Effekter av kvävenedfall på skogsekosystem

Effekter av kvävenedfall på skogsekosystem

RAPPOR T 5066

Effekter av kvävenedfall

på skogsekosystem

Det ökade kvävenedfallet har påverkat våra

skogs-ekosystem. Många av våra skogar karaktäriseras av

ett naturligt lågt kväveutbud. Även om kvävenedfallet

generellt är betydligt lägre i Skandinavien än i övriga

Europa är våra ekosystem känsligare för kvävenedfall.

Vi har därför all anledning att värna våra nordliga

eko-system mot ett ökat kvävenedfall.

I denna skrift sammanfattas kunskapsläget kring

kvävets effekter på marken, på träd och skogsflora.

Här beskrivs även dagens och framtida nedfall av

kväve, internationella och nationella miljömål, kritisk

belastning samt skogsekosystemets återhämtning vid

minskad kvävebelastning.

RAPPORT 5066

isbn 91-620-5066-4

Redaktörer

Ulla Bertills och Torgny Näsholm

Effekter av kvävenedfall

på skogsekosystem

Effekter av kvävenedfall

på skogsekosystem

Redaktörer

Ulla Bertills

Torgny Näsholm

MILJÖANALYSAVDELNINGEN, Miljöeffektenheten

Kontaktperson: Ulla Bertills, Telefon: 08-698 15 02 Författarna svarar ensamma för rapportens innehåll.

Rapporten har fackgranskats. Produktion: Margot Wallin

Diagrammen i rapporten är omritade av Johan Wihlke Omslagsbild: Skogsstjärnor. Fotograf: Torbjörn Lilja/N

Beställningsadress: Naturvårdsverket Kundtjänst 106 48 Stockholm Telefon: 08-698 12 00 Fax: 08-698 15 15 E-mail: kundtjanst@environ.se Internet: www.environ.se Bokhandel: www.miljobokhandeln.com isbn 91-620-5066-4 issn 0282-7298

Rapporten kommer även att publiceras på engelska med beställningsnummer isbn 91-620-5067-2

FÖRORD

Denna rapport har som syfte att beskriva kunskapsläget vad gäller kvävedepositionens effekter i skogsmark. Grunden för rapporten utgörs av de resultat som kommit fram inom Naturvårdsverkets projektområde FÖRSURANDE ÄMNEN OCH MARKNÄRAOZON. Genom att sätta in dessa resultat i ett

inter-nationellt sammanhang vill vi redovisa den kunskap som idag finns om kvävenedfall och dess effekter samt redovisa områdets bidrag till denna kunskap. Huvuddelen av projekt-området har finansierats via Naturvårdsverkets forskningsan-slag. När detta anslag upphörde övertog den Miljöstrategiska Stiftelsen (MISTRA) finansieringen och kom därmed att be-kosta avslutningen och avrapporteringen från projektområdet. Vi vill rikta ett varmt tack till alla forskare som bidragit till resultaten i denna rapport och ett särskilt tack till Peringe Grennfelt för att ha bidragit med frågorna under FRÅGOROCH SVAR som redovisas i slutet av kapitel 2–8.

ULLA BERTILLS & TORGNY NÄSHOLM

Från projektområdet

FÖRSURANDEÄMNENOCHMARKNÄRAOZON

har tidigare publicerats:

MARKNÄRAOZON – ETTHOTMOTVÄXTERNA Naturvårdsverket rapport 4969

samt engelsk version

GROUND-LEVEL OZONE – A THREATTO VEGETATION Report 4970

REDAKTÖR: HÅKAN PLEIJEL

NATURENSÅTERHÄMTNINGFRÅNFÖRSURNING

Naturvårdsverket rapport 5028 samt engelsk version

RECOVERYFROM ACIDIFICATIONINTHE NATURAL ENVIRONMENT – Present Knowledge and Future Scenarios

Report 5034

I

NNEHÅLL

SAMMANFATTNING

7

KAPITEL 1. KVÄVEPROBLEMETIETTHISTORISKTPERSPEKTIV 9

• Tryggve Persson

KAPITEL 2. INTERNATIONELLAFÖRHANDLINGAR 13

OCHNATIONELLAMILJÖMÅL

• Ulla Bertills & Peringe Grennfelt

KAPITEL 3. KVÄVEDEPOSITIONENIDAGOCHIFRAMTIDEN 21

• Gun Lövblad

KAPITEL 4. HURPÅVERKASKVÄVEDYNAMIKEN 29

I SKOGSMARKEN?

• Peter Högberg, Göran Bengtsson, Dan Berggren, Mona Högberg, Ingvar Nilsson, Hans-Örjan Nohrstedt, Tryggve Persson & Michael Sjöberg

KAPITEL 5. HURPÅVERKASTRÄDEN? 53

• Torgny Näsholm, Hans-Örjan Nohrstedt, Ola Kårén, Maarit Kytö & Christer Björkman

KAPITEL 6. FÖRÄNDRASFLORANAVKVÄVENEDFALLET? 75

• Ursula Falkengren-Grerup, Lars Ericson,Urban Gunnarsson, Annika Nordin, Håkan Rydin & Bo Wallén

KAPITEL 7. KRITISKBELASTNING 101

• Hans-Örjan Nohrstedt & Ulla Bertills

KAPITEL 8. VADHÄNDERNÄRKVÄVEBELASTNINGENMINSKAR? 111

• Maud Quist, Dan Berggren, Tryggve Persson & Richard Wright

KAPITEL 9. HURPÅVERKASMARKOCHVÄXTER AVKVÄVENEDFALL? 121 – ENSYNTES

• Torgny Näsholm & Tryggve Persson

FÖRFATTARNASADRESSER 131

S

AMMANFATTNING

M

ånga skogsekosystem i Sverige utsätts för avsevärda mängder kväve-nedfall till följd av olika mänskliga aktiviteter. Kvävekväve-nedfallet är ett internationellt problem där utsläpp i ett land ofta ger effekter i ett annat. Depositionen av kväveoxider över Sverige härstammar till 85 % från ut-släpp i andra länder medan motsvarande siffra för ammoniak är 65 %.

Internationella avtal har ingåtts i syfte att begränsa kväveutsläppen av både kväveoxider och ammoniak. Nedfallet av kväve överskrider i dag den s k kritiska belastningen för övergödning i hela södra Sverige. Mycket ty-der också på att kväveutsläppen kommer att vara fortsatt stora unty-der det närmaste årtiondet, speciellt vad gäller ammoniak. Att förstå hur dessa ut-släpp påverkar skogen är därför en viktig uppgift för miljöforskningen.

KVÄVE är ett mycket viktigt växtnäringsämne och i de flesta fall är

tillväx-ten i skogsekosystemen starkt begränsad av kvävetillgången. Merpartillväx-ten av det kväve som tillförs skogen genom nedfallet når marken där det snabbt tas upp och omsätts av växter och mikroorganismer. I måttliga mängder kan kvävenedfallet framför allt orsaka en högre biologisk aktivitet och ofta en högre tillväxt. Växternas och mikroorganismernas förmåga att absor-bera kväve är dock inte obegränsad. Tillförsel av stora kvävemängder, ge-nom gödsling eller deposition, leder till att den biologiska fastläggningen av kväve överskrids. I ett ekosystem där ett sådant kväveöverskott råder kan kväve lätt utlakas och förorena grund- och ytvatten.

Mellan de två ytterligheterna; ett stark kvävebegränsat ekosystem och ett ekosystem med kväveöverskott, finns en kontinuerlig övergång där olika effekter på skogsekosystemet kan urskiljas. Kvävenedfallet orsakar en eutro-fiering av skogsekosystemet så att organismer anpassade till en stark kväve-begränsning ersätts av organismer som är mer konkurrenskraftiga vid hög-re kvävetillgång.

Till hjälp för att förstå vilka effekter kvävenedfallet har och har haft i skogen finns en rad experiment där kväve tillförts skogsekosystem. Försö-ken, som framför allt omfattar barrträd, visar att:

KVÄVEMÄNGDERNAIMARK ökar och på lång sikt finns risk för kvävemättnad

och därmed en ökning av kväveläckaget till sjöar och vattendrag. Södra Sveriges skogsmarker har stor förmåga att fastlägga kväve och dessutom ökar fastläggningen med nedfallets storlek. Markens kvot av kol/kväve har stor betydelse för kvävets fastläggning. Europeiska försök har visat att

ris-ken för kväveutlakning är klart förhöjd vid en C/N-kvot lägre än 25. Ett ökat utflöde av kol från mossar kan också bli en följd av hög kvävedeposition. TRÄDEN skadas inte ens av relativt höga nivåer av kväve. Kvävet orsakar

dock en rad förändringar i trädens biokemi samt i trädens uppbyggnad. Dessa förändringar kan i sin tur göra träd mer känsliga för t ex frost, torka eller angrepp av skadegörare. Tillgänglig litteratur visar dock inga tydliga förändringar i träds motståndskraft mot sådana stressfaktorer.

FLORAN i lövskogsmark visar på en stark förändring mot mer

gynnade arter. I starkt kvävebegränsade barrskogar ger även små kväve-doser snabbt en tydlig effekt så att grästillväxten gynnas på blåbärsrisets bekostnad. I sådana skogar sker också en drastisk förändring av art-sammansättningen av mykorrhizasvampar. Kvävedepositionen leder till att vi får mindre svamp och bär att plocka i skogen.

