Effekter på ekosystemet

5.4.1 Partiklar

Gustafsson (2001) redogör i sin översikt för den påverkan partiklar verkar ha på det omgivande ekosystemet. De bidrar exempelvis till spridningen av metaller i vägmiljön. De förändrar också strukturen och sammansättningen hos jorden i vägens omedelbara närhet. Föroreningshalten är här relativt hög samtidigt som tillgången på vatten och näring vanligtvis är dålig och detta i kombination gör att förhållandena är svåra för vegetation nära vägar. När det gäller direkta effekter på vegetationen så har man sett att partiklar på ytan leder till ökad stress hos växten och därmed minskad tillväxt för vissa trädarter. Partiklar och de föroreningar som absorberas på dessa, exempelvis PAH, har också visat sig kunna spridas genom vattenavrinning till sjöar och den omgivande marken. Dessa föroreningar har sedan visat sig spridas till organismer i utsatta sjöar.

5.4.2 Övriga luftföroreningar

Skogens exponering för luftföroreningar har mätts sedan 1980-talet. Redan från början användes markvattenkvalitet som indikator på marksystemets status och reaktion på det sura nedfallet. Denna övervakning och forskning har visat att nedfall av luftföroreningar har orsakat en onaturlig försurning av skogsmark i stora delar av landet. Detta i sin tur skadar ekosystemet i sjöar och rinnande vatten. Effekterna mellan olika ekosystem skiljer sig dock åt även om depositionen är densamma. Detta beror på att kemiska och fysikaliska processer i marken påverkar vilken effekt depositionen får och dessa skiljer sig åt mellan olika ekosystem. Det är därför som man använder markvatten för att utläsa effekterna av depositionen på ett område.

När det gäller försurningens effekter så är det helt klarlagt att sjöar och vattendrag har drabbats av skador på ekosystemet. Några effekter på skogen har man idag inte kunnat mäta men eftersom markens sammansättning bevisligen förändras till följd av försurningen så är det frågan om detta inte så småningom även påverkar skogen. Warfvinge och Bertills (2000) har gjort en samman- ställning över vad som nu är känt om naturens återhämtning från försurningen. Det man påvisat är exempelvis att återhämtningen kan vara långsam trots att

depositionen av svavel minskat pga. att sulfat absorberats i marken som vid minskad deposition lakas ut. Det finns också indikationer på att försurningen inte är fullt reversibel genom att markens sammansättning för alltid kommer att var förändrad liksom kanske också ekosystemet i de vattendrag som påverkats. Återhämtningen verkar också vara långsammare i starkt försurade områden vilket kan innebära behov av kalkning även i framtiden. Enligt Warfvinge och Bertills (2000) överskrids dock den kritiska belastningsnivån, 200 mg svavel per m2 och år, fortfarande i hela landet, i södra delarna med två till fyra gånger. Detta motsvarar 200 kg per kvadratkilometer och år eller 2 kg per hektar och år. Den angivna kritiska belastningsgränserna som WHO (2001) anger skiljer sig åt beroende på markens sammansättning. Den lägsta nivån är för marker som består av exempelvis granit eller gnejs och där lerinnehållet understiger 18 %.

När det gäller kväve så är dess effekter om möjligt mer komplicerade att klargöra. Detta eftersom kväve är gödande och därigenom har en tillväxt- främjande effekt. Om överskott av kväve däremot läcker ut från ett område så kan det bidra till eutrofieringen (övergödning) av kustnära hav samt bidra till försurning av den urlakade marken. Även i detta fall beror dock de direkta effekterna av depositionen på de biologiska förutsättningarna i området där depositionen sker. Idag finns det risk för att kvävenedfallet överskrider vegetationens kväveupptagningsförmåga i vissa områden i södra Sverige. Inte heller för kväve har man kunnat påvisa någon minskad tillväxt hos träd. Däremot påverkar kvävet livsförutsättningarna för växterna och det har påvisats förändringar hos träd. De frågor man idag ställer sig är hur kvävedeposition påverkar artsammansättningen i ett område samt om kvävenedfallet kan bidra till att göra skogen mer utsatt i händelse av extrema situationer (torka, frost eller svamp- och insektsangrepp). Det har i experiment visat sig att arter som bättre kan tillgodogöra sig kväve konkurrerar ut de arter som är anpassade till en mer kvävefattig omgivning (Bertills och Näsholm, 2000). I marker med lågt PH-värde kan kvävedeposition bidra till ökad försurning även om inget kväveläckage sker (WHO, 2000). Nedfallet av kväve idag är ca 5–7 kg nitratkväve per ha och år i södra Sverige och 2–3 kg per ha och år längre norrut. Den lägsta kritiska belastningsnivån som WHO (2000) anger är 5 kg per ha och år men den skiljer sig åt beroende på typ av ekosystem och anges i vissa fall vara så hög som 20. Enligt Bertills och Näsholm (2000) är det risk för urlakning i de mest belastade skogarna i södra Sverige vid en deposition mellan 9 till 25 kg kväve per ha och år.

Ozon verkar vara den förorening där effekterna på växtligheten är mest utforskad. Detta kan bero på att ozon har den tydligaste inverkan på jordbruksgrödor vilket är en ekonomiskt viktig produkt. Pleijel (1999) redogör dock för att kunskapen om hur sambandet mellan exponering och effekt ser ut skiljer sig åt mellan olika växter och troligtvis också mellan olika miljöer. Det hävdas där att trots att vi har relativt låga ozonhalter i Sverige så kan ändå effekterna på grödor vara stor. Detta eftersom vi har klimatbetingelser som är gynnsamma för upptag av ozon. Våra långa sommardagar och vårt fuktiga klimat gör att växternas klyvöppningar är öppna under lång tid vilket troligtvis leder till ett förhållandevis stort ozonupptag. Effekterna på olika grödor skiljer sig dock åt. När det gäller vilda växter misstänker man att detta kan leda till att vissa arter minskar genom att de är mer ozonkänsliga. När det gäller effekter på skogen så är kunskapen bristfällig. Experiment har genomförts när det gäller effekter på yngre träd och där har negativa effekter på tillväxten påvisats men man vet inte om detta även gäller för äldre träd. En orsak är att den småskaliga variationen i ozonhalt är

liten. Vill man jämföra områden med stora skillnader i ozonhalt så innebär detta att man måste jämföra områden på stora avstånd från varandra. Detta i sin tur medför att även andra tillväxtförutsättningar skiljer sig åt vilket gör det problematiskt att urskilja ozonets effekter. Den kritiska nivå man enats om när det gäller ozon är 40 ppb (vilket motsvarar ca 80 Pg/m3). Detta värde motsvarar den genomsnittliga halten i södra Sverige och är något högre än den genomsnittliga halten i norra Sverige. Det mått man använder för att uppskatta eventuella skador är dock AOT40 där AOT står för ”Accumulated exposure Over Threshold”. Man redovisar alltså den tid som halten överskrider ett visst tröskelvärde. Orsaken till det är att man sett att detta bättre visar överensstämmelse med observerade effekter av ozon. Det lägsta mått man anger i WHO’s riktlinjer är 200 ppb-timmar under fem dagar vilket ger synliga effekter på växtligheten. Vid 3000 ppb-timmar under 3 månader räknar man med att jordbrukets avkastning påverkas. Dessa nivåer överskrids i en stor del av södra Sverige (Pleijel, 1999).