Skogsmarkskalkningens effekter på kemin i mark, grundvatten och ytvatten i SKOKAL-områdena 16 år efter behandling

Transkript

1 RAPPORT Skogsmarkskalkningens effekter på kemin i mark, grundvatten och ytvatten i SKOKAL-områdena 16 år efter behandling Stefan Löfgren, Therese Zetterberg,, Per-Erik Larsson, Neil Cory, Malin Klarqvist, Veronika Kronnäs, Lars-Ove Lång

2 Skogsstyrelsen april 2008 Författare Stefan Löfgren, Inst för miljöanalys, SLU Uppsala Therese Zetterberg, IVL Svenska Miljöinstitutet AB Per-Erik Larsson, Asa försökspark, SLU Asa Neil Cory, Inst för skoglig resurshushållning, SLU Umeå Malin Klarqvist, IVL Svenska Miljöinstitutet AB Veronika Kronnäs, IVL Svenska Miljöinstitutet AB Lars-Ove Lång, SGU Göteborg Projektledare Karin Hjerpe Fotograf Per-Erik Larsson Papper Colotech+ Tryck SJV, Jönköping Upplaga 180 ex ISSN BEST NR 1803 Skogsstyrelsens förlag Jönköping

3 Innehåll 1 Förord 1 2 Sammanfattning 2 3 Bakgrund 4 4 Mål för utvärderingen 6 5 Motiv för skogsmarkskalkning har varierat Historisk tillbakablick Nuvarande syfte 10 6 Nuvarande kunskapsläge Markkemiska effekter Markvattenkemiska effekter och provtagningsmetodik Kemiska effekter Provtagningsmetodik Grundvattenkemiska effekter Ytvattenkemiska effekter 17 7 Områdesbeskrivning SKOKAL-försöken SKOKAL områdesbeskrivning Markanvändning och klimat Kalkningsmetodik och stormskador Vattendragens kemiska karaktär Okalkade områden Markanvändning och klimat Vattendragens kemiska karaktär 40 8 Metoder Markkemi Försöksupplägg Provtagning mark Provberedning och kemiska analyser mark Surhetstillstånd Markvatten Provtagning - markvatten Kemiska analyser - markvatten Transektstudie mark och grundvatten Försöksupplägg och provtagning mark och grundvatten Kemiska analyser mark och grundvatten Bäckvatten Provtagning bäckvatten - SKOKAL Kemiska analyser bäckvatten - SKOKAL Provtagning bäckvatten - okalkade områden Kemiska analyser bäckvatten - okalkade områden 56

4 RAPPORT 16/ Bedömning av surhetstillstånd Trendanalyser WHAM-simuleringar MAGIC-simuleringar Avrinningsområdeskaraktär och vattenkemi 67 9 Resultat och diskussion Markkemiska effekter Surhetstillstånd Trender Kalkens nedträngning i markprofilen Dos-respons samband Inaktivering av kalk Slutsatser markkemi Markvatten- och grundvattenkemiska effekter Slutsatser markvattenkemi Markkemin i grundvattentransekterna Kalkeffekter på grundvattenkemin i in- och utströmningsområden Slutsatser grundvattenkemi Ytvattenkemiska effekter Surhetstillstånd 1991 enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder Uppmätta vattenkemiska trender i bäckarna Framtida försurningsutveckling enligt MAGIC Slutsatser bäckvattenkemi Avrinningsområdeskaraktär och vattenkemi Framtida effektuppföljning Slutsatser Erkännanden och tack Litteratur/källförteckning Bilagor 124

5 RAPPORT 16/ Förord Skogsstyrelsen har bedrivit försöksverksamhet kring åtgärder mot markförsurning under drygt 17 år. Mot bakgrund av vunna insikter och erfarenheter presenterades år 2001 ett åtgärdsprogram Åtgärder mot markförsurning och för ett uthålligt brukande av skogsmarken (Skogsstyrelsen 2001). Åtgärdsprogrammet inriktade sig på åtgärder mot försurning orsakad av luftföroreningar, kompensation för det näringsuttag som sker vid skörd av skogsbiomassa, främst grot-uttag, samt anpassade skogsbruksåtgärder för uthålligt brukande av skogsmarken. Genomförandet av åtgärdsprogrammet föreslogs omfatta en förberedelsefas på tre år och en påföljande åtgärdsfas på omkring tio år. Förberedelsefasen gick i åtgärdsprogrammet ut på att utreda och besvara de kvarstående frågeställningar som hade identifierats. Även en relativt omfattande praktisk verksamhet ingick i syfte att utveckla verktyg för det praktiska genomförandet. Hösten 2004 beslutade regeringen att via Naturvårdsverkets kalkningsanslag avsätta högst 10 miljoner kronor till Skogsstyrelsens arbete med åtgärder mot skogsmarksförsurning. Skogsstyrelsen arbetade, i samråd med Naturvårdsverket, fram en projektplan för perioden 2005 till Denna baserades på förberedelsefasen i Skogsstyrelsens åtgärdsprogram men fokuserades mer på forskning och utvärdering och namnet ändrades från förberedelsefasen till utvecklingsfasen. I projektplanen ingick ett antal studier, bland annat den som presenteras i denna rapport. Syftet med studien som presenteras i denna rapport var att analysera effekterna av kalkning på kemin i mark, markvatten, grundvatten och ytvatten. Studien genomfördes i ett antal kalkningsförsök som anlagts i Skogsstyrelsens regi i början av 90-talet. Vidare jämfördes återhämtningen i de kalkade områdena med den i områden som inte kalkats. Rapporten ingår i Skogsstyrelsens rapportserie där författarna står för innehåll och slutsatser. Jönköping 2008 Karin Hjerpe Projektledare 1

6 RAPPORT 16/ Sammanfattning Regeringen beslöt 2004 att Naturvårdsverket under tre år skulle avsätta 10 Mkr per år till Skogsstyrelsen för att bl.a. utreda och besvara ett antal identifierade frågeställningar i Skogsstyrelsens föreslag till åtgärdsprogram mot markförsurning (Skogsstyrelsen 2001). Inom ramen för verksamheten Mark och vatten i balans (Movib) tog Skogsstyrelsen i samråd med Naturvårdsverket fram en verksamhetsplan för hur dessa medel skulle användas och ett av syftena var att: ge ett underlag till ställningstagande om markkalkning är en metod som bör användas, som ett komplement till ytvatten- och våtmarkskalkning, för att påskynda återhämtning från antropogen försurning i mark, mindre sjöar och vattendrag i sydvästra Sverige. Skogsstyrelsen analys- och kriteriegrupp framförde önskemål om en fördjupad utvärdering av den långsiktiga effekten av skogsmarkskalkning på mark-, grundvatten- och bäckvattenkemin i de så kallade SKOKAL-områdena, som varit en del av försöksverksamheten sedan En sådan utvärdering är en grannlaga uppgift bl.a. med tanke på att storskalig skogsmarkskalkning är en kontroversiell åtgärd där dess positiva effekter och behovet av åtgärden ifrågasatts både av vetenskapliga institutioner och ideella organisationer och man har dragit olika slutsatser både vad gäller behovet av storskaliga åtgärder och metodens effekter på mark och vatten. Försöksverksamhetens resultat är dessutom svåra att utvärdera eftersom de inte utformats med ett vetenskapligt försöksupplägg. Trots försöksuppläggets begränsningar har vi i denna fördjupade utvärdering försökt ge en så vetenskapligt korrekt bild som möjligt av hur markkalkning med ca 3 ton kalk/ha påverkat de mark-, grundvatten- och ytvattenkemiska förhållandena i SKOKAL-områdena under de drygt 17 år som projektet pågått. Markkalkningens effekter har jämförts med Skogsstyrelsens (2001) målsättning för åtgärdsprogrammet mot markförsurning och effekterna har värderats i enlighet med Naturvårdsverkets (1999, 2002, 2007) vedertagna eller föreslagna bedömningsgrunder. Det övergripande målet med Skogsstyrelsens (2001) åtgärdsprogram mot markförsurning och ett uthålligt brukande av skogsmarken är att skogsmarkens närings- och syra/bas-status skall medge en bevarad biologisk mångfald i skogslandskapets skogs- och vattenekosystem samt en uthållig virkesproduktion. Som ett viktigt delmål anges att skogsmarkens läckage av aluminium och vätejoner till yt- och grundvatten skall långsiktigt minska till nivåer som inte ger upphov till skador på den biologiska mångfalden i vattenekosystemet. Resultaten av de mark-, markvatten-, grundvatten- och ytvattenkemiska analyserna indikerar samstämmigt att skogsmarkskalkning med 3 ton kalk/ha är otillräckligt för att reducera halterna vätejoner och oorganiskt aluminium i SKOKALbäckarna i enlighet med Skogsstyrelsens målsättning. SKOKAL-försöken visar också att den naturliga återhämtningen från försurningen under de inledande 16 åren har överskuggat eventuella ytvattenkemiska effekter av kalkningen. Med tanke på den tämligen höga hastighet varmed den naturliga återhämtningen förefaller fortskrida måste man därför ställa sig frågan om det är 2

7 RAPPORT 16/2008 nödvändigt att söka motverka ytvattenförsurningen genom storskalig spridning av kalk på skogsmark där effekten i ytvatten förväntas först efter år. Frågan är särskilt relevant då låga doser av kalk (ca 3 ton/ha) avses användas. Denna dos är vanligtvis för låg för att neutralisera all den aciditet som redan finns lagrad i marken och påverkan på ytvattenkemin i de avrinnande bäckarna blir därför mycket begränsad. Resultaten utesluter inte att skogsmarkskalkning med 3 ton/ha kan minska aluminiumhalterna i försurade bäckar i områden med begränsad mängd aciditet lagrad i de hydrauliskt aktiva jordlagren, t.ex. i områden med mycket tunna jordtäcken. Norska undersökningar visar att i sådana avrinningsområden kan metoden fungera. I Sverige är det mycket små skogsarealer som har dessa egenskaper och förutsättningarna att kunna behandla större sammanhängande skogsområden och uppnå Skogsstyrelsens målsättning för ytvattnen i dessa bedöms som osannolikt. Behandlingen har skapat ett förråd av utbytbara baskatjoner i markens humusskikt och mineraljordens övre 10 cm, som kan balansera mobila anjoner från framtida deponerade försurande ämnen och kompensera för uttag av baskatjoner via biomasseuttag. Hur dessa effekter skall värderas i relation till de mycket små effekterna i ytvattnen har inte ingått i vårt uppdrag att bedöma. 3

8 RAPPORT 16/ Bakgrund Naturvårdsverket inledde 1983 en försöksverksamhet med skogsmarkskalkning. Syftet var att pröva direkta åtgärder för att motverka försurningens effekter. Försöken var primärt upplagda för att svara på principiella frågeställningar och i mindre grad utformade för praktisk verksamhet (Staaf et al. 1996b). Därför gav regeringen 1989 Skogsstyrelsen i uppdrag att inleda en försöksverksamhet med syfte att planera och utveckla beredskap för kalknings- och vitaliseringsinsatser i skogsmark. Försöksverksamheten upphörde formellt 2003, men regeringen beslöt 2004 att Naturvårdsverket under tre år skulle avsätta 10 Mkr per år till Skogsstyrelsen för att bl.a. utreda och besvara ett antal identifierade frågeställningar i Skogsstyrelsens föreslag till åtgärdsprogram mot markförsurning (Skogsstyrelsen 2001). Inom ramen för verksamheten Mark och vatten i balans (Movib) tog Skogsstyrelsen i samråd med Naturvårdsverket fram en verksamhetsplan (Berggren & Andersson, 2005) för hur dessa medel skulle användas och ett av syftena var att: ge ett underlag till ställningstagande om markkalkning är en metod som bör användas, som ett komplement till ytvatten- och våtmarkskalkning, för att påskynda återhämtning från antropogen försurning i mark, mindre sjöar och vattendrag i sydvästra Sverige. En av de frågor som Movib (Berggren & Andersson, 2005), i samverkan med en analys och kriteriegrupp, skulle behandla var: Möjligheterna för skogsmarkens återhämtning med beaktande av förväntad minskad deposition. Bedömning av i vilka områden återhämtningen av det avrinnande vattens kvalitet kommer att gå tillräckligt fort på naturlig väg, samt i vilka områden surheten främst är naturligt betingad. Skogsstyrelsen analys- och kriteriegrupp, bestående av representanter från Skogsstyrelsen, Naturvårdsverket, SGU, länsstyrelsen i västra Götaland, SLU, Umeå universitet, LTH, Skogforsk och IVL, framförde därför önskemål om en fördjupad utvärdering av den långsiktiga effekten av skogsmarkskalkning på mark-, grundvatten- och bäckvattenkemin i de så kallade SKOKAL-områdena, som varit en del av försöksverksamheten sedan 1990 (Skogsstyrelsen 2005). En fördjupade utvärdering av Skogsstyrelsens försöksverksamhet med inriktning mot markkalkningens effekter på kemin i avrinningsområdet är en grannlaga uppgift bl.a. med tanke på att storskalig skogsmarkskalkning är en kontroversiell åtgärd där dess positiva effekter och behovet av åtgärden ifrågasatts både av vetenskapliga institutioner och ideella organisationer (Skogsstyrelsen 2001, Bertills et al. 2007, Tunlid 2007). Flera kunskapsöversikter över kalkningens effekter på mark och vatten har tagits fram under det senaste decenniet (Wilander et al. 1995, Staaf et al. 1996b, Binkley & Högberg 1997, Johansson et al. 1999, Westling et al. 2000, Skyllberg et al. 2001, Lundström et al. 2003a, Clair & Hindar 2005) och man har dragit olika slutsatser både vad gäller behovet av storskaliga åtgärder och metodens effekter på mark och vatten. 4

9 RAPPORT 16/2008 Försöksverksamhetens resultat är dessutom svåra att utvärdera eftersom de inte utformats med ett vetenskapligt försöksupplägg. Exempelvis saknas det eller finns få data före behandling och det saknas objektivt utlagda upprepningar och jämförbara referensområden. Programmets styrka är de långa tidsserierna och användandet av analysmetoder som ger möjlighet att jämföra med andra tidsserier från forskning och miljöövervakning i okalkade områden. Resultaten kan också jämföras med den officiella bilden av försurningstillstånd och åtgärdsbehov som Naturvårdsverket tagit fram kopplat till miljömålet Bara naturlig försurning (Bertills et al. 2007). Uppmätta ämneshalter kan användas för att värdera försurningspåverkan, kalkeffekter och därtill kopplade biologiska risker/effekter utgående från nationellt vedertagna eller föreslagna bedömningsgrunder och de krav som ställs t.ex. utgående från EU:s vattendirektiv (Naturvårdsverket 1999, 2002, 2007, Gustafsson et al. 2001, Fölster 2007). Trots försöksuppläggets begränsningar är vår förhoppning att denna fördjupade utvärdering ska ge en så vetenskapligt korrekt bild som möjligt av hur markkalkning med ca 3 ton kalk/ha påverkat de mark-, grundvatten- och ytvattenkemiska förhållandena i SKOKAL-områdena under de drygt 17 år som projektet pågått. Markkalkningens effekter har jämförts med Skogsstyrelsens (2001) målsättning för åtgärdsprogrammet mot markförsurning och effekterna har värderats i enlighet med Naturvårdsverkets (1999, 2002, 2007) vedertagna eller föreslagna bedömningsgrunder. Kontroversiella frågeställningar bedöms ofta efter en svart-vit skala, men vår ambition har varit att lyfta fram resultat och slutsatser på ett nyanserat sätt. Förhoppningsvis har vi något så när klarat detta konststycke. 5

10 RAPPORT 16/2008 Mål för denna utvärdering är: 4 Mål för utvärderingen att analysera om skogsmarkskalkning med 3 ton/ha påverkat kemin i mark, markvatten, grundvatten och ytvatten i SKOKAL-försöken. att belysa i vilka medier (mark, markvatten, grundvatten och bäckvatten) i avrinningsområdet sådana eventuella effekter kan påvisas och kvantitativt belysa hur stora de är. att utgående från nationellt vedertagna eller föreslagna bedömningsgrunder värdera om påvisade effekter är tillräckliga i enlighet med Skogsstyrelsen målsättning (Skogsstyrelsen 2001) med åtgärden. Det övergripande målet med Skogsstyrelsens åtgärdsprogram mot markförsurning och ett uthålligt brukande av skogsmarken (Skogsstyrelsen 2001) är att skogsmarkens närings- och syra/bas-status skall medge en bevarad biologisk mångfald i skogslandskapets skogs- och vattenekosystem samt en uthållig virkesproduktion. Som ett viktigt delmål anges att skogsmarkens läckage av aluminium och vätejoner till yt- och grundvatten skall långsiktigt minska till nivåer som inte ger upphov till skador på den biologiska mångfalden i vattenekosystemet. 6

11 RAPPORT 16/ Motiv för skogsmarkskalkning har varierat 5.1 Historisk tillbakablick Kalkning av sjöar och vattendrag i statlig regi startade 1977, ledd av dåvarande Fiskeristyrelsen, efter att riksdagen beslutat om en femårig försöksverksamhet (Sötvattenlaboratoriet 1981). Resultaten från försöksverksamheten var så positiva att Naturvårdsverket fick i uppdrag 1982 att påbörja ett storskalig och landsomfattande kalkningsprogram av försurade sjöar och vattendrag (förordning 1982:840). Samtidigt framhöll många forskare att det var den omgivande skogen som var det grundläggande problemet. Genom den omfattande markförsurningen skulle inte enbart återhämtningen i ytvatten vara begränsad utan även skogens hälsa och produktionsförmåga skulle äventyras om inga åtgärder snabbt sattes in. Denna hotbild förstärktes av larmrapporter från Tyskland och Tjeckien om tusentals hektar med döende skog och rädslan för att Sveriges skogar skulle gå samma öde till mötes var stor. I svensk media rapporterades det flitigt om döda och avbarrade granar som drabbats av kraftigt kådflöde, något som tolkades som ett tecken på en förestående skogsdöd. Senare utvärderingar tyder dock på att den så kallade skogsdöden i Sverige var kraftigt överdriven och inte ett resultat av markförsurningen (Binkley & Högberg 1997). I Fiskeristyrelsens uppdrag 1977 ingick även försök med skogsmarkskalkning men resultaten tydde på att det var svårt att nå upp till de önskvärda effekterna i ytvattnet utan att kalka mycket stora arealer skogsmark (Sötvattenlaboratoriet 1981). Däremot var kalkningens effekt på skogsmarkens surhetstillstånd positiv vilket motiverade en fortsatt försöksverksamhet. Mot denna bakgrund startade Naturvårdsverket 1982 ett forskningsprogram Åtgärder mot mark- och grundvattenförsurning (Naturvårdsverket 1984). Målet med programmet var att testa olika metoder, främst skogsmarkskalkning, för att motverka försurningens effekter på mark och skog. Programmet startade parallellt med att den storskaliga kalkningen av sjöar och vattendrag sattes igång i praktisk drift. I en första utvärdering av Naturvårdsverkets forskningsprogram (Naturvårdsverket 1987) ansåg man inte att resultaten var tillräckligt tydliga för att skogsmarkskalkning skulle kunna påbörjas som en praktisk verksamhet finansierad av staten, på samma sätt som ytvattenkalkningen. Istället tyckte man att försök med praktisk skogsmarkskalkning bör genomföras i begränsad omfattning i södra Sverige i syfte att vinna erfarenheter inför ett eventuellt storskaligt åtgärdsprogram. Initiering av försök med gödsling för att öka skogens vitalitet föreslås också. Detta blev startskottet för Skogsstyrelsens försöksverksamhet. I aktionsplan Luft 90 (Naturvårdsverket 1990) föreslås i sammanfattningen att Skogsstyrelsen ges i uppdrag att i samarbete med Naturvårdsverket utarbeta råd och anvisningar för skogsmarkskalkning och att SKS ges i uppdrag att a) fortsätta sin försöksverksamhet med praktisk skogsmarkskalkning 7

12 RAPPORT 16/2008 b) under lämna förslag till en eventuell storskalig skogsmarkskalkning c) tillsammans med NV utarbeta ett kontrollsystem för övervakning av kalkningens effekter Skogsstyrelsen fick därmed i uppdrag 1989 av Miljö- och energidepartementet att under en treårig försöksperiod planera och utveckla beredskap för kalkningsoch vitaliseringsinsatser i skogsmark. Försöksperioden har därefter förlängts med ett år i taget (Skogsstyrelsen 2001). Efter drygt fyra år presenterade Skogsstyrelsen resultaten av försöksverksamheten samt ett förslag till åtgärdsprogram för kalkning (Lindström et al. 1993). I förslaget gavs en utförlig beskrivning över vilka marker som skulle kalkas, med vilka doser, med vilka produkter, vilka områden som skulle undantas, till vilken kostnad med mera. Syftet med skogsmarkskalkningen var tänkt att uppfylla följande mål: Att förhindra ytterligare försurning av skogsmarken så att skador på skogsträden och andra delar av skogsekosystemet motverkades. Att åtgärden skulle ha en varaktighet på år. Att åtgärden inte skulle ge några allvarliga negativa effekter på skogsproduktion, flora, fauna eller yt- och grundvatten. Som uppföljningsbara mål formulerades även markkemiska mål som kalkbehandlingarna inom den praktiska försöksverksamheten hade anpassats till genom exempelvis val av kalkningsmedel och dos: ph(h 2 O) i humusskiktet ska efter åtgärden ej vid något tillfälle överstiga 5,0. Basmättnadsgraden i den övre delen av B-horisonten (på 30 cm djup) ska efter full kalkverkan uppgå till ca 20 %. Kalkens upplösning ska ske gradvis över en 10-årsperiod. Varaktigheten av åsyftade förändringar ska bestå under år Inom projektet angavs även verksamhetsmål som kortfattad byggde på att få kunskap och praktiska erfarenheter kring skogsmarkskalkning, att ha förberett och utbildat distriktspersonalen för en storskalig satsning samt att ha framställt en handledning över hur man skulle gå tillväga. Kostnaden för skogsmarkskalkningen beräknades till 1,5 miljarder kronor (varav staten skulle bidra med 1,2 miljarder och markägarna 300 miljoner kronor) och själva spridningen skulle pågå under en 10-årsperiod för att hinna sprida kalken på de drygt hektar skogsmark (framför allt belägen i de sydvästra delarna av Sverige) som bedömdes vara i akut behov av åtgärder. Sett till de naturvärden och ekonomiska värden som skogsmarkskalkningen skulle rädda var åtgärdskostnaderna att betrakta som små (Lindström et al. 1993). För att vara säker på att skogsmarkskalkningen ändå skulle nå de uppsatta målen etableras ett antal avrinningsområdesförsök i södra Sverige. Försöksserien kallades för SKOKAL och skulle användas för att följa upp effekterna på marktillståndet, yt- och grundvattenkvalitén samt trädvitaliteten. 8

13 RAPPORT 16/2008 Något beslut om en praktisk skogsmarkskalkning fattades dock aldrig. Istället skickades rapporten (Lindström et al. 1993) ut på remissbehandling av Skogsstyrelsen. Av remissvaren framkom det att åsikterna bland forskare gick isär huruvida tiden var mogen för en operativ och storskalig verksamhet enligt det förslag som Skogsstyrelsen hade lagt fram. I Skogsskadeutredningens slutrapport presenterade Skogsstyrelsen därför ett nytt åtgärdsprogram som byggde på den insamlade kunskapen (Skogsstyrelsen 1994). I huvudsak gick programmet ut på att fortsätta försöksverksamheten under en treårsperiod men avvakta med en operativ verksamhet till I det nya åtgärdsprogrammet var målet med skogsmarkskalkning fortfarande inriktat på skogsmarken, dess produktivitet och hälsa. Förutom kalkning och vitalisering av de mellersta och södra delarna av Sverige förslogs även väsentliga förändringar i skogsskötselns inriktning i de värst drabbade områdena (sydvästra Sverige). Förändringarna handlade bland annat om trädslagsval och markbehandling vid föryngringsavverkning. Den totala arealen skogsmark i behov av åtgärder bedömdes fortfarande till hektar skogsmark till en kostnad av 1.5 miljarder kronor. Förslaget om en förlängd försöksverksamhet godkändes och Skogsstyrelsen fortsatte att samla in erfarenheter och kunskap kring skogsmarkskalkning. Parallellt med Skogsstyrelsens försöksverksamhet sammanställde Naturvårdsverket åter igen resultaten från den försöksverksamhet som startades 1982, se ovan (Staaf et al. 1996b). Syftet var att tillsammans med Skogsstyrelsens erfarenheter kring skogsmarkskalkning ge ett beslutsunderlag om en storskalig skogsmarkskalkning. I Naturvårdsverkets syntes av försöksverksamheten mellan åren , grundat på 150 kalkningsförsök, konstaterades att kalkning med kalkdoser på mer än 5 ton/ha gav en ofta långvarig ökning av markens ph och basmättnadsgrad och en minskning av löst aluminium. Vid en kalkgiva på 3 ton/ha ökar ph-värdet ofta med 1-1,5 enheter i markens humusskikt efter några år. Ingen effekt på mängden löst aluminium och endast en mycket svag ph-effekt (0,1-0,2 enheter), jämfört med okalkad mark, kunde konstateras på cm djup i ett sydsvenskt försök 40 efter kalkning. Slutsatsen från Naturvårdsverkets försöksverksamhet mellan åren var dock att förespråkare och motståndare till storskalig kalkning gör olika bedömningar av hastigheten i de markkemiska förändringarna, angelägenhetsgraden i att motverka aluminiumutlösning, skogsekosystemets motståndskraft mot försurning samt nyttan och riskerna med kalktillförsel (Staaf et al. 1996a). Vidare poängterades det att den vetenskapliga uppföljningen var katastrofalt underdimensionerad. I Skogsstyrelsens anslagsframställan för budgetåret 1997 till Näringsdepartementet presenterades därför ett tredje förslag på åtgärdsprogram (Skogsstyrelsen 1997). Skogsmarkens hälsa och långsiktiga produktionsförmåga i sydvästra Sverige betraktades fortfarande som hotad av luftföroreningar och stora produktions- och miljövärden stod på spel. Det övergripande syftet med åtgärdsprogrammet var att säkerställa det skogspolitiska målet att skogsmarkens långsiktiga produktionsförmåga skall bevaras (Skogsstyrelsen 1997). Huvudmålen för verksamheten var: att markens uthålliga produktionsförmåga skulle bevaras, att skogarnas vitalitet skulle bibehållas, 9