NÄRNEDFALLETAVKVÄVEMINSKAR förändras trädens näringsstatus snabbt

i riktning mot kvävebegränsning. Markens innehåll av oorganiskt kväve minskar snabbt, likaså läckaget av nitratkväve. Flera av kvävenedfallets all-varliga negativa effekter går alltså tillbaka relativt snabbt när nedfallet mins-kar. Markvegetationen reagerar dock långsammare och troligen finns mot-svarande tröghet vad gäller andra delar av skogsekosystemet. Arter som minskat kraftigt till följd av kvävenedfallet kan tänkas behöva lång tid för att återkolonisera.

Vi är hänvisade till olika former av experimentella försök för att förstå och förutspå hur kvävenedfallet påverkar skogsekosystem. Samtidigt måste vi erkänna att försöken alltid ger fragment av kunskap. Många försök med kvävetillförsel har gjorts i relativt liten skala. De flesta försöken har dess-utom inte anlagts för att studera effekterna av kvävenedfall utan är främst ämnade att studera skogsproduktion. Urvalet av skogstyper där försök ge-nomförts är därför relativt smalt och dessutom tillförs kväve på ett sätt som stämmer dåligt överens med kvävenedfallet. Allt detta begränsar våra möj-ligheter att förutspå kvävenedfallets effekter.

I många europeiska länder är kvävenedfallet betydligt större än i Sverige och i dessa länder är omfattande kväveläckage från skogsmark ett av de allvarligaste problemen. I Sverige har kvävenedfallet inte orsakat samma problem. Många av våra skogsekosystem har i stället utvecklats under stark kvävebegränsning. De organismer som lever i våra skogar är alltså anpassade till ett lågt kväveutbud och många kommer därför sannolikt att minska eller helt försvinna till följd av kvävenedfallet. Vår enda möjlighet att förhindra detta är att så snabbt som möjligt minska utsläppen av kväve.

K

VÄVEPROBLEMET

I

ETT

HISTORISKT

PERSPEKTIV

TRYGGVE PERSSON

S

ynen på kväve (kemisk beteckning N) har förändrats dramatiskt under de senaste decennierna. Kväve är en nödvändig beståndsdel i cellernas proteiner och nukleinsyror. Växttillgängligt kväve har under större delen av mänsklighetens historia varit en bristvara. Det gäller även skogsmarken, där kväve på våra breddgrader i de flesta fall är tillväxtbegränsande för skogsträden. Efter andra världskriget ökade användningen av handelsgödsel-kväve dramatiskt. Samtidigt ökade utsläppen av handelsgödsel-kväveoxider från motor-fordonstrafik och industriella processer. Följden blev att mycket mer kväve kom i omlopp än tidigare. Kväve blev därför inte bara en produktionsfak-tor utan kom i vissa avseenden också att bli ett miljöproblem.

Från mitten av 1980-talet började kväve att betraktas som en av de mest problematiska miljöföroreningarna. Bakgrunden var att allt fler negativa effekter rapporterades när kväve förekom i överskott. Några sådana effek-ter var att:

• småbarn blev sjuka av för mycket nitrat i dricksvatten,

• sjöar och vattendrag blev övergödda och började växa igen,

• algblomning med giftiga alger förekom,

• kväveoxider gynnade bildandet av ozon, som är skadligt för växter och en hälsofara för människor,

• utsläpp av lustgas spädde på växthuseffekten och skadade ozonlagret på hög höjd,

• den biologiska mångfalden påverkades och

• skogsmarken började mättas med kväve och bli mindre produktiv (Cowling m fl 1998).

Kvävenedfallet fick i många fall efterträda svavelnedfallet som det mest uppmärksammade miljöproblemet. Kväve och kvävenedfall skiljer sig dock från svavel och svavelnedfall på flera sätt. Förutom att trädproduktionen oftast ökar vid tillförsel av kväve, påverkas snart sagt alla organismer av kväveutbudet. Kvävenedfall kommer därför att förändra betydligt flera pro-cesser i skogen än vad svavelnedfallet gör. I denna rapport beskrivs några av de mer utförligt studerade effekterna av kvävenedfall. I några fall är det

Kapitel 1

fråga om uppenbart negativa effekter som t ex ökad utlakning av nitrat-kväve eller minskad skogstillväxt vid mycket höga nitrat-kvävenivåer. I andra fall måste dock kvävets effekter beskrivas ingående innan man kan göra en värdering av om de utgör hot eller ej. I några fall orsakar kvävedepositionen effekter som både kan betraktas som positiva och negativa, beroende på vilket perspektiv som anläggs. Kvävenedfallet stimulerar skogstillväxt i kväve-begränsade områden, och denna effekt är givetvis positiv för skogsägare. Det kan också betraktas som positivt i försöken att binda mer koldioxid i växtbiomassan och därmed minska bidraget till atmosfären av denna växthusgas. Samtidigt är det betänkligt om kvävenedfallet påverkar skogsmarksfloran och storsvamparna så att artantalet av dessa minskar.

Kunskapen om hur kväve omsätts och hur kväve påverkar naturen byg-ger på forskning från CARLVON LINNÉ och framåt. Några märkesår i

kväve-forskningens historia anges i tabell 1.1

TABELL 1.1. Några märkesår för kväveforskningen. Uppgifter från bl a Stålfelt (1960).

ÅR UPPTÄCKTEROCHIDÉER

1747 LINNÉ lanserar idén att växterna lever på den mylla som bildas vid

växters och djurs förmultning (humusteorin).

1840 JUSTUSVON LIEBIG visar att jordbruksväxterna är beroende av markens

salter för sin tillväxt.

1862 Mikrobiologen LOUIS PASTEUR föreslår att nitrifikation

(nitrat-bildning) är en biologisk process.

1876 Skogsforskaren E EBERMAYER visar att skogsträden behöver

mineral-salter.

1885 A B FRANK föreslår att växter med mykorrhiza bör kunna ta upp

organiskt kväve i skogsmark (se även nedan).

1920–40 Skogsforskarna H HESSELMANN, L-G ROMELLOCH C MALMSTRÖM

visar med gödslingsförsök att kvävebrist begränsar skogstillväxten. 1946 A G NORMAN skriver att de stabila isotoperna 13C och 15N bör kunna

användas för att kvantifiera olika kvävetransformationer.

1950–60 Skogsforskarna C O TAMM i Sverige och P J VIRO i Finland anlägger

gödslingsförsök med bl a kväve, fosfor och kalium i olika givor. Försöken utnyttjas fortfarande.

1958 S-L JANSSON visar med 15N-teknik att ammonium används hellre än

nitrat av markmikroorganismer.

1985–86 D READS forskargrupp (BAJWAMFL, ABUZINADAHMFL) i Sheffield visar

att ljungväxter med ericoid mykorrhiza och träd med ektomykorrhiza kan ta upp organiskt kväve.

1993 F S CHAPIN m fl visar att organiskt kväve kan tas upp även av halvgräs

Ett första genombrott i tänkandet kom då Liebig visade att växterna (förutom solljus och vatten) behöver mineralsalter och inte det Linné kal-lade ”mylla” för att växa. Andra genombrott kom när mikrobiologer bör-jade förstå hur kväve kunde transformeras från en form till en annan. Ett ytterligare genombrott i tänkandet kom när forskarna började upptäcka att vissa växter, och främst de med mykorrhiza, kunde ta upp kväve utan att det förelåg i mineralform. Liebigs slutsatser fick alltså delvis revideras. På senare år har bl a Näsholm m fl (1998) visat att enkla former av organiskt kväve (aminosyror) kan tas upp i fält av en rad skogsväxter. Misstanken att rötter med mykorrhiza kan ta upp organiskt kväve fanns dock redan på 1800-talet.

För svenskt vidkommande har de långsiktiga skogliga försöken utlagda av C O Tamm och hans efterföljare haft stor betydelse för kunskapen om hur kvävetillförsel påverkar skog och mark (Helmisaari & Helmisaari, 1992), men också hur kväveomsättningen i sig påverkas av olika behandlingar, t ex kvävegödsling, experimentell försurning, kalkning, asktillförsel, hel-trädsuttag och kalhuggning. Några av de försök som genererat mest kun-skap visas i tabell 1.2 på nästa sida. Många av de resultat som utgör stom-men i denna rapport kommer från dessa försök.

De internationella avtalen om utsläppsbegränsningar har lett till och kommer att leda till ytterligare minskande kväveutsläpp, både av reduce-rade (ammonium och ammoniak) och oxidereduce-rade (nitrat och nitrösa gaser) kväveföreningar. Vi vet idag dock inte hur stora effekterna i miljön blir av utsläppsminskningarna. En möjlighet är att de leder till en minskad närings-obalans för träden och en återhämtning av den biologiska mångfalden i ut-satta delar av Sverige. En annan möjlighet är att utsläppsbegränsningarna får en mer begränsad betydelse genom att markerna redan ”laddats upp” med kväve.

I följande kapitel kommer frågorna om kvävenedfallets effekter på skogs-ekosystemet att belysas. Där beskrivs hur kvävenedfallet har förändrats över tiden, vad som händer med kvävet i marken, hur kvävet påverkar träd och annan vegetation samt vad som händer om kvävebelastningen minskar. Det är vår förhoppning att rapporten skall ge en rättvisande bild av det aktuella kunskapsläget och därmed också ge ett underlag för rationellt age-rande i kvävefrågan.

