Massbalansberäkningen visade på förluster av Ca och Mg i nästan hela Sverige, oavsett stamveds- eller helträdsuttag (Figur 16 och Figur 17). Förlusterna var mindre i tallbe- stånd jämfört med granbestånd. För K var förlusterna inte lika stora, och vid stam-
vedsuttag i tallbestånd visade beräkningen att vittringen och depositionen kan kom- pensera för bortförseln av K i vissa delar av landet (Figur 18). Vid uttag av GROT i granskog var dock förlusterna även av K relativt stora i större delen av landet. Resulta- ten visar att skogbruksintensiteten i hög grad påverkar förlusten av baskatjoner, och därmed buffringen mot försurning, framför allt vad gäller kalcium och kalium i gran- skog.
Figur 16. Resultat från massbalansberäkning av Ca för gran- och tall-bestånd vid stam- och helträdsuttag.
Figur 17. Resultat från massbalansberäkning av Mg för gran- och tall-bestånd vid stam- och helträdsuttag.
Figur 18. Resultat från massbalansberäkning av K för gran- och tall-bestånd vid stam- och helträdsuttag.
Bedömning av försurningen i lokal skala - dynamisk modellering
MODELLERADE YTOR OCH SCENARIER
Sex ytor valdes ut för att dynamisk modellering av markförsurning, organiskt material i marken och biomassaproduktion med ForSAFE-VEG (Belyazid, 2006, Figur 19). Ytorna Högbränna, Blåbärskullen och Timrilt är granbestånd, medan Brattfors, Höka och Söstared är tallbestånd.
Två scenarier studerades:
1) bara stamuttag vid avverkning 2) stam och GROTuttag vid avverkning
Figur 19. De sex skogsytor som ingick i studien valdes ut för att representera olika kvävedepo- sitionsregioner i Sverige. (Depositionsdata från 2002-2004).
Modellkörningarna sträcker sig över perioden 1900-2200 för att täcka minst två fram- tida skogsrotationer. Den modellerade stambiomassan i granytorna är högre än på tallytorna (Figur 20).
Figur 20. Modellberäknad biomassa (g/m2) i de sex ytorna. De vertikala linjerna visar avverk-
ningstillfället (skörd). MODELLVALIDERING
Modellen är kalibrerad på markens basmättnad (BS). För att validera modellens ut- förande, jämförs utvalda modellutdata med mätdata (Figur 21 och Figur 22). Överens- stämmelse mellan det modellerade värdet för biomassa, markkol och kväve, C/N kvoten i humus, och marklösningens pH indikerar att osäkerheten i modellens resultat är relativt låg.
Figur 21. Modellerad och uppmätt biomassa, organiskt kol och kväve och C/N kvoten i mar- ken.
Figur 22. Modellerat marklösnings-pH över markprofilen. Punkterna är mätvärden. MODELLERADE EFFEKTER AV STAM OCH GROT-UTTAG
Markförsurningsresponsen på GROT-uttag analyserades genom att titta på markvatt- nets pH, ANC och basmättnad på 30 cm djup (Figur 23), vilket representerar mineral- jorden som är tillgänglig för en stor del av rötterna. För att kunna se tydliga effekter, jämfördes resultaten från året innan andra avverkningen (med första avverkningen avses avverkningen då GROT-uttag gjordes). Enligt modellberäkningarna bidrar GROT-uttag till markförsurning i alla de simulerade ytorna, eftersom alla indikatorer (pH, ANC och basmättnad) minskar med GROT-uttag.
Figur 23. Mark-pH, ANC och basmättnad minskar i alla ytor efter GROT-uttag (Sce1=stam, Sce2=GROT).
Figur 24 visar de relativa förändringarna i markindikatorer. Förändringarna (Diff) är beräknade för varje indikator (Ind) mellan scenario 1 (stamuttag) och scenario 2 (GROT-uttag) enligt:
100
)
(
1 1 2u
Ind
Ind
Ind
Diff
En negativ förändring indikerar en minskning av indikatorn, vilket innebär ökad mark- försurning. I varje yta är pH den indikator som minskar minst mellan de två scenarier- na. Minskningen i pH är buffrad av det utbytbara baskatjonförrådet, vilket är synligt i minskningen av basmättnaden (BS) (Figur 24). Modellresultatet tyder också på att den relativa minskningen är större i granbestånd än i tall, fast med hänsyn till att endast tre ytor med varje trädslag var modellerade är det svårt att dra några definitiva slutsatser. Minskningen i tallbeståndet Brattfors är liten eftersom marken är relativt fattig i jäm- förelse med de andra ytorna (Brattfors har ett utbytbart baskatjonförråd på 1070 meq/m2, medan Högbränna som ligger ännu mer norrut har ett förråd av 7234 meq/m2. De andra ytorna ligger mellan 4400 och 8400 meq/m2).