14 RAPPORT 16/2008 att skogsmarkens läckage av bl. a. aluminium till yt- och grundvatten skulle minska och att försurningens negativa effekter på flora och fauna skulle motverkas Nytt i det tredje åtgärdsprogrammet var att även yt- och grundvattnet skulle skyddas genom skogsmarkskalkning. För att nå dessa mål föreslog Skogsstyrelsen en behandling av hektar skogsmark som hade ett ph-värde lägre än 4,5 på cm djup i mineraljorden. Visserligen pekades behovet av att skydda yt- och grundvattnet från ökat läckage av nitrat, aluminium och andra skadliga ämnen ut som ett ekologiskt uppföljbart mål i det första åtgärdsförslaget (Lindström et al. 1993). Detta mål kan dock tolkas som att skogsmarkskalkningen i sig inte får leda till några negativa bieffekter. Förslaget till ett nytt åtgärdsprogram granskades i en omfattande miljökonsekvensbeskrivning 1999 (Johansson et al. 1999) samt i sju rapporter (Gustafsson et al. 2001; Högbom et al. 2001; Munthe et al. 2001; Pleijel et al. 2001; Sikström, et al. 2001; Skyllberg et al. 2001; Westling & Giesler, 2001). De synpunkter som kom fram ledde till ytterligare en revidering av programmet och 2001 presenterade Skogsstyrelsen sitt fjärde och nuvarande program (Skogsstyrelsen 2001). 5.2 Nuvarande syfte Det övergripande målet med Skogsstyrelsens nuvarande åtgärdsprogram mot markförsurning och för ett uthålligt brukande av skogsmarken (Skogsstyrelsen 2001) är: att skogsmarkens närings- och syra/bas-status skall medge en bevarad biologisk mångfald i skogslandskapets skogs- och vattenekosystem samt en uthållig virkesproduktion. Som delmål anges bland annat: att skogsmarkens läckage av aluminium och vätejoner till yt- och grundvatten skall långsiktigt minska till nivåer som inte ger upphov till skador på den biologiska mångfalden i vattenekosystem. Jämfört med tidigare åtgärdsprogram skiljer sig nuvarande program på några viktiga punkter. Skogsstyrelsen anser exempelvis inte längre att trädens vitalitet och hälsa är i fara. Enligt det övergripande målet är dock produktionsfrågan fortfarande viktig. Vidare lyfts kvalitén på det avrinnande vattnet fram som ett mycket viktigt delmål. Den berörda skogsmarken ligger framför allt belägen i de södra och sydvästra delarna av Sverige och har minskat från hektar till cirka hektar. Åtgärdsprogrammet första fas (förberedelsefas, ) är i färd med att avslutas och beslut om en fortsättning på försöksverksamheten eller en operativ skogsmarkskalkning kommer sannolikt att fattas under

15 RAPPORT 16/ Nuvarande kunskapsläge Som tidigare nämnts (kap. 2) har ett flertal kunskapssammanställningar presenterats under det senaste decenniet och för en detaljerad genomgång av originalreferenser, resultat och slutsatser hänvisas till dessa (Wilander et al. 1995, Staaf et al. 1996b, Binkley & Högberg 1997, Johansson et al. 1999, Westling et al. 2000, Skyllberg et al. 2001, Lundström et al. 2003, Clair & Hindar 2005). I detta kapitel identifieras viktiga frågeställningar att besvara för att kunna värdera om skogsmarkskalkning i SKOKAL-områdena gett förväntade resultat. Frågeställningarna har identifierats baserat på ovanstående kunskapsöversikter samt annan litteratur. I huvudsak refereras endast den senare kategorin i nedanstående kapitel i övrigt hänvisas till kunskapsöversikterna. Vi har dessutom koncentrerat oss på lågdosförsök (<5 ton kalk/ha) eftersom de bedömts som mest relevanta att jämföra med SKOKAL-försöken. 6.1 Markkemiska effekter De positiva, surhetsrelaterade effekter man vill uppnå i marken genom att tillföra baser i form av kalksten (CaCO 3 ), dolomitkalk (CaMg(CO 3 ) 2 ), aska etc. är ökat ph, högre basmättnadsgrad (BS) och mindre mängder utbytbart aluminium (Al). Mycket förenklat löses kalken upp av vätejoner (H + ) i marklösningen och det bildas kalciumjoner (Ca 2+ ) och vätekarbonatjoner (HCO 3 - ), där de senare neutraliserar vätejonerna och bildar koldioxid och vatten. Kalciumjonerna deltar i utbytesreaktioner på negativt laddade markkolloider (organiskt material, oxidhydroxider, lermineral etc.) och frigör nya vätejoner samt aluminiumjoner (Al 3+ ) som sitter adsorberade där. Frigörelsen av de senare leder till ökade halter aluminiumjoner i markvätskan. Om tillräckligt mycket kalk tillsatts neutraliseras vätejonerna av vätekarbonatet, ph stiger successivt och en del aluminiumjoner kan fällas ut som hydroxider. Resultatet blir att ph och basmättnadsgraden stiger medan mängden utbytbart aluminium minskar. Denna bild kompliceras av att mängden organiskt material och de organiska syrornas dissociationsgrad påverkar markens aciditet. Om basmättnadsgraden är låg, d.v.s. det organiska materialets jonbyteskapacitet domineras av väte- och aluminiumjoner, blir ph låg i markvätskan. Om däremot utbyteskomplexen domineras av baskatjoner (kalcium, magnesium, natrium, kalium) blir ph i markvätskan hög. Ökar mängden organiskt material i marken, ökar även mängden organiska syror förutsatt att basmättnadsgraden är något så när konstant. Det innebär t.ex. att det behövs mer kalk för att neutralisera aciditeten i ett tjockt jämfört med ett tunt humustäcke (Derome et al. 1986, Nihlgård et al. 1988). En annan komplicerande faktor är att den effektiva katjonbyteskapaciteten (CEC) kan förändras till följd av ändringar i ph och jonstyrka i samband med kalkningen. Vid ökat ph ökar de organiska syrornas dissociationsgrad och de blir mer anjoniska. Även en högre elektrolythalt i markvätskan ger en högre laddningsdensitet på det fasta materialets ytor (Matchonat & Vogt 1997). Eftersom tillförseln av kalk sker på markytan uppträder ovanstående effekter primärt i humusskiktet. Skillnader i markens utbyteskapacitet, initiala surhetstill- 11

16 RAPPORT 16/2008 stånd, kalkningsmedlets sammansättning, dos, partikelstorlek, andel av kalken som inaktiveras (Warfvinge & Sverdrup 1987) etc. innebär att de markkemiska effekterna varierar från plats till plats. Det är därför svårt att kvantitativt generalisera hur stora markkemiska effekter som uppnås vid en given kalkdos. Resultaten från Naturvårdsverkets kalkningsförsök inklusive äldre försök indikerar en phökning med ca 1 enhet i O-horisonten 5 år efter kalkning med doser på 2-5 ton av krossad eller granulerad kalk. Därefter avtar ph-effekten särskilt i områden med hög syrabelastning. Dolomitkalksten har en något långsammare upplösning än ren kalk, vilket ger en långsammare, mer utdragen markkemisk effekt (Nihlgård et al. 1996). Ovanstående kalkdoser är tämligen relevanta i jämförelse med Skogsstyrelsens SKOKAL-försök där riktvärdet varit 3 ton /ha, 0-3 mm kalk (Uggla et al. 2003). Baserat på ett stort antal nationella och internationella kalkningsstudier inkluderande även försök med finkornig kalk och aska och med doser på 1-7 ton/ha har ph-ökningar i intervallet 0,1-2,4 enheter uppmätts i mårskiktet (Lundström et al. 2003b). Den höga buffertkapaciteten i humusskiktet gör att de markkemiska effekterna långsamt tränger ned i markprofilen, ca 1-2 centimeter per år vid kalkdoser över 2 ton/ha, och att effekterna blir betydligt blygsammare än i humusskiktet. Däremot kvarstår de betydligt längre. Det tar följaktligen längre tid att få en ph-förändring i mineraljorden desto tjockare humuslagret är. Både svenska och internationella kalkförsök visar att ph-ökningen inte blir lika stora som i humusskiktet (Lundström et al. 2003b). Resultaten från gamla sydsvenska försök kalkade med 3-18 ton/ha indikerar ph-ökningar ned till 50 cm djup i mineraljorden efter ca 40 år (Nihlgård et al. 1996). Baserat på delvis samma försöksområden och parceller som mottagit doser i intervallet 3-12 ton kalk/ha, visas liknande resultat med phökningar vanligtvis i intervallet 0-0,5 enheter på cm djup, år efter åtgärden. Även utbytbart kalcium och basmättnadsgraden på cm djup ökade med tiden på de kalkade ytorna, medan katjonbyteskapaciteten och utbytbart aluminium inte uppvisade denna trend (Larsson et al. 2003). Ovanstående ph-förändringar är givetvis förknippade med att den tillförda kalken förändrat det fasta materialets syra-bas egenskaper. I mineraljorden sker förändringarna långsamt och i betydligt lägre grad än i humusskiktet. Förändringarna där är däremot betydligt mer långvarigt bestående än i humusskiktet och består främst av en ackumulering av utbytbart kalcium, ökad basmättnadsgrad samt minskad mängd utbytbart aluminium. Hur stor effekten blir på det utbytbara aluminiumet bestäms av jordens ursprungliga aluminiuminnehåll och ph. Vid ph-värden under ca 5,5 ökar mängden utbytbart aluminium påtagligt, men marken bedöms ha hög surhetsgrad först om ph<4,4 och basmättnadsgraden är <10% eller halten utbytbart aluminium är >10 mmol/kg TS (>270 mg/kg TS) i den övre delen av B-horisonten (0-5 cm, Naturvårdsverket 1999). Hur stora de markkemiska effekterna blir av kalkning, hur djupt ned i markprofilen effekterna når och hur snabbt nedträngningen sker beror följaktligen på ett stort antal faktorer (se ovan). I ett längre tidsperspektiv påverkar även surt nedfall, ackumulering eller nedbrytning av det organiska materialet i marken, nettoupptag av baser i träden, nettoförluster av baser i form av skörd, utlakning etc. Med hänsyn tagen till ovanstående faktorer och för att höja ph i den nedre delen av B-horisonten till över 4,5-4,7 för att förhindra utlösning av aluminium konsta- 12

17 RAPPORT 16/2008 terade Staaf et al. (1996b) att kalkdosen måste vara tillräcklig så att alkaliniteten inte förbrukas redan i humusskiktet. För att höja ph till 5,5 i humusen med tjocklekar i intervallet 4-12 cm och med initiala ph-värden i intervallet 3,8-4,9 åtgår det teoretiskt 0,5-2,5 ton kalk/ha. Man har då endast tagit hänsyn till den initiala aciditeten lagrad i humusen och inte kompenserat för sur deposition, baskatjonupptag, nettoackumulering av organiska syror p.g.a. förnafall, långsam upplösning och inaktivering av kalk etc. Slutsatsen var att om man ska uppnå påtagliga markkemiska effekter på cm djup i mineraljorden måste kalkdosen vara minst 5 ton/ha vid den nivå på sur deposition som rådde i mitten på 1990-talet. Man kommenterade även att SKOKAL-försöken med en kalkdos på 3 ton/ha sannolikt endast skulle ge effekt i humusskiktet och den allra översta delen av mineraljorden (Staaf 1996b). Följande markkemiska frågeställningar har identifierats som viktiga att söka utreda baserat på SKOKAL-försöken: Hur har katjonbyteskapaciteten förändrats i olika markskikt över tiden? Hur har aciditeten förändrats i olika markskikt över tiden? Hur har mängden utbytbart kalcium förändrats i olika markskikt över tiden? Hur har basmättnadsgraden förändrats i olika markskikt över tiden? Hur har ph förändrats i olika markskikt över tiden? Hur har mängden utbytbart aluminium förändrats i olika markskikt över tiden? Hur mycket bas (kalk) har tillförts i relation till markens ursprungliga aciditet? Hur stor andel av den tillförda kalkens neutraliserande verkan har förbrukats? Hur överrensstämmer förändringarna med Skogsstyrelsens (2001) målsättningar? 6.2 Markvattenkemiska effekter och provtagningsmetodik Kemiska effekter Markens ph, basmättnadsgrad, utbytbara aciditet och aluminium återspeglar i viss mån även markvattnets syra-bas egenskaper (Gustafsson et al. 2001, Larsson et al. 2003). En komplicerande faktor är emellertid att utbytesreaktioner mellan markvätska och markkolloider i hög grad påverkas av jonstyrkan, d.v.s. halten lösta joner, i marklösningen. I samband med kraftiga stormar kan nedfallet av havssalt bli betydande och de tillförda natrium- och kloridjonerna höjer jonstyrkan i markvätskan påtagligt. Natriumjonerna adsorberas delvis till markkolloiderna medan kloridjonerna inte nämnvärt påverkas av det fasta materialet. För att upprätthålla laddningsbalans i markvätskan frigörs därför vätejoner och markvätskan får ett lägre ph, vilket i sin tur kan leda till frigörelse och högre halter av aluminiumjoner. Högre jonstyrka leder följaktligen till ökad surhet i markvätskan medan det motsatta gäller för det fasta materialet. Norska studier av aluminiumhalterna i markvatten (5, 15 och 40 cm djup) i 21 skogsområden spridda över landet, undersökta under perioden (prov- 13

18 RAPPORT 16/2008 tagningsfrekvens veckovis till och med 1999 därefter varannan vecka eller månadsvis), visar hög temporal variabilitet, säsongsmässiga mönster och tydliga episoder med mycket höga aluminiumhalter i intervallet 5-22 mg Al/l (Lange et al. 2006). Variationerna förklaras i huvudsak av havssaltepisoder där aluminium frigjordes till markvätskan via katjonbyte. En annan viktig påverkansfaktor var hög produktion av löst organiskt material (DOC), vilket frigjorde aluminium till marklösningen via komplexbindning. Man fann ingen nord-sydlig gradient i aluminiumhalterna trots en tydlig nord-sydlig gradient i försurningstryck. Man fann en viss koppling mellan aluminium och sulfat, men man tolkade det som en konsekvens av skogsområdenas olika närhet till havet och att sulfatet hade ett marint ursprung (Lange et al. 2006). Sulfat, nitrat och andra anjoner ger upphov till samma typ av salteffekter som klorid, vilket är intressant med tanke på de senaste decenniernas kraftigt minskad svaveldeposition och under senare år lägre sulfathalter i markvattnet (Löfgren et al. 2001). Teoretiskt borde detta leda till en snabbare återhämtning från försurning i mark-, grund- och ytvatten än i markens fasta material (Warfvinge & Bertills 2000, Löfgren 2003), vilket även MAGIC-simuleringar indikerar (Moldan & Kronnäs 2003). Baserat på markvattenkemiska undersökningar på 50 cm djup i ett urval av gamla försöksområden som kalkats med doser i intervallet 3-12 ton kalk/ha för ca år sedan, visade resultaten statistiskt signifikant högre ph, buffertkapacitet (ANC) och kalciumhalter i kalkade jämfört med obehandlade ytor. Jämförelsen gjordes mellan en mätning i slutet på tidsserierna och ca 20 år innan. Det fanns även indikationer på att totalaluminium och oorganiskt aluminium uppvisade lägre halter i de kalkade ytorna, men skillnaderna låg strax över signifikansnivån p<0,05 (Larsson et al. 2003). Följande markvattenkemiska frågeställningar har identifierats som viktiga att söka utreda baserat på SKOKAL-försöken: Hur har kalciumhalten förändrats på 50 cm djup över tiden? Hur har buffertkapaciteten (ANC) förändrats på 50 cm djup över tiden? Hur har ph förändrats på 50 cm djup över tiden? Hur har aluminiumhalten förändrats på 50 cm djup över tiden? Hur har sulfathalten förändrats på 50 cm djup över tiden? Hur överrensstämmer haltnivåerna med Skogsstyrelsens (2001) målsättningar? Provtagningsmetodik Markvattenstudier med centrifugeringsteknik i jordprofilens Bs-horisont (Giesler & Lundström, 1993) visar att betydande kemiska skillnader kan uppträda på så korta avstånd som inom några centimeter (Giesler & Lundström 1993). Samlingsproven innehöll statistiskt signifikant (p0,05) större mängder kisel, natrium, magnesium och kalium respektive signifikant mindre mängder av aluminium och järn jämfört med diskreta prover (Giesler & Lundström 1993). Lysimeterdata från två systerförsök (kalk- och askdos i Asa försökspark) visar att den rumsliga variationen i markvattenkemin är stor inom ett och samma bestånd 14

19 RAPPORT 16/2008 (ca 6,5 ha), som ger ett enhetligt intryck med avseende på mark- och beståndsegenskaper (Akselsson & Westling 1999). Totalt ingick data från 90 mätpunkter i studien uppmätta i mars 1992 (kalkdos) och i oktober 1993 (askdos) på 25 cm djup innan behandling med kalk eller aska. Av de försurningsrelaterade parametrarna protoner (vätejoner), kalcium, magnesium, kalium och totalaluminium uppvisade kalcium störst variation både i kalk- (CV = Coefficient of Variation 60 %) och i askdosförsöket (CV 35 %). Variationen i halten aluminium- och vätejoner var något lägre (CV 30 % i kalkdos och % i askdos). Resultaten från askdosförsöket är inte direkt jämförbara med kalkdosförsöket eftersom data bygger på ett samlingsprov från två lysimetrar (det vill säga vattnet från enskilda lysimetrar slås ihop till ett generalprov) vilket inte är fallet i kalkdosförsöket (diskreta prover). Dessutom jämfördes data från olika säsonger (mars respektive oktober). Den uppmätta variationen i dosförsöken jämfördes även med markvattendata från 65 ytor som ingår i krondroppsnätverket ( provtagna med samma lysimeterutrustning som i dosförsöken, men på ett annat markdjup (50 cm) våren 1992 (Akselsson & Westling 1999). Även dessa mätvärden bygger på ett samlingsprov från fem lysimetrar och är inte direkt jämförbara med resultaten från kalk- och askdosförsöket eftersom en stor del av variationen suddas ut. Trots detta visade det sig att variationen inom den 6,5 ha stora ytan var lika stor som för hela Götaland, med undantag av maxvärdena som var betydligt högre i Götaland. Dessutom var halterna i samma storleksordning. Resultaten visar på den stora spridning som kan förekomma inom ett och samma bestånd på bara några meters avstånd. För att få ett medelvärde som på ett representativt sätt beskriver markvattenkemin i ett område räknade Akselsson & Westling (1999) ut att det krävdes cirka 15 mätpunkter inom ett 3 hektar stort område för att medelvärdets 95 % konfidensintervall skulle hamna på ±10-15 %. Giesler & Lundström (1993) konstaterar att diskreta prover är att föredra framför samlingsprover särskilt när aluminium- eller järnkemin studeras. Tolkningarna av analysresultaten från markvattenstudierna i SKOKAL-områdena bör därför ses i detta perspektiv. 6.3 Grundvattenkemiska effekter Kalkningens kemiska effekter på det ytliga grundvattnet torde i stort överrensstämma med dem som visats för markvattnen. Bilden kompliceras dock av att grundvattnet, i sluttningar med tunna jordar eller morän med hög porositet vid markytan, även transporteras mer eller mindre horisontellt i markens övre skikt (Rodhe 2003, Figur 1) och att inblandningen av jonsvagt nederbördsvatten späder ut de halter av t.ex. baskatjoner som förekommer i markvattnet (Bishop et al. 2004). 15

20 RAPPORT 16/2008 Lågt flöde Högt flöde Figur 1. Hypotetisk sluttning i ett skogsområde sett från sidan (övre figur) och hur utströmningsområdena areellt breder ut sig vid låga och höga flöden (nedre figurer). Blå pilar indikerar grundvattenrör (pizeometrar) vid en transektstudie då syftet är att studera kalkningens effekter i inrespektive utströmningsområdena (se nedan). I okalkade områden ökar kalciumhalten med markdjupet (Figur 2, Bishop et al. 2004). I områden där hela avrinningsområdet kalkats d.v.s. både in- och utströmningsområdena (Figur 1) skulle följande effekter teoretiskt kunna förväntas. Kalkningen leder initialt till minskad aciditet och högre basmättnadsgrad i de övre jordlagren. Detta ger högre kalciumhalter, ANC, ph och lägre halter oorganiskt aluminium i det ytliga grundvattnet, men påverkar inte det djupare grundvattnets kemi. Den senare bestäms av de markkemiska förhållandena på större markdjup. Den skapade buffertkapaciteten i utströmningsområdets ytliga jordlager förbrukas dock snabbt dels av den uppbyggda aciditeten i marken och dels av det laterala flödet av surt grundvatten från sluttningens övre delar så länge inte fastmarkskalkningen höjt buffertkapaciteten i det ytliga grundvattnet även där. Om så är fallet kan det ytliga grundvattnets förhöjda buffertkapacitet teoretiskt vidmakthållas utefter sluttningen och ned till bäcken. Figur 2 visar hypotetiskt hur kalciumhalten skulle kunna öka med markdjupet i utströmningsområdet efter kalkning. Uppmäts kalciumgradienter liknande det figuren hypotetiskt visar kan man anta att kalkningen haft effekt på grundvatten- 16

21 RAPPORT 16/2008 kemin. För att avgöra om kalkningen haft tillräcklig effekt måste motsvarande gradienter tas fram även för ANC, ph och halten oorganiskt aluminium. Figur 2. Kalciumhalten (blå prickar, µekv/l) i grundvattnet på olika markdjup (0,1-1,2 m) i ett utströmningsområde i det okalkade Kindla-området. Grundvattenrören är placerade ca 20 cm från bäcken (data från SLU, Integrerad Monitoring). Hypotetiska effekter av kalkning = linjer utan prickar. Effekterna av olika kalkningsmedel, bl.a. finmalen dolomit, vedaska och granulerad K-kalk, med doser på 2-6 ton/ha på grundvattnet ner till ca 1 meters markdjup i tre sydsvenska områden visade 6-7 år efter åtgärden en viss ökning i baskatjonhalter och ph, men oförändrad alkalinitet (Eriksson 1996). Tyvärr saknas såvitt känt längre tidsserier på syra-bas statusen i grundvatten i ytliga jordlager för områden kalkade med små doser (5 ton/ha). Följande grundvattenkemiska frågeställningar har identifierats som viktiga att söka utreda baserat på SKOKAL-försöken: Hur ser gradienten för kalcium ut i det ytliga grundvattnet? Hur ser gradienten för buffertkapacitet (ANC) ut i det ytliga grundvattnet? Hur ser gradienten för ph ut i det ytliga grundvattnet? Hur ser gradienten för oorganiskt aluminium ut i det ytliga grundvattnet? Hur överrensstämmer haltnivåerna med Skogsstyrelsens (2001) målsättningar? 6.4 Ytvattenkemiska effekter Huvuddelen av allt det vatten som bildar ytvatten i form av bäckar och sjöar i skogslandskapet har passerat marken och utgör en blandning av grundvatten från olika horisonter och uppehållstider i marken (Rodhe 2003). Avrinningen i samband med nederbörd och snösmältning domineras av grundvatten som passerat 17

22 RAPPORT 16/2008 marken via ytliga flödesbanor, vilket leder till lägre baskatjonhalter, ANC och ph men högre halter organiskt material (TOC) i ytvattnen (Bishop et al. 2004). Den klassiska bilden av hur aluminium mobiliseras av sur nederbörd och tillförs ytvatten är att en försurningsfront bildas i marken p.g.a. vertikal perkolation av den sura depositionen. Det frigjorda aluminiumet kan i den vattenmättade zonen djupare ned i markprofilen transporteras utefter sluttningen via horisontella grundvattenflöden och vidare ut till bäcken (Cronan & Schoefield 1979, Kirchner & Lydersen 1995). Andra studier visar att den laterala transporten mot utströmningsområdet även sker utan påtaglig försurning (Vogt & Muniz 1997, Palmer et al. 2005), sannolikt som en konsekvens av podsoleringsprocessen (Lundström et al. 2000) och att aluminium ackumulerat i utströmningsområdet kan utgöra en källa till aluminiumhalterna i bäcken (Pellerin et al. 2002, Cory et al. 2007, Löfgren 2007). Även ytvattnens syra-baskemi påverkas av jonstyrkan och tillförsel av neutrala salter med mobila anjoner, som t.ex. klorid och sulfat av marint ursprung, sänker buffertkapaciteten och ph, vilket medför risk för utflöde av oorganiskt aluminium (Nilsson 1993, Hindar 2005). Även vägsalt kan ha den effekten (Löfgren 2001). Kalkas hela avrinningsområdet bör man få en omedelbar effekt på ytvattnets syrabas kemi kopplat till kalkningen av utströmningsområdena (Figur 1). När kalkens neutraliserande förmåga förbrukats i utströmningsområdet krävs att grundvattnet högre upp i sluttningen fått ökad buffertkapacitet för att man ska kunna spåra detta i ytvattnet. Buffertkapaciteten från inströmningsområdet måste följaktligen transporteras till bäcken utan att förbrukas av den aciditet som finns lagrad efter grundvattnets flödesbanor. Om markens aciditet och jonbyteskapacitet är stor, vilket den är särskilt i organogena, ofta torvklädda utströmningsområden, krävs det betydande tillskott av baser från uppströms liggande områden för att kompensera för detta. Resultat av försurnings- och kalkningsstudier i mark och markvatten i inströmningsområdet är därför inte direkt tillämpbara på förhållandena i ytvatten, där förhållandena i utströmningsområdet påtagligt påverkar syra-bas statusen (Westling et al. 2000, Löfgren 2003). Studier av bäckvatten från Norge (Traaen et al. 1997, Hindar et al. 2003, Hindar 2005), Sverige (Fransman & Nihlgård 1995, Warfvinge et al. 1996, Westling & Zetterberg 2007) och Tyskland (Kretutzer 1994) visar att vanligtvis ökar kalciumhalten, buffertkapaciteten och ph medan halten oorganiskt aluminium minskar vid tillförsel av olika kalkningsmedel vid doser 5 ton/ha och då hela avrinningsområdet inklusive utströmningsområdena behandlats. I flera nationella och internationella studier har tyvärr doserna varit högre än 5 ton/ha (Wilander et al. 1995, Hultberg et al. 1995, Nyström 1996, Clair & Hindar 2005), vilket innebär att jämförbarheten med SKOKAL-försöken är begränsad. I Skogsstyrelsens Nissanförsök som påbörjades vintern 1997 (Westling & Zetterberg 2007) spreds 5,3-16 ton/ha över utströmningsområdet men den totala dosen över avrinningsområdet varierade mellan 3,8-7,7 ton/ha. I flera av dessa studier med doser på 5 ton/ha kan man påvisa minskad surhet i vattendragen 8-20 år efter kalkningen, vilket indikerar påverkan även från inströmningsområdena. Kalkningarna har utförts med finkornig kalk (25 ha, 0-0,2 mm, 3 ton/ha, Traaen et al. 1997, Clair & Hindar 2005), krossad eller granulerad 18