TABELL 1.2. Långtidsförsök i svensk skogsmark som belyser kvävets effekter på

träd-tillväxt, näringstillstånd, markkemiska förändringar, markbiologi, utlakning samt kol-och kväveomsättning. Andra frågor som kan besvaras exemplifieras i tabellen. N1, N2 och N3 betecknar stegrande N-gödselgivor, där N1 i genomsnitt ligger mellan 30 och 40 kg N per ha och år. Uppgifter från Nohrstedt m fl (1999).

FÖRSÖK STARTÅR BEHANDLING FRÅGORSOMFÖRSÖKETBESVARAR

Stråsan 1967 N1, N2, N3 i kombi- Effekter av växtnäringskombina-(gran) nation med P, K, PK tion. Kritiska belastningsgränser.

och CaPK Återhämtningsförlopp. Norrliden 1971 N1, N2, N3 i kombi- Betydelsen av växtnäringskom-(tall) nation med P, K, PK; binationer. Kristiska

belastnings-CaCO₃, försurning gränser. Återhämtning. Kalk-effekter.

Flakaliden 1987 Fastgödsel, bevattning, Effekter av ökad temperatur (gran) näringsbevattning, och CO₂-halt. Maximal

träd-värme, CO₂ produktion utan nitratläckage. Asa 1987 Fastgödsel, bevattning, Maximal trädproduktion utan (gran) näringsbevattning nitratläckage.

Skogaby 1988 Fastgödsel, bevattning, Effekter av överoptimal N/S-(gran) näringsbevattning, gödsling på skog och mark.

torka, aska Effekter av bevattning, torka, aska, N-fria gödselmedel. Gårdsjön 1989 Takförsök (låg dep) Effekter av minskad resp ökad (gran) 1991 Tillförsel av 15_{N- deposition.}

gödsel

Farabol 1976 N-gödsling, CaCO₃, Hyggeseffekter av tillförsel av (gran) S-pulver följt av kal- kalk, syra och N-gödselmedel.

huggning

Hasslöv 1984 Olika givor av dolomit- Kalkeffekter i N-rik mark

I

NTERNATIONELLA

FÖRHANDLINGAR

OCH

NATIONELLA

MILJÖMÅL

ULLA BERTILLS & PERINGE GRENNFELT

D

et konstaterades tidigt att kväveoxider och ammoniak transportera-des mellan länder på ett likartat sätt som svavel. Kväveföreningarnas betydelse för försurning och för förändringar av ekosystemens struktur och funktion klargjordes också tidigt. Det tog dock till mitten av 1980-talet innan ett mer uttalat intresse för åtgärder vaknade i Europa.

Internationellt har kväveföreningar främst uppmärksammats inom kon-ventionen för långväga gränsöverskridande luftföroreningar. Luftburna kväveföreningar och kvävenedfall har även behandlats inom de marina kon-ventionerna för Östersjön (HELCOM) och Nordsjön (OSPAR). EU har också uppmärksammat kväveföreningarna, till att börja med genom direk-tiven för stora förbränningsanläggningar från 1988 och i olika direktiv inom vägtrafikområdet. Under de senaste åren har de uppmärksammats i strate-gierna för försurning och marknära ozon.

Konventionen om långväga

gränsöverskridande luftföroreningar

Genom bl a svenskt initiativ inleddes internationella förhandlingar om minskade utsläpp av luftföroreningar. Detta arbete resulterade 1979 i en konvention, Konventionen om långväga gränsöverskridande luftföroreningar (CLRTAP), som förhandlades fram inom ramen för FNs ekonomiska kom-mision för Europa (UNECE). Konventionen trädde i kraft 1983.

Ett första protokoll för begränsning av utsläppen av kväveoxider under-tecknades 1988. Protokollet blev ganska tandlöst eftersom ambitionen blott var att utsläppen 1994 inte skulle överstiga 1987 års nivå. Å andra sidan erhöll protokollet en ganska bred uppslutning genom att 26 länder under-tecknade protokollet. Tolv av dessa länder, bl a Sverige deklarerade i en särskild överenskommelse att begränsa emissionerna med 30 % till 1998 från en utsläppsnivå ett valfritt år under perioden 1980–86.

Trots det svaga protokollet visade det sig svårt för flera länder (enligt statistiken sju länder) att klara kravet att inte öka emissionerna fram till 1994. Ännu mer deprimerande är situationen för de länder som deklarera-de 30 procents minskning. Sannolikt har inte ens hälften av ländeklarera-derna klarat

Kapitel 2

det målet. Totalt sett sker det dock en minskning av utsläppen av kväve-oxider i Europa och enligt tillgänglig statistik (EMEP 1999) har emissio-nerna i Europa minskat med nära 20 procent sedan 1987. För Sveriges del minskade utsläppen under motsvarande period med ca 35 %.

Ammoniak, vars emissioner i Europa är av samma storleksordning som kväveoxidernas (räknat i ton kväve), berördes inte alls i detta protokoll. Trots detta har flera länder vidtagit åtgärder för att begränsa jordbrukets kväveförluster till såväl luft som mark. Åtgärderna har enligt statistiken givit en minskning i utsläppen av cirka 20 % mellan 1987 och 1996.

Efter att det andra svavelprotokollet, som baseras på kritisk belastning undertecknades 1994, påbörjades förhandlingarna om ett nytt kväveproto-koll. Redan i inledningen till dessa förhandlingar konstaterades att länder-na inom konventionen hade vitt skilda prioriteter när det gällde att be-gränsa utsläppen av kväveoxider. För flertalet länder på kontinenten var det främsta skälet de höga ozonhalterna medan de nordiska länderna i första hand framförde bidraget till försurning och till övergödning. Ett antal länder anförde de höga halterna av kvävedioxid i tätorter som det viktigaste skälet.

Det fanns dessutom ett starkt intresse från ländernas sida att man även i fortsättningen skulle utgå från kritisk belastning och kostnadseffektiva åtgärder. Då inte kväveoxidernas bidrag till olika effekter enkelt kunde urskiljas fann man att den enda lösningen var att söka utveckla ett proto-koll som kunde ta hänsyn till både flera effekter (marknära ozons effekter på vegetation och hälsa, försurning och övergödning) och inkludera flera ämnen (kväveoxider, ammoniak, flyktiga organiska ämnen och svaveldi-oxid). Det protokoll som nu förhandlats fram inom konventionen är där-för ett protokoll som samtidigt tar hänsyn till flera ämnen och flera effekter (protokollet kallas ”multi pollutant and multi effect-protocol”. Protokol-let undertecknades i Göteborg den 1 december 1999 och beräknas med-föra att utsläppen i Europa av svavel minskar med 63 %, kväveoxider med 41 %, flyktiga organiska ämnen med 40 % och ammoniak med 17 % till år 2010 jämfört med år 1990 (UNECE 1999).

TABELL 2.1. Protokoll inom Luftvårdskonventionen, CLRTAP, rörande svavel,

kväve och marknära ozon.

PROTOKOLL ÅTAGANDE BASÅR GÄLLER RATIFI

-TILL CERAT

1:a svavelpro- Minskning av svavelut- 1980 1980– 1987 tokollet 1985 släppen med 30 %. 1994 (21 länder) NO_x-proto- Frysning av kväveoxidut- 1987 1994 1991 kollet 1988 släppen på basårets nivå. (26 länder)

(12 länder deklarerade i en särskild överenskommelse att minska utsläppen med 30 % från valfritt år 1980–86 till år 1998.)

VOC Att minska utsläppen av Valfritt 1999 1997 1991 flyktiga organiska ämnen 1984–90 (17

med 30 % till 1999. länder)

2:a svavelpro- Gapet mellan verklig 1990 2000 1998 tokollet 1994 svaveldeposition och (22 länder)

kritisk belastning ska minska med 60 %.

Multi-proto Utsläppstak för SO2, 1990 2010 kollet 1999 NO_x , NH_x, och VOC.

De marina konventionerna

De marina konventionerna uppmärksammade tidigt kvävets roll för eutro-fieringen av den marina miljön. Inom såväl HELCOM som OSPAR beslu-tades i mitten av 1980-talet att den antropogena tillförseln av kväve till respektive havsområde skulle minska med 50 % fram till 1995. Beslutet avsåg i princip alla källor, dvs såväl tillförsel via luft som genom avrinning och direktutsläpp. Samtliga inventeringar och mätningar visar att man inte alls har nått detta mål och att man ligger långt från målet när det gäller ammoniak och kväveoxider framgår av avsnittet ovan.

Vid ett konventionsmöte inom OSPAR 1998 beslutades om en strategi mot övergödning med målsättningen att eutrofiering orsakad av mänsklig verksamhet ej ska förekomma efter år 2010.

EUs arbete med att begränsa utsläppen

av kväveföreningar

EUs arbete för att begränsa utsläppen av kväveoxider har hittills resulterat i direktiv riktade mot stora förbränningsanläggningar (nya) och mot per-sonbilar respektive tunga fordon.

Som ovan nämnts antogs 1988 ett direktiv för att begränsa emissioner-na av kväveoxider från stora förbränningsanläggningar (tillförd effekt stör-re än 50MW). Distör-rektivet riktade sig mot nya anläggningar (byggda efter 1987) och förväntas ge en utsläppsreduktion för denna typ av anläggning-ar med cirka 30 % mellan 1980 och 1998. Ett förslag hanläggning-ar lagts till ett nytt direktiv som skall skärpa kraven på nya anläggningar. Problemet är dock att förslaget inte har något krav på befintliga anläggningar.