Figur 24. Relativ effekt av GROT-uttag på markförsurning.
För att kunna bedöma hur betydelsefulla skillnaderna i markförsurning mellan stam- och GROT-uttag är måste man jämföra den relativa förändringen (Figur 24) med tillståndet (Figur 23). En minskning av basmättnaden med ungefär 15% i Högbränna, där basmättnaden är omkring 10%, kan orsaka stress på ekosystemet på grund av baskatjonbrist, eftersom basmättnaden är låg redan vid stamuttag. En minskning med 10-15% i Blåbärskullen och Timrilt innebär att basmättnaden minskar från drygt 20% till under 20%, vilket inte är lika allvarligt som i Högbränna där basmättnaden var lägre från början, men det innebär ändå risker för effekter på ekosystemet.
För tall är försurningseffekten som orsakas av GROT-uttag mest tydlig i Höka. Den är även relativt stor i Brattfors, där utgångsläget är dåligt med låg basmättnad. Alkalini- tetsminskningen i Söstared är liten (under 5%) och basmättnaden betydligt högre än 20% och effekten är därmed försumbar. Sammanfattningsvis visar den dynamiska modelleringen att effekterna av GROT-uttag i de modellerade granskogsytorna och två av tallytorna är betydande, men att effekterna varierar mycket mellan olika lokaler, mycket beroende på markförhållandena. Antalet ytor som modellerats är för få för att dra några säkra generella slutsatser, men resultaten indikerar att effekterna oftast är större i granytor än i tallytor.
Eftersom GROT-uttag påverkar markförsurningen, har det också effekter på kvalitén av det avrinnande vattnet (Figur 25). Modellen visar att GROT-uttaget orsakar en minskning av ANC i avrinningsvatten, som kan tyda på en försämring av vattenkvali- tén. GROT-uttaget leder dock även till minskning av N i avrinningsvattnet, vilket tyder på en möjlig minskning av övergödningen.
Figur 25. ANC och N-läckage vid stamuttag (Sce1) och GROT-uttag (Sce2).
De relativa förändringarna i N, ANC och pH i avrinnande vatten visar en tydlig skill- nad mellan gran- och tall-bestånd (Figur 26). Med undantag av granbeståndet Hög- bränna har N-läckaget minskat mer i granbestånden än i tall, sannolikt på grund av den större GROT-biomassan och också högre näringshalter i gran än i tall. I Hög- bränna leder GROT-uttag till en ökning av N-läckaget, troligen för att N- immobiliseringen minskar när koltillförseln från GROT avlägsnas.
Figur 26. Relativ förändring i N-halter, ANC och pH i avrinnande vatten efter GROT-uttag. HUR SÄKRA ÄR RESULTATEN?
Alla modeller är behäftade med osäkerheter. Osäkerheterna beror dels på osäkerheter i indata till modellen, dels på osäkerheter i modellprinciper och antaganden. Dynamiska modeller, som t ex ForSAFE, valideras innan scenarier körs för framtiden. Genom valideringen, då modellen körs på en lokal där det även finns mätningar, avgörs om
modellen reproducerar ekosystemprocesserna tillräckligt bra för att kunna använda den för prognoser för framtiden. Detta har gjorts för ForSAFE för 16 ytor i Sverige, och resultaten blev tillräckligt bra för att modellen skulle anses användbar för framtida scenarier (Belyazid m.fl., 2006). Det finns alltid en risk att modellresultaten ändå avvi- kelser från verkligheten i framtiden, på grund av brister i modellprinciper och anta- ganden. Vid jämförelser mellan olika scenarier är detta av mindre betydelse, eftersom det troligtvis leder till samma avvikelse i alla scenarier, vilket innebär att skillnaden mellan scenarierna, som ofta är det som är intressant, troligen är den rätta. Mot bak- grund mot kan vi anta att de skillnader i biomassa, markkemi och markvegetation mellan olika scenarier som framkommit i modellkörningarna är reella, med nuvarande kunskap om hur ekosystemen fungerar.
MODELLERING MED MAGIC-MODELLEN
Modellberäkningar med MAGIC-modellen (Figur 27) visar att ANC i markvattnet minskar efter GROT-uttag, i tre lokaler i Uppsala län (C01), Norrbottens län (AC04) och Västra Götalands län (P92). Skillnaden är störst i den suraste lokalen, P92. Där leder även stam-uttag till minskad ANC jämfört med scenariet utan skogsbruk. Resul- taten visar samma trender efter GROT-uttag som ForSAFE-modellen.