23 RAPPORT 16/2008 dolomitkalk (84 ha, 0,2-2 mm, 3 ton/ha, Hindar et al. 2003; 800 ha, 0,2-2 mm, 2 ton/ha, Hindar 2005; 20, ha, 5 ton/ha, Fransman & Nihlgård 1995) eller blandad kalk och aska (4,6-312 ha, 2 ton aska och 4-12 ton kalk/ha, Westling & Zetterberg 2007, Zetterberg 2008). Fransman & Nihlgård (1995) redovisar även data från ett avrinningsområde som behandlats med enbart aska (20 ha, 2,2 ton/ha), men någon långsiktig effekt kunde ej påvisas. Warfvinge et al. (1996) redovisar effekter under betydligt kortare tid (3-4 år) då 4 ton/ha K-kalk, vilket är en relativt lättlöslig silikatslagg, spridits över hela avrinningsområdet. Kreutzer (1994) drog slutsatsen att tyska kalkningsförsök med 2-4 ton/ha gav en varaktighet på 5-10 år beroende på marktyp och syradepositionsnivå. I Warfvinge et al. (1996) redovisas resultaten från ett område i Blekinge där endast den skogklädda fastmarken behandlades med 5 ton/ha granulerad dolomitkalk. Under 9 år efter behandlingen kunde inga effekter påvisas i den nedströms liggande sjön. Hela kalkeffekten eliminerades av en liten myr, som låg mellan fastmarken och sjön. Två år efter behandlingen uppvisade lågdosförsök på fastmark i 10 avrinningsområden i Småland (4 områden, 6-20 ha) och Bohuslän (6 områden, 3-5 ha) inte några påtagliga effekter på vattenkemin vid spridning av 0,3 ton/ha uppslammad aska, 0,5 ton/ha finmald kalk med 3% Mg-inblandning respektive 1,5 ton/ha finmald dolomitkalk (Westling & Hultberg, 1991). Clair och Hindar (2005) sammanfattar sin litteratursammanställning med att flera studier indikerar att en dos över hela avrinningsområdet på 10 ton/ha kalk eller dolomit bör vara tillräckligt för att öka baskatjonhalten och ph i bäckvattnet. Mängden avgörs av jordens egenskaper, depositionshistoria och kalkningsmedel. Traaen et al. (1997) konstaterar att den minskade surheten i ytvattnet är en kombinerad effekt av kalkningen och naturliga återhämtning. Den senare har varit mycket påtaglig både i Norge och i Sverige sedan början på 1990-talet (Skjelkvaale, 2007, Bertills et al. 2007). Minskningen i svaveldeposition har medfört att mellan minskade sulfathalten i norska sjöar och vattendrag med 34-77%. Man har även konstaterat minskade sulfathalter i markvattnet. Parallellt med den minskade svaveldepositionen har natriumhalterna ökat kontinuerligt, vilket lett till ökad buffertkapacitet (ANC) och ph samt minskade halter oorganiskt aluminium i både sjöar (Figur 3) och vattendrag. Minskningen i surhetstillståndet har varit mest uttalad i de starkast försurade områdena på Sørlandet, Vestlandet och Østlandet. Effekten har varit något mindre markerad i de båda senare områdena. Mellan minskade årligen halterna sulfat, vätejoner och oorganiskt aluminium med 0,5-3,3 μekv/l, 0,1-0,8 μekv/l respektive 0,6-7,8 μg/l i de kraftigast försurade delarna av Norge. Buffertkapaciteten (ANC) ökade årligen med 1,0-2,9 μekv/l. ANC-trenden fram till och med 2004 förklarades till ca 60% av minskande sulfathalter och till ca 30% av ökande icke-marina natriumhalter (Skjelkvaale, 2007). Det senare kan eventuellt förklaras av havssaltepisoder i början på 1990-talet och fördröjd utlakning av natrium jämfört med klorid. I Sverige visar trenderna i vattenkemi under åren i 80 okalkade trendsjöar att sulfathalterna minskat i stort sett i hela landet. I södra Sverige, söder om nord-syd koordinaten (Rikets nät), har den årliga minskningen legat i intervallet 2-15 μekv/l med den högsta minskningstakten längst i söder (Bertills et al. 2007). Detta är betydligt snabbare än i Norge, vilket indikerar att det funnits mycket mer svavel adsorberat i marken i Sverige. Å andra sidan har den kraftiga 19

24 RAPPORT 16/2008 nedgången i sulfat delvis kompenserats av minskande halter baskatjoner i sjöarna, vilket lett till att den årliga ökningen i ANC begränsats till 1-8 μekv/l, vilket är något högre än i Norge. Trots högre ANC har ph endast ökat med några tiondelar under 15 år, vilket förklaras av ökande halter organiskt material (TOC) som motverkat ytterligare ph-ökningar (Bertills et al. 2007). Det kan även vara påverkat av det oorganiska aluminiumets buffertverkan, men vi saknar i stort sett tidsserier på det oorganiska aluminiumets haltnedgång i Sverige. Figur 4 visar utvecklingen i den okalkade F1-bäcken vid Gårdsjön i det mest försurningsdrabbade området på svenska Västkusten. Halterna oorganiskt aluminium har sedan 1980 minskat i takt med svaveldepositionen. Även totalaluminium uppvisar sjunkande halter sedan slutet på 1990-talet. Tidsserien från Gårdsjön indikerar en minskning i Al i -halt med ca 0,6 mg/l, från ca 0,8 till 0,2 mg/l på ca 25 år. Det motsvarar en årlig minskning med 2,7 μekv/l om man antar att den positiva laddningen i medeltal var 2,83±0,04 (n=210), vilket är baserat på resultaten från WHAM-simuleringarna (se nedan). Detta motsvarar en minskad aciditet alternativt ökad ANC med ca 190 μekv/l under 25 år. Under perioden ökade ANC med ca 200 μekv/l i Gårdsjön medan vätejonhalten minskade med ca 30 μekv/l. Detta innebär att ca 170 μekv ANC/l sannolikt är kopplad till den minskade Al i -halten. Det är därför troligt att ökningen i ANC är förknippad i huvudsak med de minskade Al i -halterna och i mindre grad till starka organiska syror (TOC). Följande ytvattenkemiska frågeställningar har identifierats som viktiga att söka utreda baserat på SKOKAL-försöken: Hur har kalciumhalten i bäckarna förändrats över tiden? Hur har buffertkapaciteten (ANC) i bäckarna förändrats över tiden? Hur har ph i bäckarna förändrats över tiden? Hur har aluminiumhalten i bäckarna förändrats över tiden? Hur har sulfathalten i bäckarna förändrats över tiden? Hur mycket avviker dessa förändringar från naturlig återhämtning i okalkade skogsbäckar? Hur överrensstämmer förändringarna med Skogsstyrelsens (2001) målsättningar? 20

25 RAPPORT 16/2008 Ikke-marin sulfat Nitrat ph μekv L-1 40 μg N L ANC Ikke-marin Ca+Mg Labilt aluminium μekv L μekv L μg L Klorid Ikke-marin Na TOC μekv L μekv L-1 10 mg C L Figur 3. Genomsnittliga förändringar för ett antal surhetsrelaterade variabler i 79 norska insjöar fördelade över hela landet under perioden Figur från Skjelkvaale (2007). 21

26 RAPPORT 16/2008 Figur 4. Flödesvägda medelhalter i den okalkade F1-bäcken vid Gårdsjön för totalaluminium (övre) och oorganiskt aluminium (undre) samt svaveldepositionen i krondropp. Sedan 1996 ingår F1 i Naturvårdsverkets Integrerade Monitoring (Löfgren 2007). 22

27 RAPPORT 16/ Områdesbeskrivning 7.1 SKOKAL-försöken När Skogsstyrelsens försöksverksamhet startade i slutet av 1980-talet skedde det utifrån att effekterna om skogsmarkskalkning på skogsekosystemet var så pass kända att man kunde påbörja en praktisk skogsmarkskalkning (se ovan, Lindström et al. 1993). För att kontrollera att kalkningen fick avsedd effekt utan negativa bieffekter upprättades ändå ett omfattande effektuppföljningsprogram. Bland annat etablerades ett antal kalkade och obehandlade avrinningsområden som fick namnet SKOKAL (SKOgsmarksKALkning), som ligger till grund för denna studie (Figur 5). Den avsedda kalkgivan i SKOKAL-försöken var 3 ton/ha och spridningen skedde både med helikopter och med traktor. Kalkningen har utförts både på fast mark, fuktigare partier och bäcknära zoner. Större våtmarksområden har i möjligaste mån undvikits. Figur 5. Totalt sett ingår 10 kalkade avrinningsområden samt 18 obehandlade referensområden i denna studie, fördelade i sydvästra Sverige. Av dessa ingår 15 områden (kalkade och obehandlade referensområden) i Skogsstyrelsens uppföljning. 23

28 RAPPORT 16/2008 Syftet med avrinningsområdena var framför allt inriktat på att undersöka de markkemiska effekterna samt studera risken för ett eventuellt kväveläckage (Lindström et al. 1993). Med årens lopp har antalet försöksområden minskat av olika anledningar (t.ex. stora avverkningar och svampangrepp) vilket har gjort vissa olämpliga som fortsatta försöksobjekt. Numera återstår tio kalkade (G1, G2, K2, L1, L2, N1, O2, P1, P2, R2) och fem obehandlade referensområden (G2R, L2R, O2R, P2R, R2R) i effektuppföljningsprogrammet (Figur 5). Som det beskrevs i kap. 2 är försöksområdena inte objektivt utlagda, det saknas längre mätperioder innan kalkning och det saknas i vissa fall intilliggande obehandlade referenser. Utöver de obehandlade områden som ingår i SKOKAL har okalkade bäckar som ingår i olika forsknings- eller miljöövervakningsprogram använts som komplement (Figur 5). Samtliga försöksområden ligger i sydvästra delen av Sverige. Med sydvästra Sverige avsågs tidigare och i samband med skogsmarkskalkning de län som har varit utsatta för den mest omfattande deposition av försurande luftföroreningar (Figur 5). Till sydvästra Sverige räknas numera Skåne, Halland, Kronoberg, Jönköping, Västra Götaland samt Värmlands län (Bertills et al. 2007). Definitionen av försurade områden som drabbats av omfattande sjöförsurning behöver inte nödvändigtvis grunda sig på länsgränser utan på en kombination av parametrar såsom deposition av antropogent svavel 2005/06 (>2,5 kg per hektar), förekomsten av försurade sjöar (mer än enstaka) samt områden med mer än 20 % mark i surhetsklass 4 eller 5 enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder från 1999 (Bertills et al. 2007). Dessa områden kan således ligga utanför vad som definieras som sydvästra Sverige. Vid bedömningen av markens surhetsklass är ph-värdet i markens övre B-horisont vägledande för tillståndsklassningen, förutsatt att antingen den effektiva basmättnadsgraden eller det utbytbara aluminiumet stödjer klassningen (se Tabell 13). I annat fall kan marken falla i en högre eller lägre klass. Skogsstyrelsen har modifierat definitionen något för att kunna välja ut områden som skulle kunna vara lämpliga för skogsmarkskalkning. Skillnaden är att istället för att räkna på förekomsten av försurade sjöar baseras urvalet på avrinningsområden till sjöar och vattendrag som är försurade och där den naturliga återhämtningen av ytvattenkvalitén inte bedöms räcka till (muntl. komm. Karin Hjerpe, Skogsstyrelsen). Depositionen av svavel har historiskt varit hög i denna del av Sverige, men den har minskat kraftigt (Figur 6 & Figur 7) tack vare europeiska utsläppsbegränsningar. Nu för tiden är nedfallet av sulfatsvavel nere på nivåer kring 5 kg per hektar och år. På grund av trädens filtrerande förmåga är mängden sulfatsvavel normalt högre uppmätt som krondropp (torr- och våtdeposition) jämfört med de mätningar som sker på öppet fält (våtdeposition). 24

29 RAPPORT 16/2008 g/m2 /år 0,90 0,75 0,60 0,45 0,30 0,15 0, H+ mekv/m2/år NH4-N NO3-N SO4-S H Gårdsjön F1 Krondropp Öppet fält SO4-S kg ha Figur 6. Våtdepositionen av sulfatsvavel, ammoniumkväve, nitratkväve och vätejoner på årsbasis i Mellansverige under perioden (övre figur, data från MISU [ ] och IVL Svenska Miljöinstitutet AB [ ]). Nedfallet av sulfatsvavel på årsbasis i Gårdsjön, F1 (nedre figur, data från IVL Svenska Miljöinstitutet AB), som sedan 1996 ingår i Naturvårdsverkets miljöövervakningsprogram Integrerad Monitoring (IM). 25

30 RAPPORT 16/ P 02 A-1 Krondropp Öppet fält O 35 A Krondropp Öppet fält SO4-S kg ha SO4-S kg ha G 09 A-1 Krondropp Öppet fält K 03 A-1 Krondropp Öppet fält SO4-S kg ha SO4-S kg ha Figur 7. Nedfall av sulfatsvavel på årsbasis i fyra krondroppsstationer liggandes i det som förr kallades för Älvsborgs (P 02 A-1), Göteborg och Bohus (O 35 A), Kronoberg (G 09 A-1) och Blekinge (K 03 A1) län. Samtliga stationer utom K 03 A-1 (tall) utgörs av grandominerad skog. Data från IVL Svenska Miljöinstitutet AB. Jämfört med sulfatsvavel har nedfallet av kalcium inte varit lika högt (Figur 8). Mätningarna av kalcium har inte heller varit lika frekventa och begränsas ytterligare av att det sker en betydande interncirkulering av kalcium mellan marken och trädet vilket medför att den mängd som mäts i form av krondropp ofta är högre jämfört med det som faktiskt deponerats. 26

31 RAPPORT 16/ Gårdsjön F1 Krondropp Öppet fält Ca kg ha Öppet fält P 02 A -1 O35 A Krondropp O35 A Ca kg ha Ca kg ha Figur 8. Nedfallet av kalcium på årsbasis uppmätt på öppet fält och i krondropp i Västsverige. F1 i Gårdsjön ingår sedan 1996 i Naturvårdsverkets miljöövervakningsprogram Integrerad Monitoring (IM). Krondroppsstationen P 02 A-1 ligger i det som tidigare kallades Älvsborgs län medan O 35 A ligger i f.d. Göteborgs och Bohus län. Observera att för P 02 A-1 saknas uppmätta kalciummängder i krondroppet. Stationerna domineras av granskog. Data från IVL Svenska Miljöinstitutet AB. 7.2 SKOKAL områdesbeskrivning Markanvändning och klimat Avrinningsområdena består av privatägd skogsbruksmark som domineras av granoch tallbestånd med mindre inslag av löv- och blandskog (Tabell 1 & Tabell 2). Undantaget är avrinningsområdena L2 (kalkat) och L2R (obehandlad) på gränsen mellan Skåne och Blekinge som består av en blandning av bok (ca 50%) och gran (ca 30%). Orsaken till hyggesarealerna som redovisas för G2R (Tabell 1) är oklar. Enligt Ola Langvall på Asa försökspark har inga avverkningar utförts inom G2R förrän efter stormen Gudrun i januari Troligtvis är CORINE-klassningen 27

32 RAPPORT 16/2008 osäker och arealen består av andra markslag med lågväxt vegetation t.ex. hälleller myrmark. Större sammanhängande myr- eller torvmark finns i G1 och O2. Tabell 1. Markanvändning (ha) inom avrinningsområdena baserat på den svenska marktäckedatabasen CORINE från med en geografisk upplösning på m. Med övrig mark avses åker- eller betesmark. Obehandlade områden är gråmarkerade. Lokal Total area (ha) Barr % Löv % Bland % Hygge % Ungskog % Myr % Övrig mark % Vatten % G G G2R ,4 K L L L2R N O O2R P P P2R R R2R Tabell 2. Trädålder (år), trädhöjd (m), totalt virkesförråd (m 3 sk ha -1 ) och trädslagsfördelning (%) i avrinningsområdena till SKOKAL-försöken uttryckt som medelvärden. Baserat på knn- Sverige med upplösningen meter. Övriga trädslag = björk, contorta och övrigt löv. Obehandlade områden är gråmarkerade. Lokal Trädålder Trädhöjd Total virkesvolym Gran Tall Bok+Ek Övriga trädslag år m m 3 sk ha -1 % % % % G G G2R K L L L2R N O O2R P P P2R R R2R I samtliga försöksområden bedrivs ett aktivt skogsbruk. Skogen domineras av medelålders till avverkningsmogen skog med en medelhöjd på mellan 13 till 20 28

33 RAPPORT 16/2008 meter (Tabell 2). Det är i den äldre grandominerade och högre skogen som virkesförrådet är som störst. Det finns stora skillnader i deposition, nederbörd och avrinning eftersom avrinningsområdena ligger utspridda i södra Sverige (Tabell 3). I de västra delarna nära kusten är nederbörden, och därmed avrinningen, som störst för att sedan minska österut. N1 har t.ex. en årsnederbörd på 1250 mm att jämföra med G1 där motsvarande nederbördsmängd är 750 mm. Även depositionen uppvisar en avtagande gradient österut. Jämfört med kväve och sulfat är depositionen av kalcium betydligt lägre. Temperaturmässigt liknar områdena varandra men höjdskillnaderna varierar kraftigt. Tabell 3. Area (ha) och altitud (m.ö.h) inom avrinningsområdena till SKOKAL-försöken samt temperatur ( C), nederbörd (mm) och avrinning (mm) uttryckta som 30-års medelvärden ( , SMHI). Depositionen (mekv m -2 år -1 ) är medelvärden för perioden Obehandlade områden är gråmarkerade. Lokal Area Altitud Temperatur Nederbörd Avrinning Deposition (mekv m -2 år -1 ) ha m.ö.h ( C) mm mm NO 3 +NH 4 -N SO 4 -S Ca G G G2R K L L L2R N O O2R 5 126± P P P2R R R2R ± Kalkningsmetodik och stormskador Nedan följer en mer ingående beskrivning av bland annat kalkningsmetod (Tabell 4) och stormskador (Tabell 5). Uppgifterna bygger på skriftlig dokumentation från början av försöksperioden och senare tillkomna sammanställningar. Den del av avrinningsområdet som har kalkats i förhållande till den totala arealen uppgår i de flesta fall till 100 % med undantag av G1 och G2 där en mosse på 24 respektive 22 ha har undantagits kalkning. I L2 och P1 har 90 respektive 95 % av avrinningsområdet behandlats. En stor del av informationen om avrinningsområdenas gränser och utförda skogsbruksåtgärder har tillhandahållits av Skogsstyrelsens fältpersonal genom åren. Karaktäriseringen av områdena har gjorts av Lind et al. (1999) på uppdrag av Skogsstyrelsen och bygger framför allt på en digital redovisningsform. Delar av nedanstående text är hämtad från denna redovisning. Vid en jämförelse mellan 29

34 RAPPORT 16/2008 storleken på avrinningsområdena redovisade i Lind et al. (1999) och de som har tagits fram med hjälp av Lantmäteriets höjddatabas, se ovan, upptäcktes en viss diskrepans. I två fall var skillnaden stor (L2R: 138 istället för 92 ha och O2R: 5 istället för 16 ha). Vi har valt att utgå från Lantmäteriets uppgifter. Försöksområdena drabbades i olika utsträckning av stormarna Gudrun och Per i januari 2005 respektive januari Under sommaren 2005 genomfördes en inventering av Gudruns effekter (Erlandsson & Anderson 2005,Tabell 5) i samtliga områden utom O2/O2R, R2/R2R samt P2/P2R efter en bedömning att de låg utanför det stormdrabbade området. Utöver stormskadorna inventerades även hyggen och ungskog (upp till 20-åriga plantor). Skogsbruksåtgärder på senare år har inte dokumenterats förutom i L1 där mindre avverkningar och markberedning har skett kontinuerligt sedan 1999, se nedan. I vilken omfattning stormen Per drabbade försöksområdena är okänd. Dokumentationen över stormskador skedde utifrån en 4-gradig skala där skadeklass 1 (nedblåst) = mer än 75 % av beståndet vindfällt eller vindknäckt, 2 (svårt sönderblåst) = % av beståndet vindfällt eller vindknäckt, 3 (sönderblåst) = % av beståndet vindfällt eller vindknäckt och slutligen 4 (mindre skador, strövindfällen, oskadat) = mer än 25 % av beståndet vindfällt eller vindknäckt. Observera att i Tabell 5 har stormskadorna i klass 1-3 summerats ihop. Bedömningen om eventuell påverkan på vattenkemin kan vara svår eftersom både skadornas omfattning och närheten till vattendraget spelar roll. Av samtliga försöksområden tillhör G1, G2 och G2R de värst drabbade områdena Kronobergs län (G) Avrinningsområdet G1 i Furuby, Kronobergs län, är 261 ha stort och varierar från 235 m.ö.h. i de norra delarna till 180 m.ö.h. i de södra delarna, där provpunkten för bäckvatten är belägen invid en konstgjord ädelfisksjö (Lilla Sandbäcksdammen). I stort präglas området av små nivåskillnader. Lutningen sker huvudsakligen åt söder och in mot områdets blöta mittparti där ett mer eller mindre sammanhängande bäckflöde sker. Dikning in mot bäckfåran har gjorts på flera ställen. Efter stormen Gudrun noterades 15 hektar svårt sönderblåst skog och ett flertal strövindfällen. Någon referensbäck har aldrig funnits. Området har kalkats med 3 ton kalk (Ingabergs MG-kalk med 4 % dolomit) per hektar t.o.m. Ekekärret i den nordligaste delen och Alakärret i den sydligaste delen samt delar kring Lilla Sandbäcksdammen (Tabell 4). Enligt uppgift har en mosse på 24 ha undantagits, i övrigt har hela området fastmarkskalkats. Spridning skedde både från marken och luften under perioden t.o.m (traktor) och t.o.m (helikopter). De dominerande trädslagen utgörs av gran och tall. Under vintersäsongen 1997/98 utfördes en mindre tallavverkning i de norra delarna följt av markberedning. Botten- och fältskiktet utgörs av för södra Sverige vanliga flora av mossor, ris och enstaka buskar. Mätningarna i G1 även har störts av våtmarkskalkning de senaste åren. I november 2003 genomförde Länsstyrelsen i Kronobergs län våtmarkskalkningar på tre ställen inom avrinningsområdet. Målet för kalkningen var den nedströms liggande sjön Rottnen. Länsstyrelsen saknade tyvärr kännedom om att G1 ingick i Skogsstyrelsens effektuppföljningsprogram. Kalkningen upprepades i december 2004, oktober 2005 och januari Länsstyrelsen har inga planer på att upphöra med 30

35 RAPPORT 16/2008 denna kalkning. Både giva och dos har varierat, två av ytorna (0,6 och 0,6 hektar) har behandlats med Vombkalk i doser mellan 2-14 ton per hektar och en yta (1,2 hektar) har behandlats med fuktad grovkalk (0,2-0,8 mm) i doser mellan 2-17 ton per hektar. Vombkalk är restprodukt vid avkalkning av dricksvatten från Vombsjön i Skåne. Det är små kulor som löser sig långsammare än kalkmjöl. All våtmarkskalkning har skett med helikopter. Område G2 nära Asa i norra Kronobergs län har en klar dominans av, ofta täta, grandominerade bestånd. Inslag av rena tallbestånd på dikad torvmark och björkbestånd förekommer dock. Botten- och markskiktet består av vanliga mossor, ris, gräs och buskar. Topografin varierar från 195 m.ö.h i nordost till 275 m.ö.h i nordväst. I nordost stiger terrängen brant i form av en bergvägg med rasbranter. Avrinningsområdets gränser består huvudsakligen av bergsknallar på mellan m.ö.h. Terrängen i de inre delarna är i huvudsak flackt lutande mot nordost. Provpunkten ligger i avrinningsområdets nordöstra hörn. Avrinningsområdet är 118 hektar stort och hela området utom det centrala våtmarkspartiet (Lommagölen) har kalkats med 3 ton kalk (Ignabergs Mg-kalk med 4 % dolomit) per hektar. Det finns uppgifter om att en mosse på 22 ha har undantagits kalkning, i övrigt har hela området kalkats All spridning har skett med hjälp av helikopter under perioden t.o.m (Tabell 4). Området är typiskt för stora delar av sydsvenska höglandets skogsområden på sur sandig-moig moränmark ovanför högsta kustlinjen. Asa drabbades i stor utsträckning av stormen Gudrun medan referensområdet inte skadades i lika stor utsträckning. Referensområdet, G2R, ligger västerut alldeles bredvid G2. Området är 194 hektar stort och domineras, liksom G2, av gran med inslag av tall och björk. I området finns en gammal inäga som har dikats runt om. Området sträcker sig cirka 3.8 km i nord-sydlig riktning med en ungefärlig bredd på 0,5-0,8 km. Provpunkten är belägen i den norra delen på en höjd av 185 m.ö.h. Avrinningsområdets topografi höjer sig mot söder där de högsta bergsknallarna är belägen på 285 m.ö.h. Höjderna är långsträckta och de plana partierna har liten arealmässig utsträckning och representeras främst av mindre myrområden mitt i och omkring bäckens utsträckning Blekinge län (K) Hallaryd, K2, är 166 hektar stort. Området sträcker sig drygt 2 km i nord-sydlig riktning och har små topografiska nivåvariationer från 115 t.o.m. 125 m.ö.h. Hela området präglas av utdikad, och numera trädbevuxen, torvmark i de lägre partierna och torrare moränmark på höjderna. Provpunkten är belägen i områdets södra del och hela området är dikat in mot bäcken. Området har en tydlig dominans av granbestånd med inslag av tall och björk. Rena tallbestånd förekommer. I områdets centrala delar har en avverkning ägt rum under vintern 1997/98. Ytterligare fällningar skedde i samband med Gudrun 2005 då 12.6 ha skog blåste ned. Även mindre strövindfällen förekom. Strax norr om denna punkt fanns ett större tallhygge vid samma tidpunkt. Området kalkades med 3 ton kalk (Ignabergs Mg-kalk med 4 % dolomit) under perioden t.o.m med hjälp av helikopter och markspridare (Tabell 4). Under de första åren fanns en referensbäck, K2R, men denna lades ner