Trafiken är den stora källan till utsläpp av kväveoxider. Vägtrafiken sva-rade 1990 för cirka hälften av EUs utsläpp av kväveoxider. EU beslutade 1989 att införa utsläppskrav på personbilar liknande de som sedan länge funnits i USA. Kraven blev bindande först 1993 och innebär en succesiv minskning av emissionerna i den takt fordonsparken byts ut. Kraven inne-bär i praktiken att alla personbilar utrustades med katalytisk avgasrening. Kraven har skärpts, främst genom ett beslut 1998, som ställer ökade krav på fordon från 2000 respektive 2005.

För de tunga fordonen infördes 1996 krav som i stort överensstämmer med de i USA. Sammantaget kommer de beslutade åtgärderna att succes-sivt minska emissionerna av kväveoxider inom EU-området. Stora osäker-heter råder dock kring vilken slutlig effekt som kraven kommer att ha.

Sverige föreslog 1995 att en särskild försurningsstrategi skulle tas fram med målet att lösa försurningsproblemet (nå under kritisk belastning) inom hela EU-området. Strategin lades fram våren 1997. En motsvarande stra-tegi har även utarbetats för ozon.

EU-kommissionen lämnade, som en följd av försurnings- och oxidantstra-tegierna, i juni 1999 ett förslag till direktiv i vilket det föreslås nationella ”utsläppstak” till år 2010 för svaveldioxid, kväveoxider, ammoniak och flyktiga organiska ämnen. EU-kommissionens förslag innebär betydande utsläppsminskningar för många länder. Syftet är att åstadkomma kostnads-effektiva åtgärder för att minska den areal där den kritiska belastningen överskrids med minst 50 procent i alla delar av Europa. Kraven är dock inte tillräckliga för att man skall nå under kritisk belastning i de mest käns-liga områdena i t ex sydvästra Sverige.

Eftersom utländska källor bidrar till merparten av kvävenedfallet i Sverige är ett fortsatt aktivt arbete inom EU och Luftvårdskonventionen (CLR-TAP) för att minska utsläppen därför även fortsatt den viktigaste åtgärden.

Nationella miljömål och åtgärder

Även om det utländska bidraget till deposition av kväve i Sverige domine-rar är det viktigt att fortsätta minska de svenska utsläppen inte bara för att minska påverkan i Sverige utan även för att vi exporterar våra utsläpp till andra länder.

För att planera åtgärder som leder i rätt riktning mot en hållbar utveck-ling behöver vi en uppskattning av vilka förändringar som behövs i samhäl-let. Ett sätt att göra detta är att fastställa nationella miljömål.

• NATIONELLA MILJÖMÅL

1990 fastställdes nationella utsläppsmål för såväl kväveoxider som ammo-niak (Prop 1990/91 sid 25, JoU 30, rskr 338).

KVÄVEOXIDUTSLÄPPEN ska minska med 30 % till år 1995 räknat från 80 års

nivå.

AMMONIAKUTSLÄPPEN bör minska med 25 % till år 1995. Möjligheterna att

Kväveoxidmålet nåddes 1997, medan ammoniakutsläppen inte minskat utan i stället ökat med 20 %.

I april 1999 antog riksdagen 15 nya miljökvalitetsmål. Miljökvalitetsmål har formulerats för såväl övergödning som försurning.

INGENÖVERGÖDNING: Halterna av gödande ämnen i mark och vatten skall

inte ha någon negativ inverkan på människors hälsa, förutsättningarna för biologisk mångfald eller möjligheterna till allsidig användning av mark och vatten (Naturvårdsverket, 1999a)

BARANATURLIGFÖRSURNING: De försurande effekterna av nedfall och

mark-användning skall underskrida gränsen för vad mark och vatten tål. Nedfal-let av försurande ämnen skall heller inte öka korrosionshastigheten i tek-niska material eller kulturföremål och byggnader (Naturvårdsverket, 1999b).

Regeringen föreslog några delmål. Ett tjugotal myndigheter har dessutom fått i uppdrag att utveckla ytterligare delmål, föreslå handlingsvägar, utveckla sektorsmål samt föreslå åtgärder. I oktober 1999 inlämnades myndigheter-nas förslag till en parlamentarisk beredning, Miljömålskommittén, som har i uppgift att väga samman förslagen och lämna ett slutligt förslag om delmål och åtgärdsstrategier till regeringen i juni år 2000. De miljökvalitetsdelmål som formulerats ska vara vägledande för val av åtgärder.

• ÅTGÄRDER

Åtgärder mot kväveutsläpp minskar såväl kvävets försurande som dess gödande effekt.

Av de svenska utsläppen av

kväve-oxider härrör merparten från fordon

av olika slag. De viktigaste åtgärd-erna i Sverige har varit åtgärder på fordon i form av förbättrad avgas-rening och bättre bränslen. Kata-lytisk avgasrening på personbilar blev obligatorisk från och med 1989 års modeller. Avgaskrav på lastbilar och bussar infördes 1993.

Figur 2.1. Svenska utsläpp av kväveoxider till luft 1998. De angivna utsläppen från sjöfart och flyg härrör bara från bränslen använda i inhemsk trafik.

Med redan beslutade lagar och regler och prognosticerad utveckling bedöms utsläppen av kväveoxider kunna minska med drygt 40 % mellan år 1995 och 2010. Utsläppen från vägtransporter beräknas kunna minska med 70 % och sjöfartens utsläpp med 50 % . Redan beslutade åtgärder för att minska utsläppen av kväveoxider leder till betydande utsläppsminsk-ningar men är inte tillräckliga för att klara miljömålen.

Den största källan till AMMO -NIAKUTSLÄPP är djurhållningen

där minskningar har visat sig svåra att genomföra. Uppemot 90 % av utsläppen av ammoniak kommer från jordbruket. Figur 2.2. Svenska utsläpp av ammoniak till luft 1997.

Den mest angelägna åtgärden är därför att minska ammoniakutsläppen från jordbruket i södra Sverige. Utsläppen beräknas kunna minska främst genom förbättrade metoder vid lagring och spridning av stallgödsel och urin.

Pågående internationella förhandlingar inom EU och CLRTAP samt det pågående miljömålsarbetet kommer att ge riktlinjer för hur mycket de nationella kväveutsläppen måste minska och vilka åtgärder som måste vid-tagas.

Information kring protokoll, emissioner och nedfall kan hämtas från bl a följande hemsidor:

Konventionen om gränsöverskridande luftföroreningar: www.unece.org/ env/lrtap

Data över emissioner, transport och nedfall: www.emep.int

Modeller och beräkningar av åtgärdsbehov över Europa: www.iiasa.ac.at Data över koncentrationer och nedfall i Sverige: www.ivl.se/env_data.htm

Är kritisk belastning för

försurning dimensionerande för åtgärder mot kvävenedfall?

Nej. I allmänhet inte. Det är i stället eutrofieringseffekterna som di-mensionerar åtgärderna mot kvävenedfall.

Kommer beslutade och planerade åtgärder att vara tillräckliga för att eliminera effekterna av

ett för högt kvävenedfall?

Om EUs förslag till nationella utsläppstak genomförs beräknas emis-sionerna av kväveoxider och ammoniak inom EU-området minska med 55 respektive 20 % jämfört med 1990 års nivå. Multiprotokollet kom-mer att ge en minskning av nedfallet av oxiderat kväve med drygt 40 % och av reducerat kväve med knappt 20 % räknat på hela Europa. Dessa åtgärder kommer inte att räcka för att eliminera kvävenedfal-lets negativa effekter i Sverige.

K

VÄVEDEPOSITIONEN

I

DAG

OCH

I

FRAMTIDEN

GUN LÖVBLAD

Nuvarande kvävedeposition

K

väve från atmosfären utgör en betydande näringstillförsel till såväl landekosystem som marina ekosystem. Tillförseln har ökat kraftigt sedan 1950-talet. Efter andra världskriget skedde en kraftig ekonomisk tillväxt, som resulterade i en avsevärt ökad användning av fossila bränslen. Trafiksektorns utsläpp mer eller mindre exploderade. Figur 3.1 visar ut-vecklingen av de svenska utsläppen. En likartad utveckling ägde rum i alla Europas länder och resultatet av de samlade långdistanstransporterade luftföroreningarna kan avläsas i de mätresultat som tagits fram inom den svenska miljöövervakningen.

Sedan 1950-talet har utsläppen ökat av kväveföreningar, främst kväve-oxider i Sverige och övriga Europa, vilket också resulterat i stadigt ökande deposition av såväl oxiderade som reducerade kväveföreningar över Sverige. De senaste åren har dock en svagt minskande trend observerats i den våta kvävedeposionen, se figur 3.2a. Detta syns även i minskade halter i neder-börd, och studeras mer i detalj inom en pågående studie för Miljö-övervakningen (figur 3.2b)(K Sjöberg, IVL m fl).

Uppgifter om nuvarande kvävedeposition i Sverige kan numera hämtas på internet. På IVLs hemsida (www.ivl.se) återfinns mätdata från EMEP-nätet, nederbördskemiska nätet och de regionala skogsytorna. På SMHIs hemsida (www.smhi.se) finns uppgifter om den med MATCH-modellen (Persson m fl, 1996, Robertson m fl, 1999) beräknade depositionen. Kar-torna som presenteras på SMHIs hemsida visar den beräknade kväve-depositionen fördelad på oxiderade och reducerade kväveföreningar, vått och totalt deponerat kväve, samt torrdeposition till olika typer av markan-vändning.