-350 -300 -250 -200 -150 -100 -50 0 50 100 150 200 1860 1910 1960 2010 2060 AN C ( μ eq /l )
CO1 utan skogsbruk CO1 med GROT-uttag CO1 med stam-uttag AC04 utan skogsbruk AC04 med GROT-uttag AC04 med stam-uttag P92 utan skogsbruk P92 med GROT-uttag P92 med stam-uttag
Figur 27. Modellberäknad (MAGIC) utveckling av ANC i avrinning från 50 cm i tre skogsytor med gran mellan år 1860 och 2100 med tre skogsbrukscenarier (utan skogsbruk, stamvedsuttag och helträdsuttag). C01 i Uppsala län har ståndortsindex G28, AC04 i Norrbottens län G16 och P92 i Västra Götalands län G30. För lokalerna C01 och AC04 skiljer sig tidsutveckligen med stam-uttag och utan skogsbruk ytterst lite, vilket innebär att linjerna ligger ovanpå varann i figuren.
Empiriska försök
Den skogsbruksåtgärd som har störst betydelse för skogsmarkens näringstillstånd och syra-basstatus är ett helträdsutnyttjande i samband med slutavverkning. Teoretiskt leder ett ökat uttag av avverkningsrester till en ökad surhetsgrad i marken. Normalt sett återförs buffrande näringsämnen till marken i samband med konventionellt stam-
vedsuttag vilka därmed neutraliserar de vätejoner som producerades under trädens tillväxt. Resultatet blir en pH-höjning. Varaktigheten på denna höjning beror på depo- sitionen i området och markens vittringsförmåga samt den takt i vilket det nya bestån- det sluter sig. Vid ett helträdsutnyttjande tillförs inte samma mängd buffrande närings- ämnen varför pH-höjningen inte blir lika stor, eller i värsta fall uteblir. Förutom en direkt påverkan på växtplatsen kan detta medföra konsekvenser på det avrinnande vattnets kvalité.
Antalet försök som beskriver långsiktiga förändringar vid olika skördeintensitet är få. I en miljökonsekvensbeskrivning av Egnell m. fl. (1998) sammanställdes resultat från Sverige och övriga delar av världen fram till och med 1996. Resultaten bekräftade det teoretiska resonemanget, nämligen att den pH-höjning som uppstår under hyggesfasen är mellan 0 och 0.4 pH-enheter lägre i humuslagret vid helträdsuttag jämfört med stamvedsuttag. Effekten kvarstår i upp till 20 år. I mineraljorden kunde inga skillnader påvisas.
I en nyligen publicerad syntes av Energimyndighetens forskningsprogram om miljöef- fekter i samband med skogsbränsleuttag och askåterföring (Energimyndigheten, 2006) bekräftades resultaten från miljökonsekvensbeskrivningen. Slutsatserna, som framför allt bygger på de ”långliggande helträdsförsöken” som drivs i SLU:s regi, visar att helträdsuttag ökar surhetsgraden i humuslagret i låga och medelboniteter (Figur 28) och att basmättnadsgraden sjunker både i humuslagret och i mineraljorden (Figur 29).
H+ humus 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 18 22 26 30 H+ mineraljord 18 22 26 30 N O 3 - N 0 . 0 0 . 5 1 . 0 1 . 5 2 . 0 2 . 5 1 8 2 2 2 6 3 0 Gran 15 år Gran 26 år Tall 15 år Tall 26 år
Figur 28. Kvoten helträd- och stamvedsuttag som en funktion av ståndortsindex beräknad på genomsnittlig vätejonkoncentration i humus och mineraljord (5-10 cm). Årtalen i le- genden anger antalet år efter slutavverkning. (Figuren kommer från Energimyndighe- ten, 2006 och baseras på data från Bengt Olsson, SLU).
Basmättnad humus 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 18 22 26 30 Basmättnad mineraljord 18 22 26 30 N O 3 - N 0 . 0 0 . 5 1 . 0 1 . 5 2 . 0 2 . 5 1 8 2 2 2 6 3 0 Gran 15 år Gran 26 år Tall 15 år Tall 26 år
Figur 29. Kvoten helträd- och stamvedsuttag (Y-axeln) som en funktion av ståndortsindex beräknad på genomsnittlig basmättnad i procent i humus och mineraljord (5-10 cm). Årtalen i legenden anger antalet år efter slutavverkning. (Figuren kommer från Ener- gimyndigheten, 2006 och baseras på data från Bengt Olsson, SLU).