36 RAPPORT 16/2008 Tabell 4. Kalkningstidpunkt, spridningsmetod, kalkgiva, kalksort samt tillförd mängd buffertkapacitet (basverkan) i form av Ca 2+ och Mg 2+, baserat på gamla anteckningar. Kursiverade värden är uppskattade. Lokal Kalkning utförd Spridningsmetod Kalkgiva Kalksort Kalkfraktioner CaO MgO Ca Mg ton ha -1 mm % % kekv ha -1 kekv ha -1 G1 12/4-15/ Traktor 3 Ingabergs Mg-kalk 4/ / Helikopter 3 Ingabergs Mg-kalk 4/ G / Helikopter 3 Ingabergs Mg-kalk 4/ K2 20/8-26/ Traktor 3 Ingabergs Mg-kalk 4/ / Helikopter 3 Ingabergs Mg-kalk 4/ L1 L / Traktor & helikopter 3.05 Ingabergs Mg-kalk 4/ / / Traktor & helikopter 3 Ingabergs Mg-kalk 4/ /9-1/ N1 21/ Helikopter 3.3 Önnestad kross O2 9/ Helikopter 3 Brattefors kalkstenskross P / Helikopter 3 Krossad kalk från PJ-Kalkservice P2 8/10-5/ Traktor & Helikopter 3.1 Svenska Mineral GG R2 17/11-23/ Traktor 3 Krossad kalk+dolomit från PJ Kalkservice / Helikopter 3 Krossad kalk+dolomit från PJ Kalkservice

37 RAPPORT 16/2008 Tabell 5. Utförda skötselåtgärder och eventuell påverkan i samband med stormen Gudrun Inventeringen är gjord i de områden som stormen drog fram i. Med mer eller mindre sönderblåst avses att mer än 25 % av beståndet är stormfällt eller vindknäckt. Obehandlade områden är gråmarkerade. Lokal Andel hyggen & ungskog upp till 20 år, 2005 G1 12,4 ha (5 %) G2 4,7 ha (4 %) Stormpåverkan 2005 G2R 13,9 ha (7 %) 13 ha (6 %) 48 ha (20 %) nedblåst eller sönderblåst, mindre skador (knäckta grenar mm) i hela beståndet 49 ha (41 %) nedblåst eller sönderblåst K2 28,2 ha (17 %) 18 ha (11 %) nedblåst eller sönderblåst L1 9,9 ha (24 %) mycket ringa L2 3,8 ha (4 %) 17 ha (18 %) nedblåst eller sönderblåst L2R - 2 ha (2 %) nedblåst N1-2 ha (13 %) nedblåst eller sönderblåst O2? ej inventerat O2R? ej inventerat P1 - mycket ringa P2? ej inventerat P2R? ej inventerat R2? ej inventerat Övrigt Våtmarkskalkat I Erlandson & Anderson (2005) var siffrorna för G2 och G2R förväxlade. Rätt värden anges här. I Erlandson & Anderson (2005) var siffrorna för G2 och G2R förväxlade. Rätt värden anges här. Bred ledningsgata löper genom beståndet R2R? < 0,5 ha Muntlig uppgift S. Löfgren Skåne län (gamla Kristianstad län, L) I Skånes norra delar, på gränsen mot Kronobergs län ligger L1, Skeinge, ett 41 hektar stort område som nästan uteslutande består av gran. Inslag av tall förekommer dock. Området sluttar svagt mot norr från 105 m.ö.h i söder till 80 m.ö.h i områdets nordvästra del, där provpunkten är belägen. Den huvudsakliga avrinningen sker via diken till en central fåra som viker av mot väster i områdets norra del. I området har avverkningar skett kontinuerligt varav en av de större ägde rum 2000, nära vattendraget. Arealuppgift saknas. Som kuriosa kan nämnas att den nya markägaren utfordrar vildsvin i området. Skogsmarkskalkningen skedde under perioden t.o.m och t.o.m , både med hjälp av helikopter och med markspridare. Dosen var 3 ton per hektar och medlet som användes var Ignabergs Mg-kalk (med 4 % dolomit, Tabell 4). Det finns en notering om att spridningen blev ojämn på grund av fuktig kalk. Någon referensbäck har aldrig funnits. Avrinningsområdet L2 vid Östad ligger på norra delen av Ryssberget i Skåne nära gränsen till Blekinge och sträcker sig drygt 2 km i nord-sydlig riktning. De högst belägna områdena finns i områdets södra delar och ligger på en höjd av 165 m.ö.h. 33

38 RAPPORT 16/2008 Bäcken, med små omgivande våtmarker, löper centralt genom området. I norr är provpunkten belägen på en höjd av 65 m.ö.h. I området finns långsträckta stenmurar och i norr finns det ett antal ravinliknande bildningar som sträcker sig på båda sidor ner mot bäcken där blockigheten är riklig. Till skillnad från övriga områden finns det stora inslag av ädellöv (bok) som förekommer i rena bestånd. Under 2005 drabbades området i mindre omfattning av stormen Gudrun, men i de fall skador uppstod så föll hela bestånd (13.2 ha). Området är 92 hektar stort och kalkades med en giva på 3 ton kalk per hektar med Ignabergs Mg-kalk (med 4% dolomit). Spridningen skedde under perioden t.o.m och t.o.m både med hjälp av helikopter och markspridare (Tabell 4). I början och mitten av 1990-talet gallrades cirka en tredjedel av området. Till L2 hör ett referensområde, L2R, som ligger alldeles bredvid L2. Det är 138 hektar stort och består huvudsakligen av bokskog. I området finns även grova tallar med brandljud. Även detta område gallrades hårt under samma tidsperiod som L2. I de sydvästra delarna sänker sig området från 155 m.ö.h ner till 90 m.ö.h i norr där Lillesjöbäcken har sitt utflöde och där provpunkten är belägen. Den östra gränsdragningen följer höjdryggar på 150 m.ö.h som delvis är gemensam för L2. Uppstickande bergsryggar karaktäriserar området med ofta tunna jordlager och blockigheten är riklig. Stenmurar är vanligt förekommande. L2R drabbades ytterst lite av stormen Gudrun, enstaka träd föll och i ett fall orsakade Gudrun en mer allvarlig skada (2,2 ha fälld skog) Hallands län (N) N1 i Fröslida, är ett av de minsta avrinningsområdena, endast 14 hektar stort. Området domineras av gran och genomskärs av en bred kraftledningsgata som breddades i februari En mer detaljerad beskrivning över områdets karaktär saknas. Kalkning skedde med hjälp av helikopter. Totalt spreds 3 ton kalk (Önnestad kross 0-2 mm utan Mg-inblandning) per hektar (Tabell 4). Enligt en notering var det svårt att sprida på grund av minusgrader eftersom kalkmedlet klumpade ihop sig men i ett annat dokument framgår det att man har kompletterat där missat ska vara bra och jämnt. Totalgivan överskrider inte 3 ton kalk per hektar trots senare kompletteringar. Referensområde saknas. I samband med Gudrun föll cirka 1,5 ha skog i anslutning till provpunkten. Ytterligare ett avrinningsområde, N2 Getinge, med tillhörande referensbäck har funnits i Hallands län. På grund av att granbestånden drabbades av kraftig kådrinning och skador från honungsskivling avverkades bestånden i förtid vilket innebar att mätningarna upphörde i september Provytorna drabbades dock inte i samma utsträckning, se avsnitt 8.1, varför mätningar av mark- och markvattenkemi kunde fortsätta. Efter stormen Gudruns framfart finns numera endast provytan N2b kvar Västra Götalands län (gamla Göteborg och Bohus län, O) Munkedal, O2 är ett 19 ha stort avrinningsområde och altituden varierar mellan 125 till 165 m.ö.h. Det förekommer ett flertal mycket branta bergssluttningar i området. Provpunkten är belägen i avrinningsområdets nordvästra hörn och rinner genom de lägre partierna. Bäcken startar i öster där en våtmark brer ut sig i nord-sydlig riktning. Våtmarken har dikats. Vid högflöden får bäcken även tillskott från den nordöstra sidan. Området är rikt på kulturminnen (stenmurar och gamla husgrunder) och domi- 34

39 RAPPORT 16/2008 neras av barrskog. Hela området med undantag av den östliga våtmarken har kalkats med 3 ton kalk (Brattefors kalkstenskross, Mg-innehåll osäkert) per hektar. Spridningen ägde rum med hjälp av helikopter (Tabell 4). Referensområdet O2R ligger drygt 2 km norr om O2 och är 5 ha stort. Området utgörs av en flack bergsplatå på cirka 140 m.ö.h med en brant sluttning till 105 m.ö.h i sydöst där bäcken har sitt utflöde och där provpunkten är belägen. Uppstickande bergsknallar med hällmarkskaraktär och mellanliggande mindre hällar karaktäriserar området. Ett våtmarksparti täcker in det nordvästra hörnet av området. Blandskog är det vanligaste inslaget även om rena granbestånd förekommer. Våtmarken har en tydlig lagg och busk- och markskiktet består av bland annat klockljung, pors, tuvull, vitoch björnmossor. Renlavar är vanligt förekommande på bergsknallarna Västra Götalands län (gamla Älvsborgs län, P) Örby P1, som ligger i västra Götalands län, är 13 hektar stort och är flackt med endast små lokala höjdvariationer. Avrinningen sker mot nordväst där provpunkten är belägen. Gränsen för avrinningsområdet är i flera fall dragen genom våtmarker och gränsen för ytvattendelaren är i fält svår att tolka på ett flertal ställen. Det växer huvudsakligen gran och tall i området och avverkningar har förekommit. Hela området med undantag av våtmarken längs den östra kanten har kalkats med 3 ton kalk per hektar under perioden t.o.m med hjälp av helikopter (Tabell 4). Enligt en notering varierade vattenhalten i kalkmedlet (PJ-kalk utan Mg-inblandning) och kvalitén var ojämn. För att få ner fukthalten användes kalk med stor finandel vilket gav en total finkornsandel på 40 %. P1 drabbades inte av stormen Gudrun. Det nordligaste försöksområdet är Bäckefors P2, nordväst om Ödskölts moar. Området är 20 hektar stort och kännetecknas av bruten terräng med upp mot 10 m rakt stupande lodväggar. Den högsta bergsknallen finns i norr på 215 m.ö.h och området sänker sig mot söder till 170 m.ö.h, där provpunkten ligger. Bäcken som ligger nära avrinningsområdets östra gräns har skurit sig djup ner i sprickdalen och omges på båda sidor av skarpa branter. Gran är det dominerande trädslaget utom på Bickjemyren (väl utdikad) där det växer ett tallbestånd. Totalt spreds 3.1 ton kalk (Svenska Mineral GG 0-2 utan dolomitinblandning) per hektar, både med hjälp av helikopter (30 %) och med markspridare (70 %) under perioden t.o.m (Tabell 4). Produkten fungerade väl både för mark- och helikopterspridning. Till Bäckefors P2 hör ett referensområde, P2R på 23 hektar som ligger cirka 3 km nordväst om P2. Topografin varierar från 210 m.ö.h i nordväst till 150 m.ö.h i de centrala delarna där den dikade bäcken har sitt flöde. Bäcken svänger av mot öster där provtagningspunkten för ytvattnet är belägen. En mycket brant bergvägg sträcker sig i riktning nordost-sydväst genom det granskogsdominerande området. Någon gång under 1992 ökade ph-värdet kraftigt (från ca 5-6,5). Vid samma tidpunkt angav den lokala provtagaren att det hade skett en rensning eller nygrävning av diket vilket skulle kunna förklara ph-förhöjningen. Referensbäcken har ändå tillåtits vara med i effektuppföljningsprogrammet på grund av svårigheter att finna en alternativ referensbäck i området. 35

40 RAPPORT 16/ Västra Götalands län (gamla Skaraborgs län, P) Mullsjö R2, är 35 hektar stort i ett flackt område med små höjdvariationer. Området sträcker sig från 305 m.ö.h i söder ner till 285 m.ö.h i norr, där provpunkten ligger. I de centrala delarna ligger det en våtmark som bäcken rinner igenom. En omfattande dikning har skett i den nordligaste delen (Hylte mosse). Området karaktäriseras av barrskog (framför allt gran). Kalkning ägde rum t.o.m med hjälp av skotare och t.o.m med hjälp av helikopter (Tabell 4). Som spridningsmedel användes krossad kalk från PJ Kalkservice med dolomitinblandning. Enligt notering spreds kalken ojämnt på ytan men efter kalkning kompletterades spridningen vilket gav en total giva på 3,7 ton kalk per hektar. Referensområdet R2R, ligger cirka 3 km sydväst om R2 och domineras av granskog varav ett flertal bestånd utgörs av granåkrar, det vill säga kulturmark med granplanteringar. Avverkning har skett inom området. Totalt är avrinningsområdet 11 ha stort och är flackt med mindre lokala höjdvariationer. I nordöst är den topografiska nivån 295 m.ö.h och sedan sluttar området i sydvästlig riktning ner mot 285 m.ö.h i de centrala delarna (där en väl avgränsad torvmark finns) för att åter stiga upp mot 290 m.ö.h. Norr om torvmarken har en dikad bäck sitt flöde. Ytterligare en dikad bäck finns i området Vattendragens kemiska karaktär De vattendrag som ingår i SKOKAL-försöken var i början av mätperioden (kring 1990) mycket sura med låg motståndskraft mot försurning. Under de år som mätningarna har pågått har bäckarna uppvisat tydliga tecken på en återhämtning från försurning i form av minskad sulfatkoncentration och minskad konduktivitet, vilket innebär att vattendragens jonstyrka har minskat. Majoriteten av bäckarna är fortfarande mycket sura (ph5,6) och jonsvaga med sulfat, organiska anjoner och klorid som dominerade anjoner (Figur 9 och Tabell 6) och kalcium och magnesium som dominerande katjoner (Tabell 6). Utgående från de mobila anjonernas fördelning under perioden kan man grovt beskriva vilka processer det är som idag bestämmer syra-baskemin i vattendragen. I bäckarna i N och gamla O och P län på Västkusten är havssaltnedfallet stort, vilket bidrar till höga koncentrationer av klorid i bäckvattnet (Figur 9) och stor risk för saltdrivna syraepisoder. Organiska anjoner uppvisade ungefär lika höga halter som klorid i bäckarna i G och gamla R län (Figur 9), vilket indikerar att produktionen av humus och biologiska processer är viktiga för surhetstillståndet i de studerade områdena i de inre delarna av Sydsverige. Både tillförsel av havssalt och produktionen av humus är naturliga processer och inte kopplad till surt nedfall. Det är däremot ickemarint sulfat, som dominerade eller låg på samma nivå som kloridhalterna i bäckarna i K och gamla L län (Figur 9). Det är följaktligen störst risk för att bäckarna på Sydkusten är försurade av surt nedfall, medan syra-baskemin i övriga bäckar påtagligt påverkas av naturliga processer. Vätekarbonat förekommer inte i systemet (alkaliniteten är noll) utan buffringen sker huvudsakligen av organiska syror och baser (akvatisk humus). Under riktigt sura förhållanden (ph<5) kan även upplösning av sekundära aluminiumföreningar neutralisera vätejoner och frigöra Al i. Halterna av Al i varierar från måttligt (20-50 μg/l) till extremt höga (>150 μg/l, Tabell 6). Buffertkapaciteten, uttryckt som den 36

41 RAPPORT 16/2008 syraneutraliserande förmågan (ANC) ligger på en måttlig nivå ( μekv/l) med undantag av L2/L2R, O2/O2R samt P2 där buffertkapaciteten fortfarande är låg (20-50 μekv/l) till extremt låg (<0 μekv/l) μekv/l R2R R2 P2R P2 P1 O2R O2 N1 L2R L2 L1 K2 G2R G2 G1 Icke-marint sulfat Organiska anjoner Klorid Figur 9. Medelhalterna av icke-marint sulfat ([SO4*] = [SO4] 0,103 * [Cl]), organiska anjoner (beräknad enligt Oliver et al. 1983) och klorid under perioden i SKOKAL-bäckarna Nitrathalterna är låga, vilket tyder på att kväve effektivt tas upp i skogsekosystemet. De avrinningsområden som innehåller torv- eller våtmarker, exempelvis G1 och O2 (Tabell 1), tenderar att ha högre halter TOC i avrinningsvattnet, men variationen är stor. Av samtliga vattendrag som ingår i effektuppföljningen skiljer sig två lokaler från övriga. Det är det kalkade avrinningsområdet R2 i Mullsjö, nordväst om Jönköping som ända sedan start har varit mindre sur jämfört med övriga bäckar. Även referensområdet P2R i Dalsland, ligger på ett betydligt högre ph-värde jämfört med övriga bäckar även om det initialt låg i nivå med övriga bäckar. 37

42 RAPPORT 16/2008 Tabell 6. Vattendragens kemiska karaktärer, uttryckt som medelvärden och standardavvikelser, för perioden nalo står för antalet mätvärden då Alo analyserats. Provtagningen skedde huvudsakligen under april, maj, september och oktober månad med undantag av G2 och G2R som provtogs månadsvis. En outlier är bortplockat för G2R (Alo=11070 ekv l -1 ). Okalkade referensområden är markerade med grått. Organiska anjoner (RCOO - ) har beräknats enligt Oliver et al. (1983). Lokal nalo ph H Kond ANC TOC Ca Mg K Na SO4 Cl NO3 RCOO - Alt Alo Ali ekv l -1 ms m -1 ekv l -1 mg l -1 ekv l -1 ekv l -1 ekv l -1 ekv l -1 ekv l -1 ekv l -1 ekv l -1 ekv l -1 g l -1 g l -1 g l -1 G1* ± ± ± 30 22± 8 80± 18 64± 5 7± 5 169± 12 78± ± ± ± ± ± ± 53 G ± ± ± 67 27± ± 36 94± 26 5± 3 192± ± ± 28 1± 2 132±57 460± ± ± 38 G2R ± ± ± 45 19± 9 76± 25 72± 27 8± 4 180± ± ± 21 2± 2 90±42 470± ± ± 70 K ± 8.9 8± 1 108± ± ± ± 34 25± ± ± ± 24 13± ± ± ± ± 52 L ± ± ± ± 6 188± ± 25 19± 6 380± ± ± 38 12± 7 144± ± ± ± 49 L ± ± ± 42 9± 2 150± ± 14 10± 6 263± ± ± 37 17± 22 42±12 790± ± ± 230 L2R ± ± ± 33 5± 2 117± 21 69± 17 8± 3 239± ± ± 28 5± 3 40±74 510± ± ± 154 N ± ± ± 49 16± 5 129± ± 23 8± 4 273± ± ± 30 5± 5 88±54 480± ± ± 84 O ± ± ± 31 13± 5 48± 14 63± 11 8± 6 254± 30 91± ± 47 4± 3 54±22 460± ± ± 35 O2R ± ± ± 35 15± 5 36± 11 51± 16 7± 3 262± 47 87± ± 54 6± 6 61±26 500± ± ± 46 P ± ± ± 52 11± 5 92± 24 58± 9 8± ± 26 86± ± 43 2± 2 52±45 320± ± ± 38 P ± ± ± 84 12± 4 78± 23 62± 16 10± 7 178± 39 93± ± 25 4± 5 54±20 370± ± 70 73± 76 P2R ± ± ± ± 4 143± ± 44 11± 7 215± 49 90± ± 20 1± 1 96±46 320± ± ± 78 R ± ± ± ± ± 77 85± 22 14± 6 211± 40 68± ± 38 2± 1 194± ± ± ± 39 R2R ± ± 2 115± 70 40± ± 27 58± 8 13± 5 166± 16 70± ± 23 3± 5 153± ± ± ± 35 * Mätperiod begränsad till p.g.a. länsstyrelsens våtmarkskalkningar 38

43 RAPPORT 16/ Okalkade områden Utöver de fem okalkade bäckarna som ingår i SKOKAL-försöken har denna studie kompletterats med vattenkemiska tidsserier från sex okalkade, små skogsvattendrag i sydvästra Sverige där mätningarna startade 1990 eller tidigare. Huvuddelen av bäckarna ingår idag i Naturvårdsverkets övervakningen av vattendrag antingen i form av nationella referensbäckar (Pipbäcken nedre, Ringsmobäcken, Lommabäcken nedre, Bråtängsbäcken och Lill-Fämtan) eller Integrerad Monitoring (Gårdsjön). Dessutom har ytterligare några bäckar studerats där mätningarna påbörjades under perioden Två av dessa bäckar ingår i Integrerad Monitoring (Aneboda och Kindla), två i Skogsstyrelsens Nissanförsök (Ni44 och Ni54), två i IVL:s studier runt Asa försökspark (LIVG3 och LIVG30) samt Ramsjöbäcken som ingår i Jönköping läns regionala övervakning av brukad skog (Jaldemark 2001) Markanvändning och klimat Även de okalkade bäckarnas avrinningsområden domineras av barrskog (>72%) och där andelen myr är 10% i samtliga områden förutom Ni 44, Ringsmobäcken och Pipbäcken nedre där andelen varierar mellan 18-37% (Tabell 7). Avrinningsområdenas storlek varierar påtagligt med IM-området i Gårdsjön som det minsta på drygt 3 ha. Bråtängsbäcken är ca 200 gånger större. Det är särskilt i de större avrinningsområdena som andelen myr är påtaglig. Aktivt skogsbruk pågår i sju av områdena och gran dominerar i nio av områdena medan tall dominerar i fyra (Tabell 8). Trädåldern är hög i områdena utan skogsbruk. Med undantag för Lill-Fämtan som ligger på hög höjd ( m.ö.h) i Malungs kommun och avvattnas till Klarälven, så överrensstämmer höjdlägena, temperaturen, nederbörden, avrinningen och depositionen av svavel, kväve och kalcium med de som är karaktäristiska för SKOKAL-områdena (Tabell 3 & Tabell 9). Tabell 7. Andel barrskog, lövskog och myr (%) i avrinningsområdena till de okalkade bäckarna baserat på svensk CORINE-data från med upplösningen meter. Station Area ha Skogsbruk Barrskog % Lövskog % Myr % Aneboda IM Bråtängsbäcken 646 Ja Gårdsjön IM (F1) Kindla IM LIVG3 450 Ja LIVG30 94 Ja Lill-Fämtan Lommabäcken Nedre Ni Ja Ni Ja Pipbäcken Nedre Ramsjöbäcken 81 Ja Ringsmobäcken 145 Ja

44 RAPPORT 16/2008 Tabell 8. Trädålder (år), trädhöjd (m), totalt virkesförråd (m 3 sk ha -1 ) och trädslagsfördelning (%) i avrinningsområdena till de okalkade bäckarna uttryckt som medelvärden. Baserat på knn- Sverige med upplösningen meter. Övriga trädslag = björk, contorta och övrigt löv Lokal Trädålder Trädhöjd Total virkesvolym Gran Tall Bok+Ek Övriga trädslag år m m 3 sk ha -1 % % % % Aneboda IM Bråtängsbäcken Gårdsjön IM (F1) Kindla IM LIVG LIVG Lill-Fämtan Lommabäcken Nedre Ni Ni Pipbäcken Nedre Ramsjöbäcken Ringsmobäcken Tabell 9. Area (ha) och altitud (m.ö.h) inom avrinningsområdena till de okalkade bäckarna samt temperatur ( C), nederbörd (mm) och avrinning (mm) uttryckta som 30-års medelvärden ( , SMHI). Depositionen (mekv m -2 år -1 ) är medelvärden för perioden Lokal Area Altitud Temperatur Nederbörd Avrinning Deposition (mekv m -2 år -1 ) ha m.ö.h C mm mm NO 3 +NH 4 -N SO 4 -S Ca Aneboda IM Bråtängsbäcken Gårdsjön IM (F1) Kindla IM LIVG LIVG Lill-Fämtan Lommabäcken Nedre Ni Ni Pipbäcken Nedre Ramsjöbäcken Ringsmobäcken Vattendragens kemiska karaktär Majoriteten av de okalkade bäckarna är mycket sura (ph5,6) och jonsvaga med sulfat och klorid som dominerade, oorganiska anjoner och kalcium och magnesium som dominerande katjoner. I många fall är de organiska anjonerna, beräknade enligt Oliver et al. (1983), på samma nivå eller högre än sulfat (Tabell 10), vilket visar humusens betydelse för vattnens buffertkapacitet. I den kustnära lokalen Gårdsjön är havssaltnedfallet stort vilket bidrar till höga koncentrationer av magnesium, natrium och klo- 40

45 RAPPORT 16/2008 rid i bäckvattnet och därmed även en högre konduktivitet. Lill-Fämtan har extremt jonsvagt vatten med en konduktivitet på i medeltal 1,6 ms/m. Samtliga bäckar har relativt höga TOC-halter och endast Lill-Fämtan hade en medelhalt under 10 mg/l. Vätekarbonat förekommer i några av bäckarna periodvis, men buffringen sker huvudsakligen av organiska syror och baser. Buffertkapaciteten, uttryckt som den syraneutraliserande förmågan (ANC) ligger på en låg (20-50 μekv/l) till extremt låg (<0 μekv/l) nivå i sju av bäckarna medan övriga sex bäckar uppvisade måttlig ( μekv/l) eller högre buffertkapacitet. Särskilt Ramsjöbäcken och LIVG3 var välbuffrade och hade ph>6 i medeltal. Nitrathalterna är generellt låga, vilket tyder på att kväve effektivt tas upp i skogsekosystemen. Halterna av Al i varierar från måttligt (20-50 μg/l) till extremt höga (>150 μg/l, Tabell 10). Generellt var vattenkemin likartad mellan de okalkade bäckarna (Tabell 10) och de kalkade bäckarna i SKOKAL-försöken (Tabell 6). 41