Figur 3.3 och 3.4 visar våtdeposition och totaldeposition av oxiderat (nitrat) och reducerat (ammonium) kväve över Sverige. Kartorna visar på det depositionsmönster över landet som föreligger och som påverkas dels av föroreningsgradienterna i nederbörd och luft, dels av klimatologiska parametrar som nederbördsmängder och dominerande vindriktningar.

Kapitel 3

Figur 3.2a. Våtdeposition av nitrat- och ammoniumkväve i Mellansverige 1955–1998 (kg N/ha⋅år). (data från MISU och IVL)

Figur 3.2b. Halter av nitrat och ammonium (µekv/l) som medelvärde i nederbörden över Mellansverige 1955–1998. Figur 3.1. Utsläpp av kväveoxider och ammoniak i Sverige (Kindbom et al, 1993).

(mg N/m2₎ 25 - 50 50 - 100 100 - 150 150 - 200 200 - 300 300 - 500 500 - 700 VÅT (mg N/m2) 25 - 50 50 - 100 100 - 150 150 - 200 200 - 300 300 - 500 500 - 700 VÅT Figur 3.3. Våtdeposition och totaldeposition av nitrat,1997. 100 mg N/m2 motsvarar 1 kg/ha. (SMHI, IVL) Figur 3.4. Våtdeposition och totaldeposition av ammonium, 1997. 100 mg N/m2 motsvarar 1 kg/ha. (SMHI, IVL). TOTAL (mg N/m2) 50 - 100 100 - 150 150 - 200 200 - 300 300 - 500 500 - 700 700 - 1 000 TOTAL (mg N/m2) 50 - 100 100 - 150 150 - 200 200 - 300 300 - 500 500 - 700 700 - 1 0 00

Det största nedfallet erhålls över Skåne och Västkusten, främst över de höglänta delarna, där totalnedfallet sett som medelvärde över ett större område uppgår till 5–7 kg nitratkväve per ha och år (0,5–0,7 g N per m2 och år) och till över 8 kg ammomiumkväve per ha och år (0,8 g N per m2 och år). Att sydvästra Sverige är så utsatt beror både på att det påverkas av de stora utsläppskällorna i Västeuropa och att vindarna, som för nederbörd med sig, huvudsakligen är sydvästliga. En stor del av nedfallet i de höglänta delarna härrör från våtdeposition. Norrut i Sverige minskar det totala ned-fallet av kväve till i storleksordningen 2–3 kg per ha och år. I södra Sverige utgör torrdepositionen av kväveföreningar 25–50 % av den totala deposi-tionen, medan den i norra Sverige är avsevärt mindre än våtdepositionen. Stora variationer mellan platser förekommer dock i södra Sverige, och den största torrdepositionen erhålles i skogsmark i starkt kvävebelastade områ-den.

Kvävet härrör från utsläpp av kväveoxider och ammoniak. Kväveoxider-na släpps huvudsakligen ut från olika förbränningsprocesser i motorer och pannor genom att luftens kväve och syre reagerar vid hög temperatur. Ammoniak avgår vid djurhållning i samband med lagring och spridning av gödsel över åkrar. Kväveoxiderna har generellt ett längre spridningsavstånd än ammoniaken. Detta beror på att utsläppta kväveoxider behöver oxideras vidare till kväveföreningar med hög depositionshastighet för att effektiv deposition ska ske. Det reducerade kvävet har redan i emitterad form (am-moniak) en hög depositionshastighet. Den ammoniak som inte snabbt deponeras kring utsläppskällan, reagerar dock med sura gaser och partiklar i luften till ammoniumsalter som mycket fina aerosoler. Dessa partiklar sprids över stora avstånd (mer än 100 mil) tillsammans med nitrat och sulfatjoner, och har en förhållandevis lång uppehållstid i atmosfären.

Genomsnittligt deponeras ungefär lika mycket nitratkväve som ammoniumkväve över Sverige. I områden i södra Sverige med stora ammoniakutsläpp dominerar depositionen av reducerat kväve. I norra Sverige däremot överväger nitratdepositionen. Källorna till kvävedeposition över Sverige framgår av tabell 3.1.

För kväveoxider bidrar Sveriges utsläpp med mellan 10 och 20 % till den totala depositionen. Stora bidrag erhålles från Tyskland, Storbritannien och övriga EU-länder som tillsammans bidrar med ca 60 % i södra delarna av landet och ca 35 % i de norra. EU-länderna ger alltså de helt domine-rande bidragen till svenska ekosystem och en EU-strategi för att begränsa utsläppen av kväveoxider bör vara mycket viktig ur svensk synpunkt.

För ammoniumdepositionen ger de inhemska utsläppen det största depositionsbidraget, 25–45 % i de södra delarna av landet och 10–20 % i norr. Övriga länder som ger stora bidrag är Danmark, Tyskland och Polen, vilka alla tillhör våra grannländer. Inhemska åtgärder mot ammoniakutsläpp ger en avsevärt större effekt i vårt eget land än åtgärder mot kväve-oxidutsläppen.

BLE- KRONO- VÄST- STOCK- S NORR- N NORR

-KVÄVE- KINGE BERG KUSTEN HOLM LAND LAND

OXIDER % % % % % % Sverige 9 11 13 17 16 13 Baltikum 2 1 1 4 2 4 Norge 1 2 4 3 11 6 Tyskland 25 21 19 19 12 9 Storbrit. 11 15 19 8 9 6 Danmark 8 9 8 4 4 3 Övriga EU 14 15 15 14 12 16 Polen 10 6 4 9 6 4 Tjeckien 2 4 2 2 2 1 Övr. Öst 4 3 2 6 4 6 Hav 5 4 4 4 3 2 Känt 91 91 91 90 81 70 ursprung Okänt 9 9 9 10 19 30 ursprung AMMONIAK Sverige 44 34 25 22 17 10 Danmark 15 16 13 6 4 4 Norge 1 1 0 1 10 4 Baltikum 2 2 4 8 5 5 Tyskland 10 13 17 14 8 7 Storbrit. 4 4 2 3 3 2 Övr. EU 8 10 9 11 7 13 Polen 4 6 14 11 8 7 Övr. Öst 4 5 6 10 6 8 Känt 92 91 90 86 68 60 ursprung Okänt 8 9 10 14 32 40 ursprung

TABELL 3.1. Ursprungsland för det kväve som deponeras i olika delar av Sverige

Nedfallet varierar kraftigt över landet. Kartorna på sidan 23 visar medel-depositionen över 11 x 11 km beräkningsrutor med blandad markanvänd-ning. I verkligheten är de lokala variationerna avsevärt större än vad kar-torna visar, genom att markanvändningen så kraftigt påverkar torr-depositionens storlek. Totaldepositionen till skog i södra Sverige uppskat-tas i stora områden vara 1,5 till 2 gånger så stor som våtdepositionen. Den totala depositionen till öppen mark uppskattas vara i nivå med våt-depositionen. För att beräkna depositionen i olika områden krävs känne-dom om halter av kväveföreningar i såväl luft som nederbörd, lokala nederbördsmängder, samt markanvändningen.

En mer detaljerad beskrivning av den tidsmässiga och rumsliga variatio-nen i deposition över Sverige, samt bidrag från olika processer för deposi-tion kan ses i Lövblad et al. (1995)

Framtida depositionsutveckling

Den framtida depositionsutvecklingen styrs av hur effektivt åtgärdsarbetet mot luftföroreningsutsläpp kan drivas. För att göra långsiktiga bedöm-ningar av utvecklingen i ekosystemen, behövs långsiktiga prognoser för utsläppstrender. Som det är nu, kan dock inte några tillförlitliga prognoser göras för en längre tidsperiod än fram till 2010.

Utifrån förväntade utsläppsförändringar (se kapitel 2) kan prognoser för framtida depositionsförhållanden uppskattas med hjälp av EMEP-mo-dellens beräkningar (EMEP/MSC-W 1998). De utsläppsnedskärningar, som ligger inom ramen för redan beslutade åtgärder och nationella mål, ger tillsammans det så kallade referensscenariet (REF (J)) för förorenings-situationen år 2010. Multiprotokollets WGS scenario förespeglar förvän-tat utfall av multiprotokollet. Med de tak för nationella utsläpp som EU planerar, kan depositionen till år 2010 enligt det så kallade EU-H1scenariet beräknas.

Ur tabell 3.2 kan utläsas de depositionsförändringar som kan förväntas till år 2010 jämfört med situationen år 1990 för referensscenariet, Multi-protokollet och EUs H1-scenario:

Till år 2010 förväntas depositionen av oxiderat kväve (nitrat) enligt de tre scenarierna minska kraftigt, till i storleksordningen 2,5 kg N per ha οch år i de södra delarna av landet och knappt 1 kg N per ha och år i norr. Detta motsvarar generellt sett en minskning med 50–60 % i södra Sverige jämfört med 1990, och 40–50 % i norr. Depositionen av reducerat kväve (ammoniak) över Sverige förväntas minska med 15–20 % jämfört med 1990. Depositionen beräknas bli ca 3 kg i södra Sverige och ca ett halvt kg per ha

och år i Norrland. Dessa värden anger depositionen som ett medelvärde över större områden med blandad markanvändning. I skogsmark kommer depositionen att vara något högre.

Under förutsättning att beslutade åtgärder genomförs enligt plan, kom-mer miljöläget att förbättras avsevärt, med åtföljande chans till återhämt-ning för ekosystemen.

