, the LI treatment resulted in only 30 per cent lower stem volumes than the NI treatment. This was due to the combined effects of abundant natural regeneration (mainly of deciduous species), with and without site preparation, and poor development of planted seedlings at some sites. It was not possible to determine the reasons for the low growth and survival rates of planted seedlings at these sites, due to the experimental design and low frequency of inventories, but various kinds of damage, including frost heaving, disease (caused by Melampsora pinitorqua) and browsing (Alces alces) were observed. The results are consistent with previous findings that results of artificial regeneration in boreal Sweden are highly 10 of 13