46 RAPPORT 16/2008 Tabell 10. Vattendragens kemiska karaktärer, uttryckt som medelvärden och standardavvikelse för perioden nalo står för antalet mätvärden då Alo analyserats. Provtagningen skedde vanligtvis en gång i månaden eller oftare, vilket innebär att det totala antalet mättillfällen vid varje station varierar mellan med undantag av LIVG3 och LIVG30 där antalet observationer endast är 51 respektive 29. Organiska anjoner (RCOO - ) har beräknats enligt Oliver et al. (1983). Lokal n Alo ph H + Kond ANC TOC Ca Mg K Na SO4 Cl NO 3 RCOO- Alt Al o Al i ekv l -1 ms m -1 ekv l -1 mg l -1 ekv l -1 ekv l -1 ekv l -1 ekv l -1 ekv l -1 ekv l -1 ekv l -1 ekv l -1 g l -1 g l -1 g l -1 Aneboda IM* 117 4,54 30±8 5,4 86±55 23±16 91±16 83±15 13±19 224±6 143±61 178±22 2±2 116±79 512± ± ±33 Bråtängsbäcken 15 4,80 18±10 3,2 66±21 17±4 66±12 39±7 8±11 106±3 68±25 83±13 3±3 90±21 453± ±62 179±81 Gårdsjön IM* 105 4,30 51±13 9,8-6±41 13±5 39±20 103±48 13±56 408±4 141±91 423±105 5±13 62±23 709± ± ±184 Kindla IM* 123 4,64 24±7 3,0-7±27 9±5 27±6 25±5 3±11 99±2 101±30 59±10 1±0 44±28 666± ± ±118 LIVG3 4 6,05 16±1 7,2 240±139 14±3 256±90 148±46 24±29 224±9 211± ±29 17±16 128±33 292±97 385±67 36±11 LIVG30 8 5,27 1±5 6,2 145±77 18±4 186±51 109±29 18±26 217±16 187±95 187±25 12±13 117±30 424±99 414±97 74±65 Lill-Fämtan** 15 4,89 7±10 1,6 28±12 10±3 22±6 13±3 4±6 41±3 33±5 18±4 1±1 55±12 343±89 214±35 153±65 Lommabäcken Nedre** 14 4,47 35±10 3,5 25±12 15±3 38±7 31±5 7±10 99±2 70±17 78±10 2±2 72±12 438±95 297±62 208±97 Ni ,84 17±8 5,2 89±68 19±16 84±31 74±21 9±31 228±4 88±32 217±35 0±0 103±79 296± ±221 55±32 Ni ,36 44±8 6,2 7±45 12±4 58±33 61±12 9±23 227±5 111±36 225±35 12±13 57±18 417± ± ±42 Pipbäcken Nedre** 15 4,88 15±7 5,1 33±35 11±8 60±18 73±17 9±29 234±4 96±30 238±35 9±6 61±46 184± ±76 88±38 Ramsjöbäcken* 24 6,24 1±2 7,0 343±511 17±6 304± ±71 15± ±8 152±91 242±186 9±8 155±56 301± ±105 22±43 Ringsmobäcken 8 4,46 39±23 4,3 28±33 12±4 43±19 37±7 8±19 154±4 54±17 159±37 2±3 58±16 365± ±51 63±173 *Provtagning varannan vecka ** Provtagning varannan vecka vissa månader under året 42

47 8 Metoder 8.1 Markkemi Försöksupplägg Inom eller i anslutning till avrinningsområdena i SKOKAL-försöken utlades totalt 41 fasta provytor innan kalkningen utfördes (Larsson & Westling 1997). Bestånden var i de flesta fall gran, men även ytor dominerade av tall och bok förekom (Tabell 11). Om möjligt lades tre provytor ut representerande beståndsåldrarna 60, 40 respektive 20 år. Man lade även ut en referensyta som inte behandlades med kalk. Referensytornas ålder är avsedda att motsvara någon av dessa åldrar. Standardmåtten på provytorna var m eller m och den avsedda givan har varit 3 ton magnesiumkalk per hektar men avvikelser har förekommit (Tabell 11). Provytorna har kodats med länsbokstäverna för de län (enligt den gamla länsindelningen, ex. P) som ytorna ligger i, följt av numret på ytan (1 eller 2). Bokstäverna A, B och C i slutet av koden står för beståndsåldrarna 60, 40 respektive 20 år medan R står för referens. Avrinningsområdenas namnkoder följer samma princip, det vill säga avrinningsområde G1 ligger i G län, yta 1. I avrinningsområdet ligger provyta G1A, B och C medan G1R ligger strax utanför. Figur 10. Markkemisk provtagning samt rotvältor och markskador orsakade av stormen Gudrun, januari 2005 i SKOKAL-provytor. Foto: Per-Erik Larsson 43

48 Tabell 11. Tidpunkten för kalkning i provytorna för markkemi och markvatten (vanligtvis 30*30 m=0,09 ha el. 20*20 m=0,04 ha) samt större avvikelser från Skogsstyrelsens riktvärden avseende kalkmedlets innehåll (Mg-kalk), sammansättning (51 % CaO & 4 % Mg), giva (3 ton per hektar) och kornstorlek (högst 30 % < 0,25 mm, högst 5 % > 3mm). Provytorna har kodats med länsbokstäverna för de län (enligt den gamla länsindelningen, ex. P) som ytorna ligger i, följt av numret på ytan (1 eller 2). Bokstäverna A, B och C i slutet av koden står för beståndsåldrarna 60, 40 respektive 20 år medan R står för referens. SI (H100) är ett mått på den övre höjd som ett bestånd uppnår vid åldern 100 år (SI=ståndortsindex, H100=förväntad trädhöjd då träden nått en ålder av 100 år, Ex. T24 = Tall 24m, G30 = Gran 30m). Provyta SI (H100) Area (ha) Kalkning Avvikelser G1A T /4-14/ G1B T /4-14/ G1C T /4-14/ G2A G /8-10/ G2B G /8-10/ G2C G /8-10/ G2R G K1A Bok / K1B Bok / K2A G / K2B G / K2C G32? 29/ Uppgift över area saknas K2R G? 0.09 L1A G / L1B G / Hög giva (4,2 ton/ha) L2A G / L2B G / L2C G / L2R G N1A G / Ingen Mg-inblandning N1C G / Ingen Mg-inblandning N2A G? / Engelsk dolomit (mkt. hög finkornhalt, ca 50 %), hög giva (5.5 ton) N2B G? / Engelsk dolomit (mkt. hög finkornhalt, ca 50 %) N2C G? / Engelsk dolomit (mkt. hög finkornhalt, ca 50 %) N2R G? 0.04 O1A G / Dolomitkalk (hög Mg-halt), hög giva (4,3 ton/ha), hög finkornsandel (>35 %) O1B G / Dolomitkalk (hög Mg-halt), hög finkornsandel (>35 %) O2A T / O2B T / Hög giva (5,7 ton/ha) O2C T / O2R T P1B T / Låg Mg-halt, hög finkornshalt (>40%) P1C T / Låg Mg-halt, hög giva (4.1 ton/ha) P2A G / Ingen Mg-inblandning P2B G / Ingen Mg-inblandning P2C G / Ingen Mg-inblandning, hög giva (7 ton/ha) P2R G

49 Provyta SI (H100) Area (ha) Kalkning Avvikelser R1A G / Granulerad finmald dolomitkalk (finkorning, hög Mg-halt) R1C T / Granulerad finmald dolomitkalk (finkorning, hög Mg-halt) R2A G / Hög finkornandel (>35 %) R2B G / Hög finkornandel (>35 %) R2C G / Hög finkornandel (>35 %), låg Mg-halt R2R G Provtagning mark Insamling av jord för markkemiska analyser genomfördes på 17 provytor under perioden 2 maj till 8 juli Dessa var fördelade på de 7 områdena K2, L2, N1, N2, O2, P2 och R2 (Figur 5). Vid de tidigare inventeringarna, som skett före kalkning samt 1, 5, och 10 år efter kalkning, har samtliga 41 provytor inventerats med några få undantag. På grund av de kraftiga stormarna över sydligaste Sverige under januari 2005 (Gudrun) och januari 2007 (Per) har en stor del av försöksytorna spolierats. Förutom att träden blåst ned och transporterats bort har omfattande markskador uppkommit p.g.a. den stora andelen rotvältor inom provytorna (Figur 10). Vid provtagningen 2007, 16 år efter kalkning, har därför ett stort antal provytor utgått. På varje provyta togs 30 prover längs ytans två diagonaler med 15 prover per diagonal (Figur 10). Vid varje provpunkt noterades humustjocklek och fem skikt insamlades: humus samt mineraljord från nivåerna 0-5, 5-10, och cm. De tre översta skikten analyserades även år 0, 1 och 5. År 10 analyserades dessutom cm och år 16 alla skikt ned till cm (Tabell 12). Provtagning och indelning av markskikt efter en centimeterskala gjordes för att säkerställa att prover inhämtas från samma nivåer på respektive yta vid varje inventering. Genom att använda centimeterskala undviks subjektiva gränsdragningsproblem för olika markhorisonter. Flera provytor ligger t.ex. i områden utan tydligt utvecklad podsolprofil (se borrkärnan i Figur 10). Endast gränsen mellan humus och mineraljord bedöms med använd metodik. Tabell 12. Markskikt som insamlats före kalkning samt 1, 5, 10 och 16 år efter kalkning. År 0 År 1 År 5 År 10 År 16 Humus X X X X X 0-5 X X X X X 5-10 X X X X X X X X Provberedning och kemiska analyser mark Jorden torkades i sin öppnade förpackning eller i öppen kartong i torkrum vid en temperatur på 40 C. Det torkade provet finfördelades utan att sönderdela eventuella stenar och siktades (Ø = 2 mm). Mängden torrsubstans (ts) bestämdes på det 45

50 siktade provet genom att över natt (minimum 6 h) torka 2 g humus alternativt 3-5 g mineraljord vid 105±5 C i invägda deglar. Efter avsvalning i exsickator (minimum 40 min) vägdes provet på nytt. Glödförlust (GF) bestämdes på det torkade provet genom glödgning i brännugn vid 550 C under två timmar. Efter avsvalning i exsickator (minimum 40 min) vägdes provet på nytt. Volymvikten (densiteten) bestämdes genom att fylla en 25 ml plastcylinder med jord. Cylindern lyftes till 5 cm höjd och knackades i bordet. Denna procedur upprepades 5 gånger varefter cylindern på nytt fylldes med jord. Därefter vägdes provet. De kemiska analyserna utfördes på torkade prover och omfattade ph(h 2 O), ph(kcl), utbytbart aluminium (Al) och vätejoner (H) extraherade med 1 M KCl, utbytbara baskatjoner kalcium (Ca), magnesium (Mg), kalium (K), och natrium (Na) extraherade med 1 M NH 4 Cl samt totalhalter av kol (C), kväve (N), fosfor (P) och svavel (S). Samtliga analyser (Tabell 14) är utförda med samma analysmetoder vid samtliga inventeringstillfällen. Proverna vid 2007 års inventering analyserades av Agrilab, Uppsala. Tidigare inventeringar har utförts under överinseende av samma analysansvarige person, men inom ramen för olika företag Surhetstillstånd För att bedöma markens surhetstillstånd har Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för skogslandskapet använts (Naturvårdsverket 1999). I dessa utnyttjas tre markkemiska parametrar där bedömningen utgår från mätvärden baserade på Markinventeringens analysmetodik. Baskatjonerna ska vara extraherade med 1 M ammoniumacetat ph 7 för att beräkna basmättnadsgraden och utbytbart aluminium ska vara extraherad med 1 M KCl (Karltun 1996), vilket innebär att en fullständig tillståndsbedömning endast kan utföras på 2007 års data. Bedömningen baseras på surhetstillståndet i markens övre B-horisont Tillsammans ger metoden en tillståndsklass efter en skala från 1 till 5 och där surhetsgraden anges från låg till mycket hög (Tabell 13). Tabell 13. Tillståndsklasser för surhetsgrad i skogsmark. Naturvårdsverket (1999). Klass Surhetsgrad ph (H 2 0) Effektiv basmättnad (%) Utbytbart Al (mmol/kg TS) 1-2 Låg >5,5 >50 <3 3 Måttlig 4,4-5, Hög 4,0-4, Mycket hög <4,0 <6 >12 Tabellen ska användas på följande sätt: Utgå från klassning av ph Marken klassas enligt den identifierade ph-klassen om ytterligare minst en av de övriga parametrarna faller inom samma klass eller om en faller över och en under. Om båda de övriga två parametrarna faller i högre eller lägre klass justeras ph-klassen ett steg uppåt eller nedåt. 46

51 Tabell 14. Markkemiska analyser som utförts vid samtliga inventeringar under perioden Analys Metod Kommentar ph SS-ISO10390 Utbytesaciditet (Al 3+ och H + ) SS Extraktion med 1 M KCL följt av titrering av H + och Al 3+ Utbytbara katjoner (Ca, Mg, K, Na) SS Extraktion med 1 M NH 4 Cl, baskatjonerna bestämda med AAS (år 0 & 1) och ICP (år 5, 10 & 16) C SS-ISO N SS-ISO P SS S SS Torrsubstans Metoden beskrivs i texten Glödförlust Metoden beskrivs i texten Vid den senaste inventeringen 2007 kompletterades analyserna med de metoder som används för jordprover inom Markinventeringen (MI). Skälet till detta var att det är MI metodik som ligger till grund för bedömningen av surhetstillståndet i svensk skogsmark (Naturvårdsverket 1999). I huvudsak skiljer sig analyserna genom att den titrerbara aciditeten och baskatjonerna (Ca, Mg, Na, K) extraherats med 1 M NH 4 CH 3 COO (ammoniumacetat, ph 7; Karltun 1996, istället för 1 M KCl. Med MI-metoden extraheras betydligt mer vätejoner än då 1 M KCl används. Resultaten för utbytbar aciditet och utbytbara baskatjoner är följaktligen metodberoende och ej direkt jämförbara. Utbytbart aluminium (1 M KCl) bestämdes med ICP inom MI, men i SKOKALförsöken har utbytbart Al titrerats. Även baskatjonerna (1 M ammoniumacetat ph 7) bestäms med ICP inom MI. Samtliga kompletterande analyser utfördes vid Institutionen för markvetenskap, SLU. Mängden utbytbara ämnen i olika markskikt beräknades från de bestämningar av volymvikt (densitet) som utförts i samband med provtagningarna (Akselsson et al. 1998). Bestämningen av volymvikt har utförts på samtliga markskikt vid samtliga inventeringstillfällen förutom 2007 då densiteten inte bestämdes för markskiktet cm. För detta skikt har en densitet på 1,2 kg/dm 3 antagits. Volymvikten har bestämts på prover insamlade med jordborr. Tillförseln av ANC på varje yta jämfördes med förändringen av aciditeten (TA, titrerbar utbytesaciditet) på motsvarande yta. Denna jämförelse ger ett mått på kalkningens kalkeffekt. Standardgivan på provytorna har varit 3 ton kalk/ha med fördelningen 2 ton kalciumkarbonat (CaCO 3 ) och 1 ton dolomitkalk (Ca Mg (CO 3 ) 2 ). Detta ger en tillförsel av ANC (syraneutraliserande förmåga) på totalt 61,7 kekv/ha. Kalciumkarbonaten bidrar med 40 kekv/ha ((2000 x 2)/100 = 40) och dolomiten med 21,7 kekv/ha ((1000 x 4)/184,4 = 21,7). Alla ytor har inte behandlats med dolomit och alla ytor har av praktiska skäl inte blivit behandlade med exakt 3 ton/ha (se ovan och Tabell 11). Det verkliga tillskottet av ANC genom kalkningen har därför beräknats enskilt för varje yta. 47

52 8.2 Markvatten I SKOKAL-försöken ingår även markvattenkemiska undersökningar i kalkade provytor och obehandlade referensytor etablerade inom eller strax intill de kalkade avrinningsområdena (Tabell 11). På provytorna har även markkemiska undersökningar ägt rum (se ovan, Akselsson et al. 1998, Larsson et al. 2003) liksom studier av kronutglesning och tillväxt (Anderson & Hildingsson, 2004) samt kalkningens effekter på mykorrhiza svampar (Kjøller & Clemmensen 2008). Som ett komplement till den fördjupade utvärderingen har även markvattenkemin granskats. De kortsiktiga effekterna (rapporterade i Akselsson et al., 1998) sammanfattas och aldrig tidigare redovisade data från 2002/03 har inkluderats för att ge en mer komplett bild av skogsmarkskalkningens effekter Provtagning - markvatten Provtagning av markvatten har skett i 35 kalkade provytor samt i 7 okalkade referensytor. Mätningarna startade 1990 och under de första åren ägde provtagningen rum fyra gånger per år, men under perioden minskade den till två gånger per år. Provtagningen har som regel skett antingen på våren eller på hösten. I alla ytor utom K12A och K12B finns det 1-2 provtagningstillfällen innan kalkning och för P12C finns det upp till 6 provtagningsomgångar. För en mer ingående beskrivning av försöksupplägg och tidigare redovisade resultat från , se Akselsson et al. (1998). Under perioden återupptogs markvattenprovtagningen tillfälligt (2-3 provtagningsomgångar) för att studera de långsiktiga effekterna. Markvattenprovtagningen skedde med hjälp av keramiska undertryckslysimetrar. Lysimetrarna består av en keramikkropp som grävs ner i marken och fästs till en silikonslang. Silikonslangen går upp till en tryckkammare vid markytan (lös provflaska, 250 ml) som skyddas av ett plaströr. Genom att skapa ett undertryck i keramikkroppen sugs markvattnet upp och samlas i provflaskan, som därefter kopplas lös och skickas till laboratoriet för vattenkemisk analys. Tömningen skedde normalt två dagar efter att undertrycket skapades. Markvattnet från den första provinsamlingen 1990 analyserades inte. Inom varje provyta är 5 lysimetrar placerade med keramikkoppen installerad på 50 cm djup från markytan, vilket innebär olika djup i mineraljorden beroende på mårskiktets tjocklek. De enskilda markvattenproverna slås ihop till ett generalprov för varje provyta för att utjämna variationer och garantera tillräcklig provvolym för kemiska analyser Kemiska analyser - markvatten Markvattenkemin har analyserats med avseende på ph, alkalinitet, konduktivitet, sulfat (SO 4 ), nitrat (NO 3 ), klorid (Cl), kalcium (Ca), magnesium (Mg), natrium (Na), kalium (K), mangan (Mn), järn (Fe), totalt organiskt kol (TOC), anjoniska och neutrala aluminiumfraktioner (Al o ) och totalaluminium (Al t ). Efter analys av ph, konduktivitet och alkalinitet filtreras proverna genom ett cellulosafilter (Sartorius cellulosaacetat membranfilter) med porstorleken 0,8μm. Från och med januari 2006 analyseras även TOC vilket efter filtrering motsvarar löst organisk 48

53 material (DOC). Totalaluminium analyserades på obehandlade prover medan Al o bestämdes efter att provet passerat genom en katjonbytare (Driscoll 1984). Katjoniskt aluminium (Al i ), vilket utgör huvuddelen av det aluminium som fastnar i jonbytaren, beräknades som skillnaden mellan Al t och Al o. I det följande kommer Al o att benämnas organiskt bundet aluminium medan Al i kallas för oorganiskt aluminium, vilket är en i miljöövervakningssammanhang accepterad förenkling. Buffertkapciteten eller den syraneutraliserande förmågan (ANC) har beräknats genom att summera halten katjoner (Ca, Mg, K, Na) och subtrahera summan halten starka syrors anjoner (SO 4, NO 3, Cl), uttryckt som ekvivalenter per liter (Reuss & Johnson, 1986). Under årens lopp har olika laboratorier varit inblandade i analyserna. Tyvärr är dokumentationen om vilka laboratorier som varit involverad bristfällig liksom tidpunkterna för när byten skett. Exakt vilka analysmetoder som användes i början av mätperioden är därför osäkra. Analys av ph, alkalinitet, konduktivitet och jonbyte gjordes av IVL Svenska Miljöinstitutet i Aneboda fram till och med Troligtvis har anjoner och katjoner analyserats av Analytica i Luleå fram till och med mitten av 1990-talet då IVL Svenska Miljöinstitutet i Göteborg övertog analyserna. I samband med en brand 1995 skedde analyserna tillfälligt på IVL:s laboratorium i Stockholm. Analys av metallerna har mest sannolikt skett hos Analytica. En dokumentation över vilka analysmetoderna som använts för mark- och ytvatten vid IVL i Göteborg återfinns i Tabell 15. Tabell 15. Analysmetoder för mark- och ytvatten vid IVL i Göteborg. Vattenproverna förbereds även för analys av aluminium genom jonbyte (Driscoll, 1984) och skickas till Inst. för miljöanalys, SLU Uppsala, för analys av Al t och Al o. Parameter Analysmetod ph SS Alkalinitet SS Konduktivitet SS EN NO 3 SS EN-ISO Jonbyte Enligt Driscoll, 1984 NH 4 SS-EN ISO Kjeldahl-N Foss-Tectator AN baserad på SS-EN TOC SS-EN 1484, utg 1, Filtrering 0,8 μm (0,45 μm i Gårdsjön) Ca SS-EN ISO Mg SS-EN ISO Na SS-EN ISO K SS-EN ISO Mn SS-EN ISO Färg Baserad på SS-EN ISO 7887 SO 4 SS-EN ISO Cl SS-EN ISO

54 8.3 Transektstudie mark och grundvatten Försöksupplägg och provtagning mark och grundvatten I de kalkade SKOKAL-lokalerna G2, L2, O2 och R2 utvaldes en sluttning per område med hydrauliskt aktivt grundvatten. Det senare definierades av topografi och vegetation. I varje sluttning (transekt) placerades 3 mätstationer (utströmningsområde, intermediär zon och inströmningsområde, Figur 1) och på varje mätstation installeras 3 grundvattenrör (pizeometrar, polyetenrör, insida =10 mm, utsida =13 mm, öppna endast i botten) med intag av grundvatten på olika jorddjup. Installationerna utfördes under perioden 2-11 april Inströmningsområdena utgjordes av podsolerade fastmarker täckta av ett mårskikt medan mineraljorden var täckt av torv i utströmningsområdena. Ambitionen var att placera intagen på 30, 50 och 70 cm jorddjup räknat från markytan i de övre delarna av sluttningen medan de i utströmningsområdet skulle placeras något grundare. Stenar eller låg hydraulisk konduktivitet, vilket leder till låg grundvattentillströmning, gjorde att provtagningsdjupen modifierades något. Totalt utplacerades 36 pizeometrar med 9 rör per transekt. Grundvatten insamlades i april, september-oktober och oktober-november I varje pizeometer stoppades en tunn polyetenslang ned så att mynningen var under grundvattenytan. Slangen anslöts till en polyetenflaska och grundvattnet sögs upp med hjälp av undertryck. Proverna överfördes därefter till 500 ml polyetenflaskor (HDPE, Figur 11). Rören tömdes på grundvatten minst en gång innan prover för kemisk analys insamlades. Proverna sändes till laboratoriet på Inst. f. miljöanalys, SLU så att de kunde analyseras dagen efter provtagningen. Figur 11. Pågående grundvattenprovtagning från det intermediära området i Mullsjö (R24S2) samt insamlade grundvatten från Munkedal (O2). Antalet tejpringar på grundvattenrören indikerar markdjup. 1 = 30 cm, 2 = 50 cm och 3 = 70 cm. Foto: Stefan Löfgren (vänster) och Therese Zetterberg (höger). I samband med höstprovtagningen den 3-6 september 2007 (10 oktober i Munkedal) insamlades med humusborr (=10 cm) och jordborr (=25 mm, Figur 10) jordprover från markprofilen inom en meter från varje grundvattenstation. O-horisonten och mineraljorden behandlades var för sig och delades in i 5 alternativt 10 cm skikt. Levande växter, främst olika arter mossa, sorterades bort från humusprovet i fält (Figur 12). Två prover insamlades från varje grundvattenstation och 50

55 slogs samman till ett generalprov. Ambitionen var att insamla jordprov till cm djup, men det misslyckades bl.a. på grund av stenig jord alternativt att jorden var så vattenmättad att den inte gick att få upp med jordborren. Sammanlagt insamlades 56 jordprover från de 12 grundvattenstationerna och från fem av dessa erhölls inga prov djupare än från cm markdjup (Tabell 16). Proverna förvarades i plastpåsar av polyeten och skickades provtagningsdagen till laboratoriet på Inst. f. miljöanalys, SLU där de rensades, sållades (2 mm), torkades (40 C), extraherades med olika lösningar för senare bestämning av olika kemiska komponenter (se nedan). Figur 12. Prov insamlade med humusborr från inströmningsområdet (vänster, R24S3), intermediära området (mitten, R24S2) och utströmningsområdet (höger, R24S1, OBS! Provet är vänt åt motsatt håll jämfört med de två andra proven) i Mullsjö insamlade den 3 september Foto: Stefan Löfgren Kemiska analyser mark och grundvatten Grundvattnen analyserades med ackrediterade metoder på Institutionen för miljöanalys, SLU. Analyserna omfattade ph, konduktivitet, alkalinitet/aciditet, baskatjoner (Ca, Mg, Na, K), sulfat (SO 4 ), klorid (Cl), fluorid (F), summan nitrit och nitrat (NO 2 -N + NO 3 -N), totalkväve (N-tot), totalfosfor (P-tot), organiskt material (TOC), järn (Fe), mangan (Mn), totalaluminium (Al t ) samt organiskt aluminium (Al o ) efter katjonbyte (Tabell 17). ANC och Al i har beräknats på samma sätt som för markvattnet (se ovan). För en mer ingående beskrivning av analyserna hänvisas till institutionens hemsida: Torkade jordprover extraherades med destillerat vatten för bestämning av ph(h 2 O) och med 1 M KCl för bestämning av ph(kcl) och utbytesaciditet (SS ) och med 1 M NH 4 Cl (ammoniumklorid) för bestämning av utbytbart aluminium och utbytbara baskatjoner (SS ). Extraktionerna, ph-bestämningarna och titreringen av utbytesaciditet utfördes vid institutionen för miljöanalys, SLU medan utbytbara joner bestämdes (ICP Optima 3000 DV) vid Institutionen för markvetenskap, SLU där även kol, kväve och fosfor (CNS 2000, torrförbränning) analyserades. 51

56 Tabell 16. Information om grundvattenrörens placering i transektstudien samt hur djupt ned i markprofilen som jordprov kunde erhållas. Område Provbeteckning Avstånd till bäck (m) Provdjup (cm) Jordprov maxdjup (cm) Mullsjö R24S11 0,5 30 Mullsjö R24S12 0,5 40 Mullsjö R24S13 0, Mullsjö R24S Mullsjö R24S Mullsjö R24S Mullsjö R24S Mullsjö R24S Mullsjö R24S Munkedal O24S Munkedal O24S Munkedal O24S Munkedal O24S Munkedal O24S Munkedal O24S Munkedal O24S Munkedal O24S Munkedal O24S Asa G24S Asa G24S Asa G24S Asa G24S Asa G24S Asa G24S Asa G24S Asa G24S Asa G24S Östad L24S11 0, Östad L24S12 0,5 40 Östad L24S13 0,5 60 Östad L24S Östad L24S Östad L24S Östad L24S Östad L24S Östad L24S

57 Tabell 17. Analysmetoder för grund- och ytvatten vid institutionen för miljöanalys, SLU. Analysvariabel Metod Mätosäkerhet* (%) Mätområde** Instrument m.m. ph SS mod Radiometer ph M210/Flödeskuvett Rosselektrod. 25 C Konduktivitet SS-EN , ms/m Kalcium, Magnesium, Natrium, Kalium SS-EN ISO utg 1, Vista Ax instrumentmanualer Alkalinitet SS-EN ISO utg.1 mod Aciditet Standard Metods 16 th ed. 402 s Sulfat, Klorid Fluorid SS-EN ISO utg.1 mod, Manual till supressorkolonn Ammoniumkväve Bran Luebbe Method No.: G för AAIII Nitrit+Nitrat-N SIS mod, Bran Luebbe Method No.: G för AAIII mod Totalkväve SS-EN ISO mod. Bran Luebbe Method No.: J B Totalfosfor SS-EN ISO 6878:2005 mod., Bran Luebbe Method No.: G för AAIII Absorbans SS-EN ISO 7887 utg.1, Chalupa, Jiri, Humic acids in water. Susp. material SS-EN 872 utg.2 mod Kisel Totalt org. kol Aluminium Järn Mangan Aluminiumfraktionering Bran Luebbe Industrial Method No. G SS-EN 1484 utg1 Shimadzu Instrumentmanualer SS-EN ISO utg 1, Vista Ax instrumentmanualer Egen metod (katjonbytt aluminium, ALKJB, enligt Driscoll, 1984) 5 0,001--5,0 mekv/l 0,001--1,0 mekv/l 0,001--3,0 mekv/l 0, ,3 mekv/l Radiometer CDM 210, Flödescell. 25 C ICP AES, Varian Vista AX CCD mekv/l Titrator, Mettler DL 67, Titrering med HCl till ph ,100 mekv/l ,01--1,7 mekv/l 0,004--0,6 mekv/l 0,02--4 mg/l Titrator, Mettler DL 67, Titrering med NaOH till ph 5.6 Vätskekromatograf Coricon med supressorkolonn. Filtreras 0.2μ μg/l Fotometer Bran+Luebbe Autoanalyzer 3, Salicylatmetod μg/l Fotometer Bran+Luebbe Autoanalyzer 3, Reduktion i Cd-kolonn μg/l TOC/TN analysator, Shimadzu TOC V CPH, Chemiluminisens detektor μg/l Fotometer Bran+Luebbe Autoanalyzer 3, Uppslutning i microvågsugn ,001--1,0 abs. enh >5 mg/l 1-5 mg/l Fotometer Unicam UV/VIS Värmeskåp Memmert U25, Våg Sartorius RC 210D, Vakuumpump PiAB M50B5ADN 9 0,5--8 mg/l Fotometer Bran+Luebbe, Autoanalyzer 3 6 0,3--50 mg/l TOC/TN analysator, Shimadzu, TOC V CPH Al t 6 ALKJB 6 *Mätosäkerhet Egen beräknad med täckningsfaktor 2 **Mätområde Analyserbart haltområde utan spädning μg/l μg/l 0, μg/l Al t μg/l AlKJB μg/l ICP AES, Varian Vista AX CCD ICP-AES Varian Viosta AX CCD, Kationbytare Amberlite 120 plus i 99% Na-form 53

58 8.4 Bäckvatten Provtagning bäckvatten - SKOKAL Provtagning av bäckvatten startade 1990 med hjälp av personal från Skogsstyrelsen och skedde månadsvis under projektets tio första år för att kunna följa de kortsiktiga effekterna. I januari 2000 övergick mätningarna till en mer långsiktig övervakning med lägre provtagningsfrekvens på fyra gånger per år (april, maj, september och oktober), med undantag av G2 och G2R som ingått i andra forskningsprojekt med huvudsakligen månadsvisa mätningar till och med december Observera att avrinningsområdena etablerades vid olika tidpunkter varför starten för mätningarna skiljer sig åt mellan områdena. Antalet mätvärden före kalkning är 5-11 med undantag av P1 där antalet är 23 (Tabell 18). I de obehandlade avrinningsområdena startade mätningarna i två fall (O2R och R2R) drygt två år efter att det intilliggande avrinningsområdet behandlats (O2 och R2). Anledningen till att mätningarna startade mycket senare beror på att den ursprungliga referensbäcken i O-län skilde sig vattenkemiskt åt jämfört med bäcken i det behandlade O2-områden och den ersattes därför med en ny referensbäck O2R. Skälet till varför mätningarna startade så sent i R2R är okänd. Tabell 18. Antalet bäckprover insamlade i behandlade och obehandlade avrinningsområden under referensperioden före kalkningen av de behandlade områdena. Kalkad Antal prov Period Obehandlad Antal prov Period G1 7 okt 1990 apr G2 9 okt jul 1991 G2R 8 okt 1990-jul 1991 K2 9 dec 1990 aug L1 6 maj 1990 okt L2 10 maj 1990 jul 1991 L2R 8 jan 1991-jul 1991 N1 11 maj 1990 apr O2 8 okt 1990 juli 1991 O2R 0 start sept 1992 P1 23 maj 1990 apr P2 6 okt 1990 apr 1991 P2R 6 dec 1990-maj 1991 R2 5 jun 1991 okt 1991 R2R 0 start mars 1992 I anslutning till varje provtagningsplats har hydrologiska mätdammar etablerats för registrering av flödet ut ur avrinningsområdet. En mätdamm byggs genom att en fördämning skapas tvärs över vattendraget exempelvis med hjälp av spåntat virke (Figur 13). I mitten på fördämningen finns en V-formad öppning genom vilken vattnet kan rinna igenom. På fördämningen har en vattenståndsmätare (pegel) monterats som används för att läsa av höjden på vattennivån. Utifrån höjden och vinkeln på överfallet kan flödet beräknas. För en utförligare beskrivning över hur dammarna är byggda samt hur vattenföringsberäkningarna går till, se Larsson & Westling (1997). Referensområdena saknar mätdammar med undantag av G2R. Registrering av flödet har skett manuellt en gång i veckan fram till och med december 1995 (N1), juni 1998 (L1 & L2), november/december 2000 (G1, K2, O2, P1, P2, & R2) samt april 2007 (G2 & G2R). Därefter har registrering skett månadsvis eller kvartalsvis i samband med den ordinarie provtagningen i bäcken. 54

59 Med tiden har några av mätdammarna blivit i så dåligt skick att de rivits. Av Tabell 19 framgår vilka av mätdammarna som fortfarande kan användas. Figur 13. Exempel på en gammal (R2, Mullsjö) och nyetablerad mätdamm. Bredvid dammöppningen syns en pegelsticka som används för att läsa av vattennivån. Foto: Stefan Löfgren (vänster) och Therese Zetterberg (höger). Tabell 19. I anslutning till varje provpunkt har en mätdamm etableras för vatten föringsbestämning. Observera att referenserna saknar mätdammar med undantag av G2R. Med tiden har några av mätdammarna rivits eftersom resultaten inte var pålitliga pga läckor mm. Lokal Start vattenföring Stopp vattenföring G G Fortfarande aktiv G2R Fortfarande aktiv K L L Fortfarande aktiv N O Fortfarande aktiv P Fortfarande aktiv P R Fortfarande aktiv Kemiska analyser bäckvatten - SKOKAL Bäckvattnet har analyserats av IVL Svenska Miljöinstitutet AB i enlighet med Tabell 15. Sedan april 2001förbereds vattenproverna för analys av Al o genom jonbyte enligt Driscoll (1984). Analys av Fe, P-tot, Al o och Al t görs av Sveriges Lantbruksuniversitet, Institutionen för Miljöanalys i Uppsala (Tabell 17). Provbehandling och beräkningar sker i enlighet med vad som beskrivs för markvatten (se ovan) Provtagning bäckvatten - okalkade områden I samtliga bäckar förutom LIVG3 och LIVG30 har provtagningsfrekvensen varit varannan vecka eller en gång i månaden. I Asa-bäckarna har provtagningen periodvis varit glesare än en gång i månaden. Proverna har insamlats av lokalt bosatta 55

60 personer alternativt av konsulter eller anställda vid kommuner, länsstyrelser, SLU, IVL etc. Samtliga har instruerats i hur provtagningen ska gå till Kemiska analyser bäckvatten - okalkade områden Referens- och IM-bäckarna analyserades under 2007 med ackrediterade metoder på Institutionen för miljöanalys, SLU i enlighet med Tabell 17. I analyspaketet ingick även en bestämning av halten suspenderat material. Flera tidsserier startade redan i mitten på 1980-talet och det har skett flera metodförändringar sedan dess. Vilka dessa metodförändringar är framgår av institutionens hemsida (se nedan). Förändringarna påverkar inte nämnvärt tidsserierna för de surhetsrelaterade variablerna (Bringmark 2007). ANC och Al i har beräknats på samma sätt som för markvattnet (se ovan). Proverna från Nissanförsöken och Asa-bäckarna har analyserats av IVL i enlighet med Tabell 15. Vattenproverna från Ramsjöbäcken har analyserats av olika kommersiella laboratorier, men under perioden november 2005 till november 2006 analyserades Al t på dubbelprov av SLU. Resultaten visade god överensstämmelse mellan laboratoriernas analysresultat, vilka i båda fallen baserats på ICP-bestämningar (Al t, F-län = 1,08 Al t, SLU + 38,8, r 2 = 0,92, n=11). Data på Al o, som använts för kalibrering av WHAM-modellen (Tipping et al. 1995), har analyserats vid SLU sedan november Bedömning av surhetstillstånd IVL Svenska Miljöinstitutet AB har på uppdrag av Naturvårdsverket utvecklat ett webbverktyg kallat MAGIC-biblioteket som används för att bedöma försurningspåverkan i sjöar eller vattendrag. Bedömningen bygger på beräkningar utförda av den dynamiska försurningsmodellen MAGIC (Cosby et. al. 1985a,b,c, 2001). I biblioteket ingår för närvarande 325 sjöar och 130 vattendrag fördelade runt om i Sverige. Dessa används för att matcha data från den sjö eller det vattendrag som ska bedömas. Om vattenkemin är lika varandra idag med avseende på försurningsrelevanta parametrar antas det att de också har haft en liknande utveckling från förindustriell tid (1860) och kommer troligen att fortsätta utvecklas på ett likartat sätt i framtiden (2010). Bedömningen grundar sig på Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (Naturvårdsverket, 2007) där en ph-förändring på mer än 0.4 ph-enheter från 1860 fram till nutid anger en försurningspåverkan (Tabell 20). Om skillnaden är mindre än 0.4 ph enheter har sjön eller vattendraget aldrig påverkats av försurning i väsentlig omfattning. Mer information om MAGIC-biblioteket och om hur bedömningen går till finns på: I denna studie har de kalkade avrinningsområdena G1, G2, K2, L1, L2, N1, O2, P1, P2, R2 och de okalkade referensområdena G2R, L2R, O2R, P2R, R2R testats i MAGIC-biblioteket med avseende på deras surhetstillstånd (Tabell 21). Indata baseras på medianvärden från perioden innan kalkning (mellan 5-23 tillfällen) och 56

61 skiljer sig delvis åt mellan lokalerna med avseende på årtal och säsong. I två fall (O2R och R2R) påbörjades mätningarna i de okalkade bäckarna först ett par år efter kalkning i de intilliggande avrinningsområdena O2 och R2. Bedömningen av surhetstillståndet i dessa okalkade bäckar baseras därför på data från 1992/93. För att minimera effekten av säsongsvariationer och för att jämförelsen mellan behandlat och icke-behandlat avrinningsområde ska bli så korrekt som möjligt valdes de månader ut som överensstämde med de månader som det fanns data för innan kalkning i de behandlade områdena. Det som skiljer O2/O2R och R2/R2R åt i medianberäkningen är således årtalen och inte månaderna. Tabell 20. Bedömning av försurningspåverkan (Naturvårdsverket 2007). Klass ph-minskning Ramdirektivet Miljömål 1 < 0.2 Hög status God status Ingen påverkan Måttlig status Måttlig påverkan Otillfredsställande status Stor påverkan 5 > 0.8 Dålig status Mycket stor påverkan Tabell 21. Indata (median) som har använts i MAGIC-biblioteket. n = antal värden innan kalkning. De okalkade områdena är gråmarkerade. Lokal x y År n ph SO 4 -S Cl Ca Mg DOC Avrinning mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l m/år G / G / K / L L / N / O / P / P / R * 0.32 G2R / L2R O2R / P2R / R2R *Värdet bygger på ett medianvärde för hela tidsperioden DOC-halten har skattats utifrån färgtalet (DOC=0,100 färgtal+5,25, R 2 =0,85). DOC-halten för R2 (22 mg/l) bygger på ett medianvärde för hela tidsperioden på grund av två extremvärden (128 respektive 103 mg DOC/l) uppmätta sommaren 1991, som medförde att vi inte fick en matchning i MAGIC-biblioteket. Det är troligt att den uppströms dikade torvmarken bidrog till dessa höga DOC-halter under en period med låg vattenföring. Åtgärden har sannolikt ingen avgörande betydelse för statusklassningen. Först vid 40 mg DOC/l ändras tillstån- 57

62 det till God status och Ingen påverkan. DOC-halten i referensområdet R2R ligger på cirka 18 mg/l som jämförelse. Avrinningen bygger på årsmedelvärden från SMHI för perioden Trendanalyser De vattenkemiska tidsserierna från bäckarna har analyserats med avseende på trender. Dataserierna från SKOKAL-bäckarna baseras på månatliga prover t.o.m och därefter på två vårprovtagningar (april, maj) och två höstprovtagningar (september, oktober). Det är olämpligt att köra trendanalyserna på dataserier med 12 observationer per år under de första 10 åren av tidsserien och endast 4 observationer per år under de sista 6 åren eftersom de vattenkemiska variablerna har en utpräglad säsongsdynamik. Kalciumhalterna är t.ex. betydligt högre under de torra sommarmånaderna än under vår och höst då grundvattennivåerna är högre (jfr. Figur 2). Trendanalysen av kalcium skulle därför påverkas av höga kalciumhalter sommartid i början på tidsserien, men inte i slutet, vilket skulle kunna ge upphov till falska trender. Vi har därför valt att i denna rapport endast redovisa trendanalysen på de fyra våroch höstmånaderna som återfinns i hela tidsserien. För att uppnå jämförbarhet med de okalkade referensbäckarna används motsvarande metod även för dem. Ibland har det insamlats två prover från en månad och då utförs trendanalysen systematiskt på det först insamlade provet. Trendanalysen påverkas ytterst marginellt av om man istället använder analysresultatet från det andra provet som insamlats senare under månaden. Ytterligare en svårighet med SKOKAL-tidsserierna är att de under några år efter åtgärden påverkas av de direkta kalkningarna på utströmningsområdena. Även dessa effekter uppstår endast i början på tidsserierna (Larsson & Westling 1997), vilket kan ge upphov till falska trender. Vi har därför valt att utföra trendanalyserna både på hela tidsperioden och på tidsperioden oktober , där vi med den kortare tidsperioden försöker begränsa trendeffekter av kalkningarna på utströmningsområdena. För de obehandlade bäckar där tidsserierna startar under perioden har en särskild trendanalys utförts. För att studera om det förelåg olika trender under olika flödessituationer klassificerades vattenföringen vid varje provtagningstillfälle under de fyra vår- och höstmånaderna i basflöde (25-percentil), hög- eller extremflöde (75-percentil) och extremflöde (90-percentil). Ytterligare ett kriterium var att det skulle finnas minst en observation från perioden innan kalkning. Tyvärr resulterade indelningen i allt för få mätdata (extremflöden) eller avsaknad av mätdata i början eller slutet på tidsserierna (lågflöden). Vi valde därför att begränsa trendanalyserna till observationer som representerar hög- eller extremflöden (75-percentil). Även då blir antalet observationer få från L2 där endast data från maj månad kunnat användas (Tabell 22). Den flödesrelaterade trendanalysen begränsades därför till tidsperioden eftersom vattenföringsdata saknas därefter. Man ökar då antalet observationer och undviker den initiala effekten av kalkningarna på utströmningsområdena (Larsson & Westling 1997). 58

63 Tabell 22. Lista över de månader då det föreligger observationer innan kalkning från SKOKAL-bäckarna. april maj sept okt G1 x x G2 x x x K2 x x L1 x x x x L2 x N1 x x x O2 x x P1 x x x P1* x x x x P2 x x R2 x x * En observation från den 28 mars 1991 ingår. Seasonal Kendall (SK) har använts för trendanalyserna. Metoden är ett icke-parametriskt test för att detektera monotont stigande eller sjunkande trender (Hirsch & Slack 1984, Loftis et al. 1991). Om trenden är monoton eller ej har avgjorts genom att visuellt granska samtliga tidsserier. I metoden jämför man samtliga mätpunkter i mätserien parvis och räknar antalet upp- eller nedgångar. Sedan testas summan av antalet upp-/nedgångar mot en normalfördelning för att avgöra om det finns en statistiskt signifikant trend i tidsserien eller ej. En signifikansnivå på 95 % har använts i detta arbete. Hur stark den eventuella trenden är kan kvantifieras med Theils slope, vilken beskriver en linjär approximation av tidsserien. Theils slope beräknas som medianvärdet av lutningen för samtliga parvisa linjer i tidsserien, och metoden är därför ej känslig för extrema värden (Helsel och Hirsch, 1992) WHAM-simuleringar WHAM (Windermere Humic Aqueous Model, är en mekanistisk, kemisk jämviktsmodell utvecklad för att beräkna hur aluminium binds till olika oorganiska och organiska ligander (Tipping et al. 1995). Modellen har tidigare testats på svenska ytvatten och visats ge god överrensstämmelse med olika uppmätta toxiska nivåer för oorganiskt aluminium (Cory et al. 2007a). I WHAM-modellen antas att humus (HS) består av humussyror (HA) och fulvosyror (FA). Humussyrorna är per definition inte vattenlösliga och det organiska materialet (TOC) i bäckvattnen, som till övervägande delen (>95%) består av löst organiskt material (Ivarsson & Jansson 1994, Köhler et al. 1999, Laudon et al. 2001), har därför antagits vara fulvosyror. Ungefär hälften av humusens vikt utgörs av kol, vilket innebär att humusens vikt är dubbelt så stor som kolets. Av det följer att halten fulvosyror (= humus) är dubbla TOC-halten. Med ovanstående antaganden kan man sedan kalibrera hur stor andel av fulvosyrorna som är aktiva i att binda aluminium och övriga katjoner. Kalibreringen utfördes vattendragsvis på de mättillfällen då totalaluminium (Al t ) och neutralt eller anjoniskt aluminium (Al o ) analyserats. Andelen oorganiskt alu- 59

64 minium (Al i ) har därefter beräknats som skillnaden mellan Al t och Al o. Ett begränsat antal observationer uppvisar negativa värden för Al i och halten har då antagits vara noll. Kalibreringen av WHAM-modellen utfördes genom att systematiskt variera andelen aktiva fulvosyror för att optimera skillnaden mellan simulerade och beräknade halter Al i. Optimeringen utfördes genom att minimera kvadratrotsavvikelsen (RMSD, Root Mean Square Deviation) beräknat enligt nedanstående formel: RMSD Ali n i1 Ali calc, i Ali n meas, 2 0,5 Den data som funnits tillgänglig har haft olika ursprung och analyserats vid olika laboratorier och analysmetoderna har förändrats över tiden. Vi har därför tvingats bearbeta informationen innan WHAM-simuleringarna kunnat utföras (Tabell 23). Flera av mätserierna i denna utvärdering saknar mätdata på flouridhalten, vilken är en stark komplexbindare av aluminium (Cory et al. 2007a). Genom att inte inkludera fluoridhalten i WHAM-simuleringen underskattas halten Al i. Ett annat potentiellt fel som kan påverka WHAM-simuleringarna är förekomst av partikulärt/kolloidalt aluminium i proverna, vilket innebär att halten Al t och därmed Al i överskattas. I områden med sedimentära jordar finns indikationer på att detta kan vara ett problem, men i skogsområden med morän och torvmark förefaller felet vara begränsat (Cory et al. 2006). Halten större partiklar (>0,45 μm), som fysiskt skulle kunna fastna i katjonbytaren, uppvisar mycket låga halter i de drygt 100 skogsbäckar som i ett annat Skogsstyrelseprojekt studerades under 2006 (Löfgren et al. 2008). Medianhalten var 1,2 mg/l medan 75-percentil och 90-percentil var 4,1 respektive 11 mg/l (n=794). Figur 14 visar sambandet mellan slamhalt och Al i. Resultaten visar att de högsta Al i -halterna uppmäts vid låg slamhalt, vilket indikerar att partiklar i liten grad interfererar med ph- och DOC-relaterade haltberoenden. Vår bedömning är därför att både beräkningarna och WHAM-simuleringarna av Al i i mycket begränsad utsträckning överskattas av närvaro av partiklar. Förslagen till bedömningsgrunder för Al i (Naturvårdsverket 2002, Fölster 2007) är delvis baserad på resultat framtagna med samma katjonbetesteknik (modifierad från Driscoll 1984) som använts i detta arbete, vilket ytterligare stärker antagandet att metoden är relevant för att bedöma toxisk effekt på t.ex. fisk. 60

65 Figur 14. Samband mellan beräknad halt Al i (Al i =Al t -Al o ) och slamhalt (>0,45 µm) i drygt 100 skogsbäckar. Slamhalter över 50 mg/l visas ej i figuren (n=776). Tabell 23. Variabler där antingen beräkningar, modeller eller antagen använts för att standardisera mätdata. Variabel Beskrivning Kommentar [NO 3 - ] μg L -1 TOC mg L -1 Al t μg L -1 ANC μekv L -1 Detektionsgräns NO 3 -N och NO 2 +NO 3 -N bedömdes som likvärda Indirekta analysmetoder användes för att skatta TOC: Vattenfärg mg Pt/l Absorbans F420_5 Bestämningen av Al t har gjorts med olika metoder. Halt underskrider detektionsgränsen för analysmetoden Metoderna användes med följande prioritet: 1. NO 3 -N 2. NO 2 +NO 3 -N Då TOC saknades skattades halten empiriskt (linjär modell) från vattenfärg eller absorbans F420_5. Metoderna användes med följande prioritet: TOC mg/l Skattad från vattenfärg Skattad från Absorbans F420_5 Metoderna användes med följande prioritet Al - ICP Al - ICP-AES Al Al t (odefinierad) ANC är beräknad enligt nedan: ANC = BC-AA = (2[Ca 2+ ]+2[Mg 2+ ]+[Na + ]+[K + ])-(2[SO 2-4 ]+[Cl - ]+[NO - 3 ]) med enheten μmol/l Halva värdet för analysmetodens detektionsgräns har använts. Resultaten av WHAM-kalibreringarna redovisas vattendragsvis i Tabell 24. Modellen kan med hög precision (r 2 0,9) skatta halten Al o i 15 av vattendragen, med god precision (0,7r 2 <0,9) i 9 av vattendragen och mindre bra i 4 vattendrag (0,44r 2 <0,7). Av de senare är det bara P2 (r 2 =0,68) som är kalkad. Resultaten för Al o indikerar att WHAM-simuleringarna även kan simulera Al i -halterna med rimlig precision och att påtagliga trender orsakade av förändringar i ph, jonstyrka, TOC-halter etc. bör kunna återskapas för de tidsperioder då Al o och Al i saknas i tidsserierna. 61

66 Tabell 24. WHAM-modellens kalibreringsresultat för Al o och Al i i SKOKAL-bäckarna och de okalkade referensbäckarna. y = simulerat Al o, x = uppmätt Al o, r 2 = regressionskonstant, RMSE = root mean square error, Range = max-min, n = antal observationer, grå fält = okalkade bäckar Modellanpassning (Al o ) Kalibreringsdata för Al i Lokal Linjärt samband r 2 Medel RMSE Range n SKOKAL-bäckar G1 y = 0,94x + 9, G2 y = 0,88x + 37, G2R y = 0,96x - 3, K2 y = 0,89x + 142, L1 y = 1,028x - 21, L2 y = 0,85x + 48, L2R y = 0,95x - 2, N1 y = 0,98x + 14, O2 y = 1,04x - 20, O2R y = 0,95x + 18, P1 y = 0,98x + 11, P2 y = 1,03x - 11, P2R y = 1,00x - 5, R2 y = 1,06x - 21, R2R y = 0,94x + 7, Okalkade bäckar Aneboda y = 0,94x + 56, Bråtängsbäcken y = 0,86x + 50, Gårdsjön y = 0,61x + 149, Kindla IM y = 0,87x + 64, Livbacken G3 y = 0,84x + 73, Livbacken G30 y = 1,14x - 62, Lill-Fämtan y = 0,93x + 14, Lommabäcken nedre y = 0,80x + 71, Ni 44 y = 0,32x + 93, Ni 54 y = 0,87x + 52, Pipbäcken nedre y = 0,74x + 35, Ramsjöbäcken y = 1,02x - 16, Ringsmobäcken y = 1,03x - 8, MAGIC-simuleringar MAGIC (Model of Acidification of Groundwater in Catchments, (Cosby et. al. 1985a,b,c, 2001) är en dynamisk modell som används för att beskriva försurningsutvecklingen räknat på materialbalanser i olika ekosystem. Tillförsel och bortförsel av syror och basiska ämnen beräknas med hänsyn till att flöden och förråd ändras med tiden. MAGIC är den dynamiska försurningsmodell för ytvatten som använts mest i Sverige och internationellt. Den beskriver förändringar av syra- och basförhållandena i skogsmarken och i ytvatten när faktorer som nedfall av försurande ämnen och skogsbrukets inriktning förändras. Förändringarna beskrivs genom tidsserier för indikatorvärden, som till exempel markens basmättnadsgrad i tillrinningsområdet samt ph, ANC, och halter av oorganiskt aluminium i ytvatten. Figur 15 visar ett exempel på modellberäknad utveckling av ph i svenska referenssjöar under perioden 1860 till 2100, där 1860 representerar det förindustriella referenstillståndet (Naturvårdsverket 2003). Modellen kan tilläm- 62

67 pas på både rinnande vatten och sjöar. Modellberäkningarna i sjöar omfattar även vissa interna processer utöver tillrinningsområdets och avrinningsvattnets kemi ph i sjövattnet Figur 15. Beräknad historisk och framtida ph-utveckling i 133 referenssjöar mellan 1860 och Sjöarna är uppdelade i olika ph-klasser (percentiler) där 25-percentilen utgörs av de mest försurningsdrabbade sjöarna som reagerade snabbt och kraftigt på både ökningen och minskningen av försurande luftföroreningar under 1900-talet. 5-percentilen visar sjöar där flertalet sannolikt varit sura även i förindustriell tid. Data från ASTA (Naturvårdsverket 2003). MAGIC-modellen består av tre delar: En del som behandlar markkemiska jämnviktsreaktioner mellan mark och markvatten där halterna av olika ämnen i jonform kontrolleras av sulfatadsorption, utbyte av katjoner på markpartiklarna, upplösning, utfällning och speciering av aluminium, samt upplösning och speciering av oorganiskt och organiskt kol. En del som beräknar massbalanser där flödet till och från marken kontrolleras av atmosfäriskt nedfall, vittring, nettoupptag i biomassa samt utlakning. En del som kopplar samman de markkemiska jämviktsreaktionerna med massbalansberäkningarna. Centralt i modellen är det utbytbara förrådet av baskatjoner i marken. Om förrådet förändras över tiden, på grund av påverkan från luftföroreningar eller skogsbruk, förändras även jämvikterna mellan mark och markvatten, vilket i sin tur ändrar avrinningens kemi. Tidsstegen i modellen är normalt på årsbasis vid simuleringar under långa perioder. Hur omfattande och snabba förändringarna blir beror både på storleken av flödet av till exempel luftföroreningar och på markens naturliga grundegenskaper. MAGIC-modellen har använts i många länder i över 20 år och har hela tiden utvecklats och kompletterats. Mera ingående beskrivningar av modellens utveckling och egenskaper finns i Cosby et al. (1985a,b,c, 2001) och Jenkins et al. (2002). 63

68 Aluminium modellering med MAGIC Aluminium förekommer i markvätska i olika former. De vanligaste oorganiska formerna av löst Al är Al 3+, Al(OH) +2 och Al(OH) + 2, men metallen bildar även komplex med t.ex. fluorid, organiskt material och sulfat. Processer som reglerar halten Al är t.ex. nedbrytning av det organiska materialet med bundet Al, vittring av Al-haltigt mineral, utfällning eller upplösning av sekundära Al-mineral, komplexbindnings- samt jonbytesreaktioner (Lydersen et al. 2002). Att på ett korrekt sätt beskriva och kvantifiera alla dessa processer i en modell är svårt eftersom kunskapen om Al-kemin är begränsad. I MAGIC och många andra liknande modeller ersätts kända och okända källor till Al med jämviktsekvationer för en fast, imaginär Al-fas, som kan tecknas Al(OH) 3. Denna Al-förening antas dissocieras av vätejoner varvid Al 3+ går i lösningen och deltar i en rad olika reaktioner. Substansen Al(OH) 3 betecknas oftast som gibbsit även om det i detta sammanhang snarare är beteckningen för en hypotetisk substans, som ersätter alla andra förekommande former av aluminiumoxider och -hydroxider. Lösligheten av Al(OH) 3 beror på jämviktskonstanten ( gibbsitkonstanten, logkg) som för ytvatten ligger uppskattningsvis mellan 8.1 och 8.5. Utöver logkg och ph är mängden upplöst Al 3+ beroende av markvätskans jonstyrka, temperatur och fällningskinetik (Lydersen et al. 1990, 1991), vilket inryms i logkg. De allra flesta geokemiska modeller som används för att beskriva effekter av luftföroreningar (t.ex. MAGIC, SAFE, SMART) använder sig av gibbsitmodellen. Modellerna är kapabla att tämligen väl förutse den observerade utvecklingen av Al beroende på förändringar i nedfall och markanvändning. Gibbsitkonstanten är inte en konstant i termodynamisk mening, utan ett dynamiskt värde som ändrar sig med ph, jonstyrka, halten organiskt material (DOC) etc. Detta är ett mindre problem i ett kortare tidsperspektiv (år till decennier) med tanke på att förändringar vanligtvis sker långsamt i naturen. Men en modell kalibrerad utgående från nuvarande förhållanden ger en felaktig bild av ytvattenkemin i ett längre tidsperspektiv. Det innebär att då MAGIC-modellen parametriseras med nuvarande vatten- och markkemi, kan den tämligen väl simulera de nutida Al-formerna, men beräkningen av de förindustriella Al-halterna blir orimliga. Detsamma gäller modellberäkningar långt framåt i tiden. Med ovanstående gibbsitmodell ger MAGIC inga eller obefintliga Al-halter under ett förindustriellt tillstånd. Orsaken är att de historiska, kemiska förhållanden som man utgår ifrån inte tillåter att gibbsit löses upp till Al 3+ och H 2 O, vilket innebär att inga andra Al-former heller kan bildas. Med tanke på kombinationen av naturliga processer som podsolering och bildning av mobila, organiska Al-komplex samt horisontella grundvattenflöden i den övre markprofilen under flödesepisoder (se ovan) är detta antagande med stor säkerhet fel. Resultat från t.ex. från skogsbäckar i Västerbottens inland med lågt försurningstryck (Löfgren et al. 2007) visar t.ex. knappt mätbara Al-halter under basflöde men tämligen höga Al-halter under flödesepisoder (Figur 16). Tyvärr saknas kunskap om historiska Al-halter och dess olika förekomstformer i bäck- och sjövatten. 64

69 Figur 16. Totalaluminium (Al t ) och oorganiskt aluminium (Al i ) under perioden i två små skogsbäckar i Västerbottens inland (Löfgren opubl. data). Det finns många exempel på god överensstämmelse mellan uppmätt data och MAGIC-simulerade värden för de dominerande anjonerna och katjonerna inklusive Al 3+ och de vanligaste Al-komplexen (Hruska et al. 2002, Majer et al. 2003). Det är dock generellt betydligt enklare att simulera ANC (Reuss & Johnson 1986) och därmed summan sura katjoner, i jämförelse med att modellera fördelning mellan de sura katjonerna H +, Al 3+ och de katjoniska Al-komplexen MAGIC-simulering av försurningsutvecklingen i IM-områdena Den historiska och framtida försurningsutvecklingen i bäckvattnet till fyra olika skogsområden har simulerats med MAGIC. Områdena ingår i den Integrerad Monitoring (IM) med det huvudsakliga syftet att studera effekter av luftföroreningar på skogsekosystemet. Ingen aktiv markanvändning i form av t.ex. skogsbruk har förekommit under det senaste århundradet (Löfgren 2007). Gårdsjön ligger på Västkusten, Aneboda på sydsvenska höglandet, Kindla i Bergslagen och Gammtratten i mellersta Norrlands inland (Figur 5). För modelleringen användes årsmedelvärden för nederbörd, avrinning, temperatur, deposition uppmätt i öppet fält och i krondropp, markvattenkemi, avrinningskemi, mängder av baskatjoner i träd från IM-årsrapporterna (Löfgren 2004, 2005, 2006). Markkemidata erhölls från Lage Bringmark, Institutionen för miljöanalys, SLU. För att undvika störningar av stormen Gudrun 2005 användes inte senare års mätvärden. Totaldepositionen beräknades från depositionen på öppet fält och i krondropp under åren Beräkningarna korrigerar för att träden tar upp och/eller läcker olika ämnen direkt på/från barren (Westling et al. 1995). Det antas att na- 65

70 trium, sulfat och vätekarbonat inte tas upp av träden utan att krondroppet är lika med totaldepositionen. Kloriddepositionen beräknades från natrium för att bibehålla proportionen i havssalt mellan dessa joner. Ammonium- och nitratdepositionen beräknades från öppet fält och en regional faktor på 1.5 (Gårdsjön), 1.4 (Aneboda), 1.3 (Kindla) och 1.2 (Gammtratten). Kalcium-, magnesium- och kaliumdepositionen beräknades i flera steg: marina halter räknas från natrium, ickemarina halter beräknades från de ickemarina halterna på öppet fält och om det finns några positiva joner kvar att fördela (eventuellt laddningsöverskott i öppet fält ska vara kvar i totaldepositionen) så fördelas de som ickemarina baskatjoner i torrdepositionen. Marken modellerades som två lager, där det översta lagret baserades på humusskiktet plus de översta fem cm av mineraljorden. Det nedre lagret utgjorde mineraljord ned till 42 cm djup i Gårdsjön (litet markdjupet) och 80 cm i de övriga områdena. De olika parametrarna räknades ut från prover tagna på olika jorddjup, viktade efter massan på respektive jorddjup. Avrinningskemin som användes för kalibreringarna var medelvärden från åren Jämfört med den dissocieringsmodell (Hruska et al. 2003) som ofta används för att beräkna det organiska materialets laddningstäthet (=DOC [mg/l] 10.2/3) indikerade IM-resultaten något högre halter organiska anjoner i avrinningen (Löfgren 2004, 2005, 2006). En viss korrigering av bäckvattnens halter av joner med marint ursprung gjordes för att nå balans med depositionen. Anledningen till att vattenkemin justerades efter depositionen och inte tvärtom var att depositionsmätningarna omfattade en längre tidsperiod och därmed borde ha ett mer representativt inflöde av havssalt jämfört med bäckvattnet. Kortvariga variationer i havssaltsdeposition kan påtagligt påverka korta tidsserier från ytvatten. Tidsutvecklingen för svavel- och kvävedepositionen sedan 1860 är densamma som används i MAGIC-biblioteket (se nedan). Efter år 2000 följer den Göteborgsprotokollet och current legislation (Naturvårdsverket 2003). Figur 17 visar depositionstrenderna för Gårdsjön totaldeposition av S resp N (kg/ha/år) TotDep SO4 TotDep NH4 TotDep NO år Figur 17. Depositionsutvecklingen för Gårdsjön 66

71 Skogens nettoupptag av baskatjoner och kväve baseras på antagandet att alla IMområden förutom Gammtratten var avverkade runt år Områdena beskogades därefter med en skog som ej utnyttjats. Nettoupptaget baskatjoner motsvarar det som bundits upp i träden i takt med att de tillväxt. När skogen tillåts utvecklas fritt under en längre tid antas att ett jämviktstillstånd uppstår där tillväxten av biomassa blir lika stor som nedbrytningen av död biomassa. I MAGIC-simuleringarna antas att nettoupptaget av baskatjoner inleds år 1860 för att därefter följa biomassans nettoökning enligt Figur 18. Jämviktstillståndet där nedbrytningen balanserar tillväxten antas infalla efter 200 år. Kurvorna för nettoupptag av baskatjoner och kväve beräknades så att integralen fram till nutid blev lika med den mängd av ämnet som fanns i den stående biomassan i IM-områdena (Löfgren 2006). Nettoupptaget fördelades med 50% vardera i det övre respektive undre jordlagret. 6 biomassa (ton dw/ha) år från plantering Figur 18. Antagen utveckling för biomassa i MAGIC-simuleringarna. MAGIC kalibrerades för de fyra områdena så att de simulerade halterna sulfat, klorid och baskatjoner (uppdelade) överensstämde med de uppmätta i avrinningen och med avseende på basmättnadsgraden (uppdelad på baskatjonerna) i marken. Vittringen av baskatjoner, förindustriell basmättnadsgrad, sulfatadsorptionskoefficient och andra parametrar kalibrerades automatiskt så att det uppmätta tillståndet varje år efterliknades. Därefter utfördes en manuell kalibrering av Al o, Al i och ph genom att variera koefficienterna för komplexbindning mellan Al och DOC samt gibbsitkonstanten (se ovan). 8.5 Avrinningsområdeskaraktär och vattenkemi Syftet med denna studie, som inte ingår i den fördjupade utvärderingen, har varit att utifrån befintliga jordartskartor och uppskattningar av jorddjup inom SKOKAL-områden bedöma jordartsförhållandenas betydelse för variationer i bäckvattenkemi inom olika delar av avrinningsområdena. Resultaten, som endast redovisas översiktligt i denna rapport, ska kunna användas som stöd för att bedöma om det finns faktorer i avrinningsområdena som påverkar vattenkemin i högre grad än kalkningen (Lång et al. 2008). 67

72 Nio av de tio kalkade avrinningsområdena inom SKOKAL valdes ut med avsikten att undersöka sambandet mellan avrinningsområdens vattenkemi och jordarternas karaktär. Avrinningsområdet G1 undantogs i studien på grund av att Länsstyrelsen i Kronobergs län utfört våtmarkskalkningar (se ovan). Ett antal provpunkter valdes ut inom varje avrinningsområde där man kan misstänka att jordart, jorddjup m.m. lokalt kan ha stort inflytande på den vattenkemiska sammansättningen. Information om jordarter och jorddjup inom SKOKAL områdena har erhållits från jordartskartor, geoseismiska fältmätningar och via översiktlig bedömning av jorddjup utifrån förekomst av berg i dagen (jordtäcke saknas eller är mycket tunt) samt med hjälp av terrängformer. Ingen utvärdering ingår vad gäller jord- eller berggrundens mineralogiska eller geokemiska sammansättning i avrinningsområdena. Provtagning av bäckvatten för att undersöka sambandet mellan avrinningsområdets egenskaper och variationer i vattenkemin i ett och samma vattendrag skedde vid två eller tre tillfällen hösten 2007 (i september, oktober och november) i samband med den ordinarie provtagningen i G2, K2, L1, L2, N1, O2, P1, P2, R2. All provtagning skedde uppströms den ordinarie mätpunkten. Samma analysmetoder som för den ordinarie bäckvattenprovtagningen användes och som beskrivits ovan. 68

73 9 Resultat och diskussion 9.1 Markkemiska effekter Surhetstillstånd Vid bedömning av surhetstillståndet (Naturvårdsverket 1999) i SKOKAL:s provytor utnyttjades analysdata från 2007 för markskiktet 5-10 cm i mineraljorden, vilket relativt väl motsvarar övre B-horisonten. Resultatet visar att provytorna fördelas i klass 3 till 5 eller uttryckt som surhetsgrad måttlig till mycket hög (Figur 19). Av de behandlade provytorna med en näraliggande okalkad kontrollyta (K, O, P, R) hade 6 av 9 kalkade ytor ett mindre surt tillstånd än de okalkade. Tre behandlade provytor hade samma surhetstillstånd som kontrollytan medan ingen var surare än kontrollytan. Områdena L och N saknar okalkade provytor. Fortfarande efter 16 år bedöms mer än hälften (8 av 14) av de kalkade provytorna ha ett högt eller mycket högt surhetstillstånd. Om man uteslutande baserar klassningen på ph kan man konstatera att jämfört med före kalkningen år 0 har två provytor efter 16 år minskat surhetsklass från 4 till 3 medan en okalkad provyta ökat surhetsklass från 3 till 4 (ej med på bild). Detta visar en tendens till minskad markförsurning i några kalkade ytor, men för 11 av totalt 14 provytor har ingen förändring i ph-klass skett. Jämförelsen haltar dock eftersom klassningen enbart är utförd på ph. Ser man till surhetsklassningen i Figur 19 har basmättnadsgrad och utbytbart aluminium varit utslagsgivande för 7 av provytorna (Tabell 24). 5 4 Klass K2A K2C K2R L2A L2B N1C N2B O2A O2B O2C O2R P2B P2C P2R R2A R2B R2C R2R Figur 19. Provytornas surhetsstatus 2007 klassade enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (1999), se Tabell 13. Klass 1 anger låg försurningsgrad och klass 5 mycket hög försurningsgrad. Mörka staplar markerar okalkade kontrollytor. Område L och N saknar kontrollytor. 69

74 Tabell 24. Provytornas surhetsstatus 2007 klassade enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (1999, Tabell 13). Grå fält = provytor där surhetsklassen ändrats p.g.a. att utbytbart Al och basmättnadsgrad indikerat surare förhållanden än ph(h 2 O). Tillståndsklass enligt Tillståndsklass ph(h 2 O) Utbytbart Al Basmättnadsgrad Slutgiltig K2A K2C K2R L2A L2B N1C N2B O2A O2B O2C O2R P2B P2C P2R R2A R2B R2C R2R Humus cm Ca (mekv/g) Ca (mekv/g) cm cm Ca (mekv/g) 40 Ca (mekv/g) Figur 20. Kalciumhalten (mekv/g ts, 1 M NH 4 Cl) i samtliga försöksytor under hela försöksperioden, före (0 år) och efter kalkning (1, 5, 10 och 16 år). Okalkade kontrollytor visas med röda, streckade linjer. 70

75 Humus 0-5 cm Basmättnad (V%) Basmättnad (V%) cm cm Basmättnad (V%) Basmättnad (V%) Figur 21. Basmättnadsgrad (1 M NH 4 Cl) i samtliga försöksytor under hela försöksperioden, före (0 år) och efter kalkning (1, 5, 10 och 16 år). Okalkade kontrollytor visas med röda, streckade linjer. 600 Humus cm CEC (mekv/g) CEC (mekv/g) cm cm CEC (mekv/g) CEC (mekv/g) Figur 22. Katjonbyteskapacitet (mekv CEC/g ts) i samtliga försöksytor under hela försöksperioden, före (0 år) och efter kalkning (1, 5, 10 och 16 år). Okalkade kontrollytor visas med röda, streckade linjer. H + och Al 3+ extraherade med 1 M KCl, baskatjoner extraherade med 1 M NH 4 Cl. 71

76 Humus 0-5 cm Al (mekv/g) Al (mekv/g) cm cm Al (mekv/g) Al (mekv/g) Figur 23. Utbytbart aluminium (mekv Al/g ts) i samtliga försöksytor under hela försöksperioden, före (0 år) och efter kalkning (1, 5, 10 och 16 år). Okalkade kontrollytor visas med röda, streckade linjer. Al 3+ extraherade med 1 M KCl. Humus 0-5 cm 6 6 5,5 5,5 5 5 ph 4,5 ph 4, ,5 3, cm cm 6 6 5,5 5,5 5 5 ph 4,5 ph 4, ,5 3, Figur 24. ph(h 2 O) i samtliga försöksytor under hela försöksperioden, före (0 år) och efter kalkning (1, 5, 10 och 16 år). Okalkade kontrollytor visas med röda, streckade linjer. 72

77 9.1.2 Trender De markkemiska trenderna har värderats utgående från den analysmetodik (Tabell 14) som använts vid samtliga fem inventeringstillfällen. Parametrarna utbytbart Ca (1 M NH 4 Cl), basmättnadsgrad, utbytbart Al (1 M NH 4 Cl, följt av titrering) och ph(h 2 O) uppvisar alla större eller mindre förändringar över tiden i de ytliga marklagren. Förändringarna var olika starka i olika provytor. I humusskiktet ökade utbytbart Ca och basmättnadsgraden direkt efter kalkningen medan effekter i mineraljorden blev tydlig först efter 10 år på 0-5 cm djup och i vissa provytor även på 5-10 cm djup (Figur 20). Med undantag av tre av de kalkade provytorna hade ökningen i basmättnadsgrad avstannat eller avklingat efter 16 år på 0-5 cm djup i mineraljorden. I hälften av de kalkade provytorna var tendensen densamma på 5-10 cm djup medan övriga uppvisade ökad basmättnadsgrad. På cm djup i mineraljorden uppvisade 6 av de 14 kalkade provytorna högre basmättnadsgrad år 16 jämfört med år 10 och hälften av de kalkade provytorna hade en basmättnadsgrad 20% (Figur 21). Jämfört med innan kalkning (år 0) var basmättnaden 16 år efter behandlingen 7-44% (medel 40%) högre i humusskiktet samt 14-59% (medel 43%) och 6-58% (medel 31%) högre i mineraljorden på 0-5 cm respektive 5-10 cm djup (tabell 23). Efter 16 år varierade basmättnaden i intervallen 12-33% (medel 30%) och 14-28% (medel 20%) på cm djup i behandlade respektive obehandlade provytor. Resultaten indikerar att det skett en långsam nedträngning av kalcium i markprofilen i de kalkade provytorna, men att effekterna på basmättnadsgraden efter 16 år i huvudsak begränsas till humusskiktet och de översta 10 cm av mineraljorden. Slutsatsen överrensstämmer väl med de resultat som redovisats från andra undersökningar där kalkdosen varit låg (<5 ton/ha, Nihlgård et al. 1996, Larsson et al. 2003). Kalkningen har förutom att höja basmättnadsgraden även ökat katjonbyteskapaciteten (CEC) i humusskiktet. Ökningen i CEC förklaras sannolikt av deprotonering av organiska syror och olika Al-komplex. I mineraljorden förändrades CEC på ungefär samma sätt i de behandlade och okalkade provytorna (Figur 22). Ökningen i humusskiktet jämfört med okalkade förhållanden var påtaglig i samtliga provytor 10 år efter behandlingen varefter CEC återigen minskade. Ännu 16 år efter kalkningen var dock CEC högre än innan behandlingen trots att humustäckets tjocklek inte nämnvärt förändrats (Figur 22 och Tabell 25). Kvantitativt motsvarade den maximala CEC-ökningen år 10 ett intervall på ca mekv/g ts, vilket motsvarar ungefär en fördubbling av CEC i humusskiktet. Skapandet av dessa nya adsorptionsytor motverkar den effekt man vill uppnå med kalkningen djupare ned i markprofilen genom att de tillförda kalciumjonerna effektivt fastnar i humusskiktet istället för att tränga ut och neutralisera Al i mineraljorden. Mängden utbytbart Al minskade påtagligt i humusskiktet på grund av kalkningen trots ökat CEC (Figur 23), men det är svårt att tolka orsaken till nedgången av utbytbart aluminium i mineraljorden på 0-10 cm djup, år efter behandlingen i de kalkade provytorna. Under denna period uppvisade även 2-3 av de okalkade provytorna sjunkande trender för utbytbart Al, vilket indikerar en påbörjad naturlig återhämtning kopplad till minskad svaveldeposition. Den naturliga återhämtningen påverkar givetvis även de kalkade provytorna. Å andra sidan visar en ökad 73

78 basmättnadsgrad och ett ökat ph i mineraljorden ned till 10 cm djup efter 16 år att kalkningen haft en viss effekt, vilket indikerar att minskningen i utbytbart Al även är kopplad till deprotonering av Al-komplex (se ovan). Hur stor denna deprotonering är i relation till den naturliga återhämtningen går inte att avgöra eftersom halten utbytbart Al låg i samma intervall i behandlade respektive okalkade provytor (Figur 23). Tabell 25. Trädålder vid försöksstart (år 0), humustjocklek (cm) och förändring av ph(h 2 0) och basmättnadsgrad (1 M NH 4 Cl) under försöksperioden 0-16 år i markskikten humus, mineraljord 0-5 cm och 5-10 cm. Medelvärdet för kalkade ytor är beräknat för de 9 st. ytor som har en närliggande kontrollyta. Std.Dev = standardavvikelse Trädålder (år) Humustjocklek (cm) ph(h 2 O) Basmättnad % (1 M NH 4 Cl) År 0 År 0 År 16 Humus 0-5 cm 5-10 cm Humus 0-5 cm 5-10 cm K2A 59 4,0 5,9 1,3 0,3 0, K2C 23 4,0 4,2 1,5 0,5 0, K2R kontroll 58 5,5 4,9 0,0-0,1 0, L2A 56 6,7 4,3 0,7 0,6 0, L2B 43 6,1 5,4 0,4 0,2 0, N1C 25 10,9 9,4 0,4 0,3-0, N2B 45 6,1 6,8 0,2-0,1 0, O2A 61 4,5 4,1 1,5 0,4 0, O2B (5,7 29 ton/ha) 3,7 3,7 1,4 0,5 0, O2R kontroll 29 3,4 3,7-0,3-0,2-0, P2B 35 3,0 1,3 0,8 0,4 0, P2C 15 4,2 2,1 1,2 0,5 0, P2R kontroll 15 4,1 4,1 0,0-0,3-0, R2A 76 4,1 4,2 1,1-0,1 * -0,2 * * 36 * R2B 67 3,9 3,9 1,0 0,2 * 0,2 * * 25 * R2C 32 2,8 2,3 0,8 0,2 * 0,2 * * 33 * R2R kontroll 35 2,9 2,8-0,1-0,3 * 0,0 * * 5 * Kalkade ytor n=9 3,8 3,5 1,2 0,3 0, Std.Dev 0,6 1,4 0,3 0,1 0, Kontrollytor n=4 4,0 3,9-0,1-0,2-0, Std.Dev 1,1 0,9 0,1 0,1 0, * avser tidsperioden 5-16 år Förändringarna i basmättnadsgrad återspeglades enbart delvis i humusskiktets ph(h 2 O). I fem av de behandlade provytorna ökade ph(h 2 O) successivt i humusskiktet under hela försöksperioden (Figur 24). I fyra andra ökade ph(h 2 O) endast under de första 5 åren efter behandlingen för att därefter ligga på en konstant nivå eller minska något. I ytterligare fyra kalkade provytor var förändringarna obetydliga i jämförelse med de okalkade kontrollerna. Förändringarna i humusskiktets ph(h 2 O) låg i intervallet 0,2 1,5 (medel 1,2) ph-enheter (Tabell 25). I mineraljorden på 0-5 cm djup indikerar resultaten ett ökat ph(h 2 O) i alla kalkade provytor förutom två (Figur 24). Jämfört med året innan kalkning låg ph(h 2 O)-förändringarna 16 år efter behandling i intervallet -0,1-0,6 (medel 0,3) ph-enheter 0-5 cm ned i mineraljorden (Tabell 25). De fyra okalkade kontrollerna uppvisade sjunkande ph(h 2 O) med som mest 0,3 ph-enheter under motsvarande 74

79 tidsperiod. På 5-10 cm djup i mineraljorden konstaterades ökande ph(h 2 O) i betydligt färre behandlade provytor (6 av 14) och förändringarna var något lägre -0,2 0,5 (medel 0,1) ph-enheter. Efter 16 år varierade ph(h 2 O) i intervallen 4,5-5,0 (medel 4,7) och 4,6-4,8 (medel 4,7) på cm djup i behandlade respektive obehandlade provytor. Resultaten indikerar att det skett en långsam ökning av ph(h 2 O) i markprofilen i de kalkade provytorna, men att effekterna efter 16 år i huvudsak begränsas till humusskiktet och de översta 10 cm av mineraljorden. Slutsatsen är väl i linje med de resultat som redovisats från andra undersökningar där kalkdosen varit låg (<5 ton/ha, se ovan). Ingen av provytorna, kalkade eller okalkade, uppvisade 16 år efter kalkning ph(h 2 O)>5 ned till 30 cm djup i mineraljorden, vilket indikerar Albuffring (Figur 24) Kalkens nedträngning i markprofilen Kalkens nedträngning i markprofilen redovisas med parametrarna utbytbart Ca, basmättnadsgrad och utbytbart Al. I Figur redovisas medelvärdena från områdena K, O, P och R för 9 kalkade respektive 4 okalkade provytor. Ur Figur kan man konstatera att variationen mellan provytor är mycket stor och att medelvärdena i Figur ger en mycket förenklad bild av verkligheten Utbytbart kalcium (1 M NH 4 Cl) Den principiella bilden, som inte är giltig för alla provytor, indikerar att mängden utbytbart Ca ökade successivt i humuslagret under de första 10 åren sannolikt som konsekvens av en gradvis upplösning av kalken och att mängden därefter minskade (Figur 20 och Figur 25, Tabell 26) på grund av transport ned till underliggande marklager. I mineraljorden skedde ingen ökning under de första 5 åren men efter 10 år ökar Ca-mängden i skikten 0-5 och 5-10 cm. Den mängd utbytbart Ca som analyseras i alla markskikten ner till 30 cm i mineraljorden är sannolikt också som störst efter 10 år, och utgör då en stor del av den tillförda mängden vid kalkningstillfället (Figur 26). I humusskiktet är upplösningen av kalkgivan under de första 10 åren sannolikt större än transporten till underliggande markskikt. En stor del av givan ackumuleras alltså i humusskiktet som utbytbart Ca innan transporten till underliggande lager kan minska mängden. 75

80 Figur 25. Mängden utbytbart Ca (1 M NH 4 Cl) i markprofiler före och upp till 16 år efter kalkning. Medelvärde från 9 kalkade och 4 okalkade provytor (kontrollytor) i områdena K, O, P och R. Observera att värdena är osäkra och baserade på resultat från provytorna som uppvisat olika individuella mönster (Figur 20) Ca (kekv/ha) Kontrollytor 0 år 1 år 5 år 10 år 16 år Ca (kekv/ha) Kalkade ytor 0 år 1 år 5 år 10 år 16 år Humus 0-5 cm 5-10 cm cm cm Figur 26. Utbytbart Ca (1 M NH 4 Cl) i hela markprofilen ner till 30 cm djup under försöksperioden i obehandlade (vänster) och kalkade (höger) provytor. Observera att värdena är osäkra och baserade på medelvärden från olika provytor som uppvisat olika individuella mönster (Figur 20). 76

81 Basmättnadsgrad Den principiella bilden, som inte är giltig för alla provytor, indikerar att basmättnadsgraden följer samma mönster som utbytbart Ca (Figur 25 & Figur 27, Tabell 26). Basmättnadsgraden ökar snabbt i humuslagret och efter 5 år kan man även notera ökningar i mineraljorden. Basmättnadsgraden ökar under hela försöksperioden och ökningen är i vissa provytor (Figur 21) tydlig ner till cm i mineraljorden. Figur 27. Basmättnadsgraden (1 M NH 4 Cl) i markprofiler före och upp till 16 år efter kalkning. Medelvärde från 9 kalkade och 4 okalkade provytor (kontrollytor) i områdena K, O, P och R. Observera att värdena är osäkra och baserade på resultat från provytor som uppvisat olika individuella mönster (Figur 21) Utbytbart Al Den principiella bilden, som inte är giltig för alla provytor, indikerar att halten utbytbart aluminium minskar i markprofilen både i behandlade och okalkade ytor (Figur 28, Tabell 26). Minskningen beror troligen på minskad jonstyrka i marklösningen kopplad till den minskade svaveldepositionen under de senaste 20 åren i södra Sverige. Minskningen kan i vissa provytor ses ner till cm i mineraljorden. I de kalkade ytorna är minskningen snabbare i de övre jordlagren (Figur 28). 77

82 Figur 28. Halten utbytbart aluminium i markprofiler under 16 år efter kalkning. Medelvärde från 9 st. kalkade ytor och 4 st. kontrollytor i områdena K, O, P och R. Observera att medelvärdena är osäkra och baserade på resultat från provytor som uppvisat olika individuella mönster (Figur 23) Dos-respons samband Tillförd ANC och förändringen mellan år 0 och 16 år efter kalkning i försöksytorna visas för titrerbar utbytesaciditet (TA) i Figur 29. Beräkningarna omfattar markskikten humus och mineraljord ner till 10 cm. Det föreligger inte något linjärt dos-respons samband d.v.s. att aciditeten skulle ha minskat i proportion till mängden tillförd kalk (Figur 29). Man kan dock konstatera att i de två provytor som mottagit minst ANC i form av kalk (<50 kekv/ha, blå symboler) har aciditeten ökat 6-30 kekv/ha d.v.s. de har blivit surare. Även i de okalkade provytorna (röda symboler) har TA ökat med kekv/ha under försöksperioden. Det stora aciditetstillskottet i P2R kan sannolikt förklaras av den låga trädåldern vid försökets start (15 år, Tabell 26) och en kraftig produktion av biomassa under försöksperioden. Detta medför ett påtagligt upptag av baskatjoner som laddningsmässigt kompenseras av en frigörelse av vätejoner, ökad protonering av Al i marken och därmed större mängder utbytbart Al. En oförändrad mängd utbytbart Ca i marken indikerar att vittring och deposition kompenserar för trädens Ca upptag, men inte för trädens produktion av vätejoner. Basmättnadsgraden minskade därför under motsvarande period (Tabell 26). Även P2C var 15 år vid försökets start, men denna provyta kalkades med 7 ton/ha (Tabell 26), vilket sannolikt var tillräckligt för att dölja dessa effekter av trädtillväxt. De kalkade ytorna visar en minskning av TA med i genomsnitt 18 kekv/ha. Skillnaden mellan kontroll och kalkade ytor är således i storleksordningen kekv/ha, vilket ger en kalkningseffekt på 30-60% avseende TA. Efter 16 år hade markprofilen ned till 30 cm djup i mineraljorden en kvarstående utbytbar aciditet på kekv TA/ha (Tabell 27). 78

83 Tabell 26. Trädålder vid försöksstart (år 0), kalkgiva, katjonbyteskapacitet (CEC), mängden utbytbar aciditet (TA), Ca (1 M NH4Cl) och Al (1 M KCl) samt basmättnadsgrad (%) i markprofiler före och upp till 16 år efter kalkning i humusskikt och mineraljord ned till 10 cm djup. Std.Dev. = standardavvikelse. Medelvärdesberäkningen för de kalkade ytorna (n=9) avser de ytor som har en korresponderande referensyta, det vill säga K2A, K2C, O2A, O2B, P2B, P2C, R2A, R2B & R2C). I tre fall saknas data för CEC och TA vid år 0 varför medelvärdet för de kalkade ytorna får n=6. Trädålder (år) Kalkgiva Katjonbyteskapacitet CEC kekv/ha Utbytbar aciditet TA kekv/ha Utbytbart Ca kekv/ha Basmättnadsgrad humusskiktet, % Utbytbart Al kekv/ha År 0 ton/ha kekv ANC/ha År 0 År 16 År 0 År 16 År 0 År 16 År 0 År 16 År 0 År 16 K2A 59 3, K2C 23 3, K2R kontroll L2A 56 2, L2B 43 2, N1C 25 3, N2B 45 3, O2A 61 3, O2B (5,7 ton/ha) 29 5, O2R kontroll P2B 35 2, P2C (7 ton/ha) 15 7, P2R kontroll R2A 76 3, R2B 67 3, R2C 32 3, R2R kontroll Kalkade ytor n=6* eller n= * * 31 7, Std.Dev Kontrollytor n=3* eller n=4 67* , * 34 Std.Dev

84 Tabell 27. Kalkgiva, katjonbyteskapacitet (CEC), mängden utbytbar aciditet (TA), Ca och Mg (1 M NH4Cl) samt Al (1 M KCl) i markprofiler 16 år efter kalkning i humusskikt och mineraljord ned till 20 cm respektive 30 cm djup. Provyta Kalkgiva CEC TA Ca Mg Al Till 20 cm Till 30 cm Till 20 cm Till 30 cm Till 20 cm Till 30 cm Till 20 cm Till 30 cm Till 20 cm Till 30 cm ton/ha kekv ANC/ha kekv/ha kekv/ha kekv/ha kekv/ha kekv/ha kekv/ha kekv/ha kekv/ha kekv/ha kekv/ha K2A 3, K2C 3, K2R L2A 2, L2B 2, N1C 3, N2B 3, O2A 3, O2B 5, O2R P2B 2, P2C 7, P2R R2A 3, R2B 3, R2C 3, R2R

85 Förändring TA (kekv/ha) Tillskott av ANC vid kalkning (kekv/ha) Figur 29. Kalkningseffekt med avseende på TA (titrerbar utbytesaciditet) 16 år efter kalkning. Jämförelse mellan tillskott av ANC, syraneutraliserande förmåga, (kekv/ha) och förändringen av TA (kekv/ha). Beräkningarna omfattar markskikten humus och mineraljord ner till 10 cm. Blå symboler = kalkat, Röd symbol = obehandlad 120 Förändring Ca (kekv/ha) y = 0,7831x + 9,3921 R 2 = 0, Tillskott av Ca genom kalkning (kekv/ha) Figur 30. Kalkningseffekt med avseende på utbytbart Ca (kekv/ha) 10 år efter kalkning. Jämförelse mellan tillskott av Ca, (kekv/ha) och förändringen i markskikten humus och mineraljord ner till 30 cm. Det har tidigare visats att katjonbyteskapaciteten (CEC) ökat påtagligt i humusskiktet i flera av de kalkade provytorna, medan trenderna var något så när likvärdiga för behandlade och okalkade provytor i mineraljorden (Figur 22). Mängdmässigt blir därför skillnaderna mindre när man aggregerat humusskiktet med de 10 översta cm av mineraljorden. Ökningen i katjonbyteskapaciteten under 17 år varierade mellan kekv/ha (n=10) i de kalkade provytorna och mellan kekv/ha i referenserna (n=4, Tabell 26). Eftersom mängden utbytbar Ca var som störst 10 år efter kalkning i de behandlade provytorna visas Ca-innehållet i humus och mineraljord ner till 30 cm vid denna tidpunkt (Figur 30). Mängden utbytbart Ca på 30 cm djup antas vara lika år 10 som år 16 (Tabell 27). Tillskotten av Ca via kalk varierade mellan ca kekv/ha. Ca-mängden i markprofilen ökade linjärt (r 2 =0,80) med kalkdosen och i 81

86 genomsnitt återfanns 78% av den tillförda mängden i humusskiktet och de översta 10 cm av mineraljorden 10 år efter behandlingen. De okalkade ytorna visade en liten ökning med i genomsnitt 5 kekv/ha. Även 16 år efter behandlingen uppvisades ett linjärt samband mellan dos och Camängd i humusskiktet och de översta 30 cm av mineraljorden. Sambandet var svagare (r 2 =0,34) och i genomsnitt återfanns 43% av den tillförda mängden i de ytliga jordlagren. Den minskade Ca-mängden mellan år 10 och 16 (storleksordningen 25% av ursprungsgivan) är orsakad av analysosäkerhet, transport nedåt i markprofilen (Figur 25), upptag i vegetationen och utlakning Inaktivering av kalk Det förefaller som om endast en begränsad andel av den tillförda kalken inaktiveras. Efter 10 år återfanns i medeltal ca 78% av denna mängd i form av utbytbart Ca i humusskiktet och de översta 10 cm av mineraljorden. Dessutom bör en liten andel av den tillförda kalken ha tagits upp av vegetationen samt utlakats. Sannolikt har huvuddelen av den kalk som tillförts gått i lösning. Alkan (2001) anger att ca 17% (3900 kg Ca av tillförda kg Ca) av den tillförda kalken (ca 3 ton kalkstensmjöl/ha) var oupplöst 17 år efter behandlingen av ett norskt avrinningsområde (Tjønnstrond, Traaen et al. 1997) på m.ö.h., dominerat av kalt berg och tunna jordtäcken. De senare förekommer främst i anslutning till dalbotten runt ett par små sjöar och domineras av organiskt material, främst torv. Mineraljord förekommer som regel endast i C-horisonten. Det är sannolikt att upplösningen av kalk varit betydligt effektivare i SKOKALområdena jämfört med i Tjønnstrond eftersom tillrinningsområdena är täckta av organiska ytskikt med hög aciditet i stort sett över hela arealen. I områden med kalt berg är det i huvudsak nederbördens innehåll av svavelsyra och kolsyra som kan lösa upp kalken Slutsatser markkemi Återknyter man till de frågor som formulerades under kapitlet Nuvarande kunskapsläge indikerar resultaten följande: Kalkningen har medfört att katjonbyteskapaciteten (CEC) påtagligt ökat i humusskiktet. Efter 10 år var CEC-ökningen i intervallet mekv/g ts, vilket motsvarar ungefär en fördubbling. Högre CEC motverkar och fördröjer den effekt man vill uppnå med kalkningen genom att de tillförda Ca-jonerna fastnar i humusskiktet istället för att transporteras ned och ersätta och fälla ut utbytbart Al i mineraljorden. Kalkningen har medfört att den utbytbara aciditeten (TA) minskat med 3-23 kekv/ha i provytor med hög dos (>50 kekv ANC/ha). Det förelåg inget dos-respons samband. De två provytor som erhöll lägst doser uppvisade ökad mängd utbytbar aciditet i likhet med de obehandlade ytorna. Kalkningen har medfört att mängden utbytbart kalcium ökat i humusskiktet och de översta 10 cm av mineraljorden. Ett maximum uppnåddes efter ca 10 år då i medeltal ca 80% av den tillförda kalken återfanns i detta markskikt. Efter 16 år hade mängden i medeltal minskat till ca 45% av den ursprungliga 82

87 givan, vilket indikerar transport till djupare marklager. Det senare verifierades i några, men inte alla, provytor ned till 20 cm djup. Kalkningen har medfört att basmättnadsgraden ökat i humusskiktet och de översta 10 cm av mineraljorden. Efter 16 år hade knappt hälften av provytorna på cm djup i mineraljorden en basmättnadsgrad >20%. Inga tydliga skillnader mellan kalkade och obehandlade provytor observerades på cm djup. Kalkningen har medfört att ph(h 2 O) i humusskiktet ökat med 0,2 1,5 phenheter. I mineraljorden och 16 år efter behandlingen hade ph(h 2 O) ökat med i medeltal 0,3 och 0,1 ph-enheter på 0-5 respektive 5-10 cm djup. Vissa kalkade provytor uppvisade ingen ph-ökning i mineraljorden. Efter 16 år uppvisade samtliga provytor, kalkade såväl som okalkade, ph(h 2 O)<5 i mineraljorden på 0-30 cm djup, vilket indikerar Al-buffring. Kalkningen har medfört att mängden utbytbart Al minskat påtagligt i humusskiktet. I mineraljorden på 0-10 cm djup uppvisade både kalkade och obehandlade provytor lägre halter efter 16 år. Detta indikerar en påbörjad naturlig återhämtning kopplat till den minskande sulfatdepositionen. Hur stor kalkeffekten var i relation till den naturliga återhämtningen går inte att avgöra eftersom halten utbytbart Al låg i samma intervall i behandlade respektive okalkade provytor. Kalkningen har medfört en tillförsel av kekv ANC/ha i de provytor som doserats med <5 ton kalk/ha, vilket motsvarar ca % av den utbytbara aciditeten (TA) ned till de översta 10 cm av mineraljorden innan behandling. Efter 16 år hade markprofilen ned till 30 cm djup i mineraljorden en kvarstående utbytbar aciditet på kekv TA/ha. All den tillförda kalkens neutraliserande verkan har sannolikt förbrukats. Om det finnas inaktiverad kalk i humusskiktet är det mycket små mängder. Skogsstyrelsens uppföljningsbara markkemiska mål i de första åtgärdsprogrammen att genom kalkning öka basmättnadsgraden till 20% i övre B-horisonten (Lindström et al. 1993) har delvis uppnåtts i provytorna, men effekten är otillräcklig för att eliminera risken för utlakning av aluminium (Skogsstyrelsen 2001). En viktig slutsats av de markkemiska undersökningarna i SKOKAL-försökens provytor är att humusen har en stor förmåga att neutralisera tillförd kalk och att binda upp de frigjorda Ca-jonerna dels genom ökad katjonbyteskapacitet (CEC) och dels genom jonbyte med vätejoner och aluminium på befintliga adsorptionsytor. Medeldjupet på humusen i SKOKAL-provytorna var ca 4 cm (Tabell 25) vilket kan jämföras med de vanligtvis betydligt tjockare humusskikten i stora delar av sydvästra Sverige där mindre än 8% av skogsmarksarealen har ett humustäcke i intervallet 0-4 cm (Figur 31). Detta innebär att betydligt mindre markkemiska effekter bör förväntas i drygt 90% av området där betydligt tjockare humustäcken (median = 8 cm) föreligger. 83

88 Urvalskriterier: Humusform mårtyper, moder Jordart sorterade sediment, morän Jordmån podsoler, övergångstyper Ägoslag skogsmark Trädskikt barrdominerad skog Huggningsklass gallringsskog, slutavverkningsskog Humustjocklek (cm) Humustjocklek (cm) Figur 31. Humustäckets tjocklek enligt ståndortskarteringen (övre figur, karta från SLU markinfo) och markinventeringen i sydvästra Sverige under perioden (undre figur, data från Ståndortskarteringen, SLU). 84

89 9.2 Markvatten- och grundvattenkemiska effekter Förändringar i markvattnets surhets- och näringsstatus är svårare att studera jämfört med markkemiska mätningar. Det beror på att markvattnets innehåll av joner varierar kraftigt, både i tid och i rum, vilket förklaras av att halterna styrs av utbytesreaktioner på markpartiklarna, saltdeposition, nedfall av luftföroreningar, växtupptag och hydrologi. Tolkningen försvåras ytterligare av att de värden som redovisas i denna rapport bygger på samlingsprov, d.v.s. vattnet från fem lysimetrar som slagits samman för varje provyta, vilket innebär att variationen minskar (Giesler & Lundström 1993) och att trender kan bli svårare att upptäcka jämfört med diskreta prover. De kortsiktiga effekterna (< 5 år) av skogsmarkskalkning på markvattnet i provytorna visade små initiala effekter på t.ex. ph och totalaluminium (Akselsson et al. 1998). De initiala förändringarna orsakades troligen av en snabb upplösning av de finare kornstorlekspartiklarna. Med tiden har nedfallet av svavel minskat kraftigt (Figur 6) vilket har lett till att återhämtningen från försurning har påbörjats i mark och vatten. De trender som har noterats i markvattnet under perioden kan till största delen tillskrivas dessa förändringar. Ett exempel är den stora minskningen (ca 500 μekv/l) av sulfat i den kalkade provytan K12A vilket i sin tur har medfört att halten kalcium minskat (ca -100 μekv/l, Figur 32), vilket även magnesium och kalium gjort. Markvattnets motståndskraft mot försurning (ANC) har däremot ökat med cirka 400 ekv/l. Det är framför allt minskningen av sulfat som har stått för den positiva ökningen som i viss mån motverkats av de sjunkande kalciumhalterna. phvärdet har inte förändrats utan ligger fortfarande kring cirka 4.5, vilket sannolikt förklaras av att Al-systemet buffrat ph-ökningen och reducerat Al i -halterna. Koncentrationen av totalaluminium har minskat betydligt (ca 3 mg/l), vilket sannolikt är en jonstyrke- och neutralisationseffekt kopplat till de sjunkande sulfathalterna (Figur 32). Effekterna på markvattenkemin i K12A är med stor sannolikhet främst kopplad till återhämtningen från försurning och i mycket liten grad påverkad av skogsmarkskalkningen. Ovanstående exempel är valt för att det på ett ganska tydligt sätt visar de generella trender som uppmätts i SKOKAL-provytornas markvatten på 50 cm djup drygt 12 år efter kalkning. I Tabell 28 redovisas ph, kalcium, sulfat, ANC, Al t och Al i före kalkning och 2002/2003. I enstaka fall avviker resultaten från de kalkade provytorna från de som exemplifierats med K12A ovan d.v.s. sjunkande sulfat- och kalciumhalter, ökad ANC, tämligen oförändrat ph och lägre eller oförändrade halter Al t. Även de okalkade provytorna uppvisar detta mönster (Tabell 28) Slutsatser markvattenkemi Återknyter man till de frågor som formulerades under kapitlet Nuvarande kunskapsläge indikerar resultaten följande: Sulfathalterna har minskat påtagligt i markvattnet på 50 cm djup i provytorna i takt med att den sura depositionen minskat. 85

90 Kalciumhalterna har minskat i markvattnet i takt med att sulfathalterna i marklösningen minskat. Effekter av kalkningarna är svåra att utläsa, men om de förekommer är de underordnade effekterna av den naturliga återhämtningen. Buffertkapaciteten (ANC) har ökat tack vare att sulfathalterna minskat snabbare än kalciumhalterna. ph har inte förändrats i markvattnet på 50 cm djup. Aluminiumhalterna har minskat i markvattnet på 50 cm djup i provytorna, vilket sannolikt är en jonstyrke- och neutralisationseffekt kopplat till de sjunkande sulfathalterna. Kalkningarnas effekter är otillräckliga för att uppnå Skogsstyrelsens uppställda mål om att eliminera risken för utlakning av vätejoner och oorganiskt aluminium (Skogsstyrelsen, 2001) 86

91 1200 K12A 400 K12A SO4-S ekl l K12B Ca ekl l K12B K12A K12B ANC ekl l Alt g l K12A K12B K12A K12B ph Figur 32. Under de sista tretton åren har den naturliga återhämtningen från försurning påbörjats vilket tydligt ses som minskande sulfathalter och ökande ANC i provytorna K12A och K12B, belägna i norra Blekinge. Ytorna kalkades med 3-3,6 ton magnesiumkalk per hektar mellan den 7-8 november 1990 (lodrät streckad linje). Observera att provtagning av markvattnet påbörjades först efter kalkning. Referensytor saknas. 87

92 Tabell 28. Markvattenkemin på 50 cm djup i provytor etablerade inom eller strax intill SKO- KALs avrinningsområden. Perioden "före" avser mätningar (oftast två) utförda strax innan kalkning och perioden "efter" mätningar gjorda 2002/03 (oftast två till tre). I K12A och K12B startade de första mätningarna efter kalkning. För P12C finns det 6 värden innan kalkning. Eftersom provtagningstillfällena skiljer sig åt både mellan de olika ytorna och mellan de olika tidsperioderna (före & efter) är direkta jämförelser olämpliga. Värdena ska snarare användas för att studera nivåerna. Bearbetningar baserade på ett mättillfälle är markerade med en asterix (*). Bearbetningarna för referensytorna är utförda för samma mätperiod som de kalkade ytorna. Observera att analys av organiskt aluminum (Al o ) inte skedde i början av försöksperioden. Det höga kalciumvärdet på 10.4 mg per liter för K22C är ett extremvärde och troligtvis felaktigt. Provytor där skogsmarkskalkning inte skedde enligt Skogsstyrelsens riktlinjer (med avseende på dos, sort och medel) är markerade med grå text. Yta ph Ca SO 4 -S ANC Al t Al i (ekv l -1 ) (ekv l -1 ) (ekv l -1 ) (g l -1 ) (g l -1 ) Före Efter Före Efter Före Efter Före Efter Före Efter Efter G12A Min Max G12B Min Max G22A Min * * * * * 350* Max * * * * * 350* G22B Min * * * 26-53* * 480* Max * * * 92-53* * 480* G22C Min * * * * * 1120* Max * * * * * 1120* G22R Min Max K12A Min Max K12B Min Max K22A Min Max K22B Min Max K22C Min 5.0* * * 77-40* * Max 5.0* * * * * K22R Min * 225* 120* 472* 418* -79* -186* 1500* 3210* - Max * 225* 120* 472* 418* -79* -186* 1500* 3210* - L12A Min 4.3* 4.3* 35* 30* 584* 607* -556* -265* 4000* 760* - Max 4.3* 4.3* 35* 30* 584* 607* -556* -265* 4000* 760* - L12B Min 4.2* - 40* * * * - - Max 4.2* - 40* * * * - - L22A Min Max L22B Min Max L22C Min Max

93 Yta ph Ca SO 4 -S ANC Al t Al i (ekv l -1 ) (ekv l -1 ) (ekv l -1 ) (g l -1 ) (g l -1 ) Före Efter Före Efter Före Efter Före Efter Före Efter Efter L22R Min Max N12A Min Max N12C Min Max N22A Min Max N22B Min Max N22C Min Max N22R Min 4.5* * * * * Max 4.5* * * * * O12A Min 4.2* * * * * Max 4.2* 5 100* * * * O12B Min 5.1* 6.2* 135* 205* 387* 217* -257* 65* 370* 20* 5* Max 5.1* 6.2* 135* 205* 387* 217* -257* 65* 370* 20* 5* O22A Min Max O22B Min Max O22C Min Max O22R Min * 40 35* * * * 450* Max * 65 35* * -42-4* * 450* P12B Min Max P12C Min Max P22A Min Max P22B Min Max P22C Min Max P22R Min Max R12A Min 5.0* * * * * Max 5.0* * * * * R12C Min 5.3* * * * -2 30* 80 - Max 5.3* * * * 11 30* R22A Min 4.9* * * * * Max 4.9* * * * *

94 Yta ph Ca SO 4 -S ANC Al t Al i (ekv l -1 ) (ekv l -1 ) (ekv l -1 ) (g l -1 ) (g l -1 ) Före Efter Före Efter Före Efter Före Efter Före Efter Efter R22B Min 4.5* * * * * Max 4.5* * * * * R22C Min Max R22R Min * * * * 440* Max * * * * 440* Markkemin i grundvattentransekterna Figur 33 visar ph(h 2 O), utbytbart Ca och Al (1 M NH 4 Cl) samt basmättnadsgraden i markens översta 0-30 cm i inströmnings-, intermediär- och utströmningsområdet i grundvattentransekterna vid G2, L2, O2 och R2. Av Tabell 29 framgår vilka jordlager som ingår i respektive område. De två proverna från varje område med lägst ph(h 2 O) uppträder alltid på markdjup >10 cm medan de två proverna med högst ph uppträder i humusskiktet på markdjup <10 cm med två undantag. Bilden är den samma med avseende på katjonbyteskapacitet (CEC), utbytbart Ca och basmättnadsgrad. Detta indikerar att kalkningen tillfört kalcium som höjt basmättnadsgraden och ph i humusskiktet i enlighet med vad som tidigare redovisats från de kalkade provytorna (se ovan). Transekten vid O2 urskiljer sig genom att uppvisa ett ph(h 2 O)>4,5 i huvuddelen av proverna från transekten. ph var statistiskt signifikant (Tukey-Kramer, alfa<0,05) högre vid O2 jämfört med G2 och R2. Trots de högre ph-värdena hade O2 statistiskt signifikant lägre halter utbytbart Ca, basmättnadsgrad samt högre halter utbytbart Al jämfört med R2 och G2 (Figur 33). Det förelåg däremot ingen statistiskt säkerställd skillnad mellan O2 och L2. L2 uppvisade statistiskt signifikant surare förhållanden än R2 och G2 för utbytbart Ca, basmättnadsgrad samt utbytbart Al. Däremot förelåg ingen statistiskt signifikant skillnaden med avseende på ph(h 2 O). Med undantag av ph(h 2 O) hade O2 och L2 följaktligen betydligt surare markprofiler i de översta 30 cm än vad R2 och G2 hade. R2 utmärker sig genom de låga halterna utbytbart Al i samtliga prover, men skillnaden är inte statistiskt signifikant gentemot G2. Tabell 30 visar kvartilavståndet (25%- och 75%-percentiler) för hur surhetsrelaterade markkemiska parametrar varierat i hela populationen insamlade jordprover, d.v.s. i samtliga prover från alla markhorisonter, mätstationer och områden, men uppdelat på humus och mineraljord (Tabell 29). Utbytesaciditeten i humusskiktet och mineraljorden var påtaglig, vilket indikerar att kalkningen med 3 ton/ha inte kunnat neutralisera all aciditet som funnits lagrad i marken och som tillförts via sur deposition och tillväxt under 16 år efter behandlingen. Betydande mängder utbytbart Al låg därför kvar i markprofilerna. Basmättnadsgraden varierade mellan 20-88% i humusskiktet