TABELL 3.2. Uppskattade depositionsnivåer (kg N/ha ⋅ år) år 2010 som medelvärden

över större ytor och i förhållande till 1990 års deposition för några olika regioner i Sverige. Baserat på EMEP modellens beräkningar (EMEP/MSC-W, 1998). SCENARIER DEPO- BLE- KRONO- VÄST- STOCK- S NORR- N NORR

-SITION KINGE BERG KUSTEN HOLM LAND LAND

TOTAL-N REF År 2010 5,55 5,93 5,18 3,78 1,54 1,31 (J) % av 1990 66 60 65 68 64 66 Multiprot. År 2010 5,73 5,92 5,18 3,80 1,56 1,31 (WGS 31b) % av 1990 68 60 65 68 65 66 EU Takdir. År 2010 5,20 5,36 4,80 3,54 1,47 1,25 (H1) % av 1990 62 54 60 63 61 63 NO x REF År 2010 2,35 2,69 2,54 2,08 0,89 0,84 (J) % av 1990 51 44 51 57 54 59 Multiprot. År 2010 2,35 2,56 2,54 2,08 0,89 0,84 (WGS 31b) % av 1990 51 42 51 57 54 59 EU Takdir. År 2010 2,44 2,35 2,35 1,94 0,85 0,80 (H1) % av 1990 53 39 47 53 51 56 NH₃ REF År 2010 3,20 3,24 2,64 1,70 0,65 0,47 (J) % av 1990 85 84 86 87 88 85 Multiprot. År 2010 3,38 3,36 2,64 1,72 0,67 0,47 (WGS 31b) % av 1990 89 87 86 88 91 85 EU Takdir. År 2010 2,76 3,01 2,45 1,60 0,62 0,45 (H1) % av 1990 73 78 80 82 84 82

Minskar nedfallet av kväve över Sverige?

Ja, sannolikt. Mätningar av ammonium-och nitrathalter i nederbörd antyder en nedåtgående trend. Just nu pågår en utvärdering av trender inom miljö-övervakningens ram. Denna kommer att visa på den statistiska signifikansen hos observerade trender.

Mätningar av NO₂ i svensk tätorts-luft visar på avsevärt minskande halter, 30–50 % beroende på tätortens läge, storlek och utsläpp. Minskningar syns också i andra europeiska länder, vilket visar på de utsläppsminskningar som sker, främst tack vare en alltmer ökande katalysatoranvändning.

Utsläppen av kväveoxider i Europa har enligt tillgängliga inventeringsdata minskat med cirka 20 % mellan 1990 och 1996. För ammoniak föreligger även data som visar på en minskning av utsläppen i ungefär motsvarande omfattning.

Hur fördelar sig nedfallet mellan oxiderat och reducerat kväve?

För Sverige finns ett nära nog 1:1-för-hållande mellan halten nitrat och am-monium i nederbörden. För det torra nedfallet förekommer variationer med högre nedfall av reducerat kväve nära jordbruksområden.

Vilken betydelse har utländska källor för kvävenedfallet i Sverige?

För nedfallet av oxiderade kväve-föreningar svarar internationella källor för cirka 85 % av nedfallet i Sverige. För ammoniak är de inhemska källorna mer betydelsefulla. För Sverige som helhet är den inhemska andelen cirka 35 %. Detta gäller hela Sverige enligt balanser för 1998 beräknade av EMEP.

Kommer nuvarande åtgärdsplaner att medföra att nedfallet av kväve i Sverige når under kritisk belastning?

Nej, i de områden som idag har störst nedfall kommer även efter nu plane-rade åtgärder nedfallet att vara över den kritiska belastningen. Detta gäller främst skogar, hedar och myrmarker i Skåne, Halland, Blekinge, Bohuslän och angränsande delar av Småland.

H

UR

PÅVERKAS

KVÄVEDYNAMIKEN

I

SKOGSMARKEN

?

PETER HÖGBERG, GÖRAN BENGTSSON, DAN BERGGREN,

MONA HÖGBERG, INGVAR NILSSON, HANS-ÖRJAN NOHRSTEDT,

TRYGGVE PERSSON & MICHAEL SJÖBERG

K

väve är det näringsämne, som växter behöver i störst mängd, och i många ekosystem, till exempel i tempererade skogar, är tillgången på kväve normalt begränsande för växtproduktionen. Kvävetillgången regle-rar också många komplexa interaktioner i ekosystemen, bl a interaktioner mellan olika trofiska nivåer. Därför skiljer sig ett kvävebegränsat ekosystem högst väsentligt från ett kvävemättat system. Kvävets dynamik i marksyste-met är komplex, men av central betydelse för förståelsen av kvävets roll i ekosystemet.

Förhöjd tillgång på kväve, exempelvis som ett resultat av kvävedeposi-tion, kan leda till en rad oönskade effekter. Överskott av kväve lakas ut ur systemet, främst som nitrat, vilket leder till förorening av grundvatten och eutrofiering av kustnära hav. Nitrat som lakas ut åtföljs av positivt laddade motjoner, såsom vätejoner och aluminium, vilka orsakar försurning av det mottagande systemet, eller baskatjonerna kalcium, kalium och magne-sium, vilket leder till försurning av den utlakade marken. Nitrat kan också bilda lustgas, N₂O, vilket kan bryta ned ozonskiktet. I och med att kväve-tillgången oftast begränsar produktionen, är kvävekväve-tillgången också direkt kopplad till ekosystemens förmåga att binda atmosfärisk koldioxid, och därmed även till klimatfrågan.

I detta kapitel diskuteras hur kvävedepositionen adderar till den natur-liga kvävecykeln, och hur detta påverkar i första hand marksystemet. Kapit-let fokuserar i hög grad på relationen mellan dos (nivå på kvävedeposition) och respons (ekosystemeffekter, främst effekt på utlakning av kväve), och på skillnader mellan olika skogsekosystem i detta sammanhang.

Kapitel 4

FAKTA – KVÄVEMÄTTNAD

Det pågår en diskussion om hur begreppet kvävemättnad skall defi-nieras. En definition som ansluter till det kemiska mättnadsbegrep-pet, säger att ett kvävemättat ekosystem är ett system där förlusterna av kväve är lika stora som tillskotten. Fördelen med denna definition är att den är strikt och inte ger möjlighet till olika tolkningsmöjlighe-ter. Nackdelen kan vara att en förhöjd (och för vissa organismer skad-lig) kvävetillgång inte inbegrips (men dessa tillstånd kan beskrivas med andra termer) (Binkley & Högberg, 1997).

I en annan definition vidgas begreppet till att omfatta system där man kan mäta en förhöjd kväveutlakning, d v s en förhöjning över en viss bakgrundsnivå. Fördelen är då att man tidigt uppmärksammar effek-terna av kvävedeposition. Nackdelen är att man avviker från den ke-miska definitionen av mättnad, att man får problem att fastställa ett självklart gränsvärde, och att man kan inbegripa snabbt övergående och naturliga tillstånd (exempelvis stormfällningar) i begreppet. Ytterligare en möjlighet är att definiera kvävemättnad som ett till-stånd där kvävetillgången överstiger växters och mikroorganismers behov av kväve. Denna definition fokuserar på kvävebehovet för or-ganismer i ekosystemet men säger alltså inte något om i vilken om-fattning kväve läcker ut från systemet (Aber m fl, 1989)

Vi har valt att ansluta oss till den första definitionen och använder begrepp såsom förhöjd kvävetillgång för att beskriva de tillstånd som avses i de fall där kvävetillgängligheten är förhöjd, men förlusterna inte är i nivå med tillskotten.

Kvävedepositionen har ökat kväveförråden

Kväve ingår sällan i markens mineral och tillförs därför (olikt kalcium, fos-for m fl, ämnen) generellt inte via vittring. Historiskt (fram till för hundra år sedan) har det mesta kvävet bundits in i ekosystemen genom biologisk kvävefixering (kvävgas i luft, N₂, reduceras av vissa bakterier, ensamma eller i symbios med växter, till ammoniak, som sedan binds till kolkedjor för att bilda aminosyror). En mindre del av ekosystemens kväve har bundits vid elektriska urladdningar i samband med åskväder. Dagens höga produktion av handelsgödselkväve och fixeringen av kväve vid förbränningsprocesser inom industri och vid transporter har lett till att den årliga globala

kväve-tillförseln fördubblats (Vitousek m fl, 1997). Analyser av den grönländska inlandsisen bekräftar att det under tusentals år funnits en viss mer eller mindre stabil bakgrundsdeposition av kväve, men att det under de senaste decennierna skett en tydlig ökning av depositionen (Mayewski m fl, 1986). Våra skogars kväveförråd är resultatet av balansen mellan tillförsel och förluster under de 9000–12000 år som gått sedan den senaste nedisning-en. Det naturliga tillskottet av kväve (den naturliga bakgrundsdepositio-nen + biologisk kvävefixering) torde ha lett till en årlig tillförsel av 1–2 kg kväve per hektar och år. Detta skulle potentiellt kunna betyda en ackumu-lerad tillförsel av ca 10–20 ton kväve per hektar efter den senaste istiden. Oftast är dock kväveförrådet betydligt mindre, sannolikt främst beroende på mer eller mindre frekventa bränder i våra barrskogar (Zackrisson, 1977), men också beroende på utlakning av framför allt organiska kväveförening-ar (Hedin m fl, 1995).