Under perioden 2003-2005 kompletterades de markkemiska mätningarna i de långlig- gande helträdsförsöken med markvattenmätningar. Provtagningen skedde på 50 cm djup, dvs. under rotzonen, och antas därmed vara ett mått på utlakningen till omgi- vande vattendrag. Resultaten har ännu inte publicerats men en preliminär utvärdering visar att ett tillvaratagande av avverkningsrester (antingen i samband med föryngrings- avverkning eller vid gallring/röjning) har ökat surhetsgraden på samtliga ytor utom en (Granhult) (Figur 30). Spridningen är emellertid stor varför den observerade skillna- den endast var statistiskt säkerställd i två områden, Kosta (ökning) och Granhult (minskning). 0 5 10 15 20 25 30 Lö vl iden Lund Ko st a T önn er sj ö M öln af äl te t Ram sber g Bo rr es ta d G ranh ul t H + u ekv l -1 Helträd Stamved Föryngringsavverkning Gallring/röjning
Figur 30. Vätejonkoncentrationen i markvattnet på 50 cm djup uttryckt som medelvärde under perioden 2003-2006. Lund och Lövliden ligger i norra Sverige, övriga lokaler ligger i södra eller mellersta Sverige. Data från IVL.
Ett helträdsutnyttjande har lett till en minskning av den syraneutraliserande förmågan (ANC) på hälften av ytorna (Figur 31). Någon skillnad mellan region, ståndortsindex eller trädslag har inte kunnat urskiljas.
-150 -100 -50 0 50 100 150 200 250 300 Lö vl ide n Lu nd Ko st a T önn er sj ö M öl naf äl te t Ra m sbe rg B orre st ad Gr an hu lt ANC u ekv l -1 Helträd Stamved Föryngringsavverkning Gallring/röjning
Figur 31. ANC i markvattnet på 50 cm djup uttryckt som ett medelvärde under perioden 2003- 2005. Lund och Lövliden ligger i norra Sverige, övriga lokaler ligger i södra eller mel- lersta Sverige. Data från IVL.
En orsak till varför inte tydligare effekter har noterats i markvattnet kan bero på att de förändrade markförhållandena har lett till en lägre tillväxt (och därmed lägre baskat- jonupptag) på de lokaler där avverkningsrester har tillvaratagits i samband med slutav- verkning, gallring eller röjning.
Slutsatser
Skördens bidrag till försurningen beräknades vara 30-60% i större delen av Sverige för tallskog, och 40-80% i granskog, med antagandet att enbart en liten del av kvävet varken tas upp av träd eller immobiliseras i marken och därmed verkar försurande. De högre siffrorna gäller vid GROT-uttag. Andelen var högst i sydöstra delen av Sverige, vilket beror på att skörden där är högre än i norra och mellersta Sverige samtidigt som depositionen är lägre än i de sydvästra delarna. Räknar man i absoluta tal i stället för andel av den totala försurningen är skogsbrukets försurning lika hög i sydvästra Sveri- ge som i syydöstra. Det är framför allt baskatjonerna kalcium och kalium som går förlorade vid skörd, och förslusterna ökar kraftigt vid helträdsuttag.
Resultaten av beräkningarna av försurningspåverkan beror på hur man hanterar kvä- vets försurningseffekt. Antar man att allt kväve, förutom den lilla del som läcker ut, tas upp av träden eller immobiliseras i marken (kvävescenario 1), finns ingen överskottaciditet utan skogsbruk, medan uttag av stam och helträd i tallskog ger en överskottsaciditet på upp till 250 ekvivalenter per hektar och år i stora delar av Sveri- ge. Stamuttag i granskog leder till en överskottsaciditet som överskrider 250 ekvivalen- ter per hektar och år på vissa håll i den sydvästligaste delen av Sverige. GROT-uttag ger en överskottsaciditet på över 250 ekvivalenter per hektar och år i södra halvan av Sverige, och till och med över 500 i sydväst. Överskottsaciditet över 250 ekvivalenter per år överlappar med områden där utarmningstakten av baskatjonförrådet är i stor- leksordningen en rotationsperiod, enligt tidigare beräkningar.
Antar man att allt kväve, utom det som tas upp av träden och sedan skördas bort, är försurande (kvävescenario 3), är överskottsaciditeten avsevärt högre, och den är i samma storleksordning oavsett om stam eller helträd tas ut, eller om inget skogsbruk bedrivs, och det är heller ingen större skillnad mellan tallskog och granskog.