Skogsekosystemets totala kväveförråd (i vegetationen och i marken ned till 0,5 m djup) varierar grovt sett från 1 ton per hektar i magra norrländ-ska skogar till 10 ton per hektar i sydsvennorrländ-ska skogar (Nohrstedt, 1993). Undantagsvis torde ännu lägre värden kunna förekomma i hällmarkstall-skogar, men data saknas. Högre värden än 10 ton kväve per hektar kan förekomma företrädesvis i torvmarksskogar (Holmen, 1964), och är ett resultat av dels mindre förluster genom brand i dessa fuktiga ekosystem, dels en import av kväve från högre liggande fastmarker. Generellt ökar kväveförråden (och även omsättningen av kväve) nedför större sluttningar beroende på dels transport av kväve från inströmningsområden till utström-ningsområden, dels en ökande omsättning av kväve, och sannolikt även en ökande kvävefixering, med ökande fuktighet och pH, vilket leder till stora variationer i skogsproduktion och florans sammansättning (Giesler m fl, 1998; Högberg, 2000).

Till ekosystemens kvävekapital har den mänskligt betingade depositio-nen adderat grovt uppskattat 500–1000 kg per hektar de senaste 100 åren i de mest utsatta delarna av södra Sverige. Av detta följer att det antropo-gena tillskottet av kväve till sydsvensk skog motsvarar en ökning av med grovt räknat som mest 50–100 % (den senare siffran är en uppskattning för hällmarkstallskogar i sydvästra Sverige) och som minst med mindre än 5 %.

Det mesta kvävet i marken är bundet till humus

Större delen av våra skogars kvävekapital, ofta mer än 80–90 %, finns i marken (Nykvist, 1977; Nohrstedt, 1993). En betydande mängd kväve finns i podsolernas mårlager, men förvånansvärt mycket finns också i

humusämnen i markens översta mineraljordsskikt, särskilt i den s k rostjor-den. Förenklat kan man dela in kvävekapitalet i marken i olika s k delförråd eller pooler (figur 4.1.) med olika storlek och olika omsättningstid. Den dominerande poolen är kväve bundet i död organisk substans, främst hu-mus, som omsätts mycket långsamt, sannolikt lika långsamt som det kol, vilket det är bundet till. Detta skulle i så fall innebära en omsättningstid om 20–100 år i mårlagret och 200–500 år, till och med 1000 år eller mer för kvävet i anrikningshorisonten, rostjorden (Tamm & Östlund, 1960; Tamm & Holmen, 1967). En annan relativt stor pool är mer nedbryt-ningsbar för mikroorganismer och kan betecknas som den långsamt ned-brytbara poolen med omsättningstider om månader till år (Binkley & Hart, 1989). Snabbare, med omsättningstider om veckor till månader, omsätts kvävet i mikroorganismer såsom bakterier och svampar (Binkley & Hart, 1989). Denna pool av kväve utgör ca 10 % av det totala kvävekapitalet i den övre biologiskt mest aktiva delen av marken (tabell 4.1.). Den allra snabbaste omsättningstiden, någon enstaka dag, har de oorganiska pooler-na ammonium och nitrat (Davidson m fl, 1992; Hart m fl, 1994), och sannolikt även poolen av fria organiska kväveföreningar såsom aminosyror och proteiner. Detta gäller främst mark med stark kvävebegränsning; om-sättningshastigheterna torde vara väsentligt lägre i ekosystem med stora förråd av ammonium och nitrat. I tabell 4.1. ges ett exempel på några kväve-poolers storlek i mårlagret i en kvävebegränsad nordsvensk barrskog.

VÄXT

(år(blad) – 100-tals år(ved)) MARK

Mikrobiellt kväve Fria aminosyror Ammonium Nitrat (veckor–månader) (dagar–veckor) (dagar -?) (dagar -?)

Mer lättnedbrytbara organiska kväveföreningar (månader-år)

Mycket svårnedbrytbara kväveföreningar (exemplevis kväve i humus) (100-tals – 1000-tals år?)

Figur. 4.1. Kvävet i växt och mark kan delas in i olika pooler (fraktioner) med olika storlek och omsättningstider (inom parenteser).

TABELL 4.1. Förråd av kväve i mårlagret i en nordsvensk barrskog

(Näsholm m fl, 1998). Siffrorna är i kg kväve per ha.

Totalt förråd (mest kväve bundet till svårnedbrytbar humus) 300

Kväve i mikroorganismer 30

Extraherbart organiskt kväve (Aminosyror i marklösnigen

och löst bundet till markpartiklar) 1

Extraherbart oorganiskt kväve (ammonium + nitrat)

i marklösningaen och löst bundet till markpartiklar) 0,3

Växter kan även utnyttja organiska kväveföreningar

Omsättningen av kväve i marken är under stark biologisk kontroll. Tradi-tionellt har man ansett att växter endast kan ta upp oorganiska kvävefor-mer (ammonium och nitrat), och att organiska kväveföreningar därför först måste brytas ner till oorganiska, mineraliseras, innan de blir tillgängliga för växterna. Det har dock diskuterats allt mer kring möjligheten att skogsväx-ter, framför allt via sina mykorrhizasvampar, skulle kunna tillgodogöra sig enklare organiska kväveföreningar. Dessa resonemang har stötts dels av modellförsök på laboratorium (Smith & Read, 1997), dels av det faktum att i många sura skogsjordar med hög kvot mellan kol och kväve (C/N) sker det ingen s k nettomineralisering under flera veckor till månader när jordprover inkuberas på laboratorium (Persson, 1995). Grova modellbe-räkningar baserade på data från laboratorieförsök med sådana jordar anty-der ett stort unanty-derskott i beräknad nettokvävemineralisering i relation till skogsträdens upptag (Persson,1995). Helt nyligen påvisades också för första gången upptag av en intakt aminosyra, glycin, direkt i fält (Näsholm m fl, 1998).

Markens ammonium- och nitratpooler

kan omsättas på en dag

Genom tillförsel av små mängder kväve-15-inmärkt ammonium till mar-ken kan man följa hur snabbt det märkta kvävet späds ut med omärkt am-monium. Denna s k bruttomineralisering av kväve kan vara mycket snabb även i en barrskogsjord (Davidson m fl, 1992; Hart m fl, 1994). Vid netto-mineraliseringsstudier avläser man bara nettoproduktionen av mineral-kväve och ser alltså inte, att det nyproducerade mineralmineral-kvävet hela tiden snabbt tas upp av mikroorganismer (och i naturen även av rötter med mykorrhiza). Bruttoomsättningsstudierna visar att omsättningen av markens

ammonium- och nitratpooler sker inom någon enstaka dag, i jordar där förråden av ammonium och nitrat är små. Sådana korta omsättningstider gör det möjligt att mineraliseringsprocessen kan försörja träden med mer oorganiskt kväve än vad nettomineraliseringsstudier antyder. Hittills har dock inte och bruttomineralisering jämförts i skogsmark där netto-mineraliseringen inte påvisats. Vi kan därför inte uttala oss mer exakt om proportionerna mellan organiska och oorganiska kvävekällor vid trädens kväveupptag.

Upptaget (assimilationen) av oorganiskt kväve av mikroorganismer, s k immobilisering, kräver att mikroorganismerna har tillgång till lätt nedbryt-bara kolföreningar (Hart m fl, 1994; Kaye & Hart, 1997), dels för att assimilationen av oorganiskt kväve kräver energi, och dels för att det oor-ganiska kvävet måste bindas till en kolförening för att bilda en organisk kväveförening (i första hand en aminosyra). Därför har markens kol/kväve-kvot en central betydelse för kvävedynamiken (se Kväveretention och kol/ kvävekvoten).

FAKTA – PROCESSEROCHTERMER

Kvävemineralisering (ammonifiering, kvävemobilisering) är en

pro-cess som främst försiggår inne i cellerna på mikroorganismer och markdjur. Till exempel att en aminosyra uppdelas i ammoniak och en organisk syra. Ammoniaken avges genom cellmembranen och bildar ammonium i sur miljö. Följande förenklade formel sammanfattar mi-neraliseringsprocessen:

Organiskt N → NH₄+ + kolförening

Nitrifikation:

Autotrof nitrifikation = ammonium oxideras av mikroorganismer (via nitrit) till nitrat i två steg (samtidigt som den energi som frigörs vid oxidationen används till att assimilera CO₂):

2NH₄+ + 3O₂ → 2NO₂- + 2H₂O + 4H+ 2NO₂- + O₂ (från H₂O) → 2NO₃

-Heterotrof nitrifikation = oxidation av ammonium/ammoniak eller en organisk kväveförening till nitrat (utan att nitrifierarna får energi från oxidationen) enligt följande förenklade formel:

Organiskt N → NO ₃

-Jonbyte:

Joner binds med hjälp av elektrostatiska krafter till partiklar i marken. Dessa partiklar är vanligen negativt laddade, varför ammonium (NH₄+) binds hårdare än nitrat (NO₃-).

Denitrifikation:

Nitrat reduceras till lustgas och/eller kvävgas i närvaro av en kolkälla (som oxideras) enligt följande förenklade formel:

NO₃- → NO₂- → NO → N₂O → N₂

Nitratreduktion (i växter eller mikroorganismer):

Reduktion av nitrat till nitrit (vilket sedan följs av reduktion till am-monium och därefter assimilering in i en aminosyra)

Kväveimmobilisering:

Oorganiskt kväve assimileras av markmikroorganismer. Oorganiskt kväve kan även immobiliseras kemiskt genom att nitrit binds till feno-ler elfeno-ler att ammoniak reagerar med kinoner.

Humus:

Samlingsbeteckning för i hög grad nedbrutet och omformat orga-niskt material bestående av stora molekyler sammansatta av kombina-tioner av aromatiska ringar och mer eller mindre långa kolkedjor.

Polyfenoler:

Nedbrytningsprodukter från exempelvis lignin bestående av aroma-tiska ringar, vilka är svårnedbrytbara, och bildar delar av humusmole-kyler.

Kinoner :

Aromatiska ringar, bildas från kolhydrater, polyfenoler (lignin) och melaniner (syntetiseras av mikroorganismer), beståndsdel i humus.

Mykorrhiza:

”Svamprot”, symbios mellan växtrötter och vissa svampar. De flesta av våra skogsträd bildar s k ektomykorrhiza som består av en svamp-mantel runt rötterna och ett nätverk av hyfer, som penetrerar dels inåt roten (mellan cellerna) dels utåt i marken. Svampen får kol från trädet, och ger i sin tur trädet ökad tillgång till vatten, kväve, fosfor m m.

Kväve-15 (15_N):

Kväveatom med en extra neutron i atomkärnan. Det mesta kvävet, 99,6 % av atomerna, har 7 protoner och 7 neutroner i kärnan (kvä-ve-14), men kväve-15 har 8 neutroner. Denna stabila (icke-radioakti-va) isotop har stor användning i biologisk och ekologisk forskning. På grund av att kväve-14 nästan totalt dominerar naturligt, är det relativt lätt att följa kväve-15 som tillsatts i ekosystem.

Samband mellan markens surhet och kvävetillgång

Det finns ett statistiskt samband mellan markens surhetsgrad (pH) och växt-samhällets, inte minst trädens, produktion (för referenser se Giesler m fl, 1998). Detta har av många tolkats som att träden har ett stort behov av baskatjoner (mycket baskatjoner ger högt pH), och till och med att till-gången på baskatjoner (Ca, Mg, K) direkt begränsar skogsproduktionen (exempelvis Sverdrup m fl, 1992a, 1994). Försurning på grund av mänsk-ligt betingad deposition skulle därmed på ett mycket direkt sätt minska skogsproduktionen. Emellertid är trädens behov av baskatjoner relativt li-tet med undantag för kalium (Linder, 1995). Trädens behov av kalcium är betydligt mindre än behovet av kväve, men förekomsten av kalcium är av största betydelse för markens pH, och därmed för markmikroorganismer-nas aktivitet.

Experimentell skogsforskning visar att tillsatser av kväve ökar skogspro-duktionen generellt i Sverige (med undantag av ett antal lokaler i sydvästra Sverige, se Binkley & Högberg, 1997), trots att behandlingen oftast mins-kar markens pH. Samtidigt visar försök med kalkning (som höjer markens pH) att skogsproduktionen kan minska på grund av ökad mikrobiell im-mobilisering av kväve (med undantag av några fall i sydvästra Sverige). Av detta kan vi sluta oss till att skogsträdens produktion oftast är begränsad av brist på kväve (återigen med undantag av ett fåtal lokaler i sydvästra Sverige). Den starka korrelationen mellan markens pH och skogsproduktionen för-klaras sannolikt av betydelsen av markens pH för den mikrobiella omsätt-ningen av kväve (Giesler m fl, 1998), men är inte en effekt som uppnås omedelbart efter en kalkning (Högberg, 1999). Ett intressant fenomen i detta sammanhang är den regelmässiga ökningen av skogsproduktionen när man förflyttar sig nerför större sluttningar. Ökningen i skogsproduk-tion följer ökningar i pH och tillgängligheten av kväve kopplad till ut-strömning av grundvatten (Giesler m fl, 1998; Högberg, 2000).

Det deponerade kvävet tas först upp

av mikroorganismer och växter

En del av kvävet i nederbörden tas upp direkt av trädkronorna och av växter i fält- och bottenskikt och når därför inte marken direkt. Resterande del når marken tillsammans med en del av det tidigare torrdeponerade kvävet, som regnet tvättat ut ur växternas bladverk. Detta kväve består av en blandning av kväveföreningar: ammonium, nitrat, aminosyror, prote-iner och kväve bundet i mer komplexa föreningar i partiklar. I sydvästra Sveriges skogar dominerar ammonium och nitrat, och proportionerna

mellan dessa bestäms av inflytandet av olika föroreningskällor (kapitel 3). Detta betyder att luftföroreningskvävet huvudsakligen ökar de kväve-pooler i marken, som dels har snabb omsättning och dels är mycket tillgäng-liga för upptag av mikroorganismer och växter. I fallet nitrat rör det sig därtill om en jon som binder svagt till markpartiklarna och därför potenti-ellt är mycket rörlig i marken.

Oavsett det rör sig om ammonium, nitrat eller en aminosyra kommer det deponerade kvävet att omedelbart delta i cykler av mikrobiell immobi-lisering-mobilisering, bindas till katjon- respektive anjonbindningsställen på markpartiklar samt eventuellt tas upp av växter. Beroende på främst den allmänna tillgängligheten av kväve i systemet, men även på mängden ne-derbörd, markens initiala fukthalt, textur och struktur m m kommer nitrat att flyttas nedåt i markprofilen med olika hastighet, men hela tiden poten-tiellt utsatt för biologiskt upptag och omvandling till andra former av kväve. Det har spekulerats kring att snabba flöden i större s k makroporer skulle göra det möjligt för nitrat i depositionen att snabbt passera genom markprofilen ned till grundvattnet utan att delta i några biologiska proces-ser. Under de flesta förhållanden på jordar med mer normalt djup (>0,5 m) behöver dock vattnet från ett specifikt regn många dagar-veckor innan det når grundvattnet, och enklare kvävekällor torde högst sannolikt hinna omsättas biologiskt flera gånger under denna tid.

Beroende på tiden efter tillförsel kommer det tillförda kvävet att återfin-nas i olika hög grad och i olika delar av ekosystemet. Detta är särskilt up-penbart i studier där kväve-15 tillförs. En mycket stor andel av det tillförda kvävet återfinns snabbt hos mikroorganismerna, vilket även inbegriper svamphyfer bundna till växternas mykorrhizor (Näsholm m fl, 1998). Re-tentionen i marksystemet är sett över kortare perioder ofta nära nog 100 % (exempelvis Berggren m fl, 1998; Sjöberg & Persson, 1998). Med tiden sprider och blandar sig det märkta (kväve-15) kvävet med äldre (och nya-re) omärkt kväve i systemet, och det ger en bild av vad som sker på längre sikt.

I samband med skogsgödsling har man studerat vart gödselkvävet tagit vägen. Man har vanligen återfunnit mindre än 20 % av tillfört kväve i träd-en två år efter tillförseln, medan markträd-en beräknades innehålla 50–60 % av tillfört kväve. I en grundlig undersökning, där kväve-15 tillfördes med en gödselgiva om 150 kg kväve per hektar fick man i stort sett samma fördel-ning (Melin, 1986). Detta försök visade också att om kvävet gavs som nitrat var upptaget i träden högre, utlakningen högre och immobilisering-en i markimmobilisering-en lägre än om kvävet gavs som ammonium.

Nitrifikation och denitrifikation

Processen nitrifikation, d v s den mikrobiella oxidationen av ammonium till nitrat, är av en särskild betydelse i kvävets biogeokemi på grund av nitratets rörlighet i marksystemet. Marken har en stor kapacitet för att bin-da katjoner, men inte anjoner som nitrat. I frånvaron av en kraftig biolo-gisk sänka (växter och mikroorganismer med stort behov av kväve) och under humida förhållanden utlakas nitrat därför lätt. Därtill kan vissa mik-roorganismer vid låg syretillgång använda nitrat (och inte syre) som slutlig elektronacceptor vid processen denitrifikation, varvid kväve förloras från systemet som gaserna N₂O (dikväveoxid eller lustgas, som är en s k växthus-gas) och/eller N₂ (kvävgas).

FAKTA – AUTROTROFOCHHETEROTROFNITRIFIKATION

Man skiljer på den klassiska, kemoautotrofa, nitrifikationen och hete-rotrof nitrifikation. Autotrof ( = organismerna, växter och vissa bak-terier, binder själva sitt kol från CO₂ eller HCO₃-_{) nitrifikation utförs} av åtminstone två släkten bakterier (Nitrosomonas och Nitrobacter) och sker i två steg; först från ammonium till nitrit, och därefter vidare oxidation av nitrit till nitrat. Denna process är pH-beroende, och fö-rekommer endast i begränsad omfattning vid pH under 5,5 (trots att processen är försurande i sig). På senare tid har man emellertid mer och mer uppmärksammat förekomsten av den autotrofa nitrifierande bakterien Nitrosospira, som förekommer i både syratoleranta och sy-rakänsliga former. Heterotrof (organismerna utnyttjar organiskt bun-det kol och inte CO₂) nitrifikation utförs främst av vissa svampar och bakterier. De utnyttjar därvid organiska kväveföreningar som substrat direkt, t ex aminer el amider, men även ammonium. Processen är inte lika uttalat känslig för markens surhet som den autotrofa nitrifikatio-nen tycks vara.

Denitrifikation är vanlig i syrefri miljö (på senare tid har man dock diskute-rat denitrifikation som en möjlighet vid relativt höga koncentdiskute-rationer av syre; Lloyd 1993), och kräver tillgång till nitrat och kolkällor. Reaktionen utförs av relativt många arter av bakterier. Många av de heterotrofa nitri-fierarna är också denitrifierare. Under neutrala förhållande (pH runt 7) blir N₂ den dominerande produkten, men andelen N₂O ökar med ökande aciditet.