Mellan-scenariot (kväve-scenario 2), där delar av kväve-ackumuleringen räknas som försurande, befinner sig generellt någonstans mitt emellan. I detta scenario, liksom i scenario 1, ökar försurningen vid GROT-uttag, och det är högre överskottsaciditet i granskog än i tallskog.
Den dynamiska modelleringen med ForSAFE visar på något minskat pH, minskad basmättnad samt minskad ANC vid första avverkningen som utförs efter ett GROT- uttag (det vill säga efter en omloppstid), men responsen skiljer sig kraftigt åt mellan olika lokaler, beroende på olika förhållanden på lokalerna. Resultaten indikerar att GROT-uttag sannolikt reducerar markens buffertkapacitet och förrådet av utbytbara baskatjoner, och därigenom bidrar till markförsurningen, speciellt i granbestånd.
MAGIC-modellen visar även den på minskat ANC efter GROT-uttag. Mot bakgrund av att modellberäkningarna har utförts endast på få ytor, bör resultaten tolkas med försiktighet.
Resultat från markkemiska undersökningar visar att den mängd biomassa som skördas från skogen spelar en stor roll för markens syra/bas-status och näringstillstånd. Ett helträdsuttag i samband med slutavverkning leder till en ökad försurning och ett minskat näringsförråd i marken jämfört med uttag av enbart stammar. På kort sikt ökar surheten i marken men efter ett tiotal år har skillnaderna i skördeuttag försvunnit medan baskatjonförrådet fortfarande är lägre.
Referenser
Akselsson, C. (2005). Regional nutrient budgets in forest soils in a policy perspective. Doktorsavhandling, Avdelningen för Kemiteknik, Lunds Universitet.
Akselsson, C. & Westling, O. (2005). Regionalized nitrogen budgets in forest soils for different deposition and forestry scenarios in Sweden. Global Ecology and Biogeogra- phy 14: 85-95.
Alveteg, M. (1998). Dynamics of forest soil chemistry. Doktorsavhandling, Avdelning- en för Kemiteknik, Lunds Universitet.
Belyazid, S. (2006). Dynamic modelling of biogeochemical processes in forest ecosys- tems. Doktorsavhandling, Avdelningen för Kemiteknik, Lunds Universitet.
Belyazid, S., Westling, O. and Sverdrup, H. (2006). Modelling changes in forest soil chemistry at 16 Swedish coniferous sites following deposition redusction. Environ- mental Pollution 144, 596-609.
Cosby, B.J., Ferrier, R.C., Jenkins, A. and Wright, R.F. (2001). Modelling the effects of acid deposition: refinements, adjustments and inclusion of nitrogen dynamics in the MAGIC model. Hydrology and Earth System Sciences 5(3), 499-517.
Egnell, G., Nohrstedt, H-Ö., Weslien, J., Westling, O. & Örlander, G. (1998). Miljö- konsekvensbeskrivning av skogsbränsleuttag, asktillförsel och övrig näringskompensa- tion. Rapport 1-1998. Skogsstyrelsen, Jönköping. 170 sid.
Energimyndigheten (2006). Miljöeffekter av skogsbränsleuttag och askåterföring i Sverige. En syntes av Energimyndighetens forskningsprogram 1997 till 2004. Rapport ER2006:44. Statens energimyndighet, Eskilstuna-Torshälla. 211 sid.
Galloway, J.N. (1995). Acid deposition; perspectives in time and space. Water, Air, and Soil Pollution 85, 15-24.
Naturvårdsverket (2003). Bara naturlig försurning. Underlagsrapport till fördjupad utvärdering av miljömålsarbetet. Naturvårdsverket Rapport 5317. ISSN 0282-7298.
Nettelbladt, A., Westling, O., Akselsson, C., Svensson, S. & Hellsten, S. (2006). Luft- föroreningar i skogliga provytor - Resultat till och med september 2005. IVL Rapport B 1682.
Olsson, B. & Westling, O. (2006). Skogsbränslecykelns näringsbalans. IVL Rapport B1669.
Skogsstyrelsen, (2000). Skogliga konsekvensanalyser, 1999. Skogsstyrelsen, Rapport 2: 2000.
Sverdrup, H. & Warfvinge, P. (1995). Estimating field weathering rates using labora- tory kinetics. I: A.F. White and S.L. Brantly (eds.) Chemical weathering of silicate minerals. Mineralogical Society of America, Washington DC, Reviews in Mineralogy Vol 31, pp. 485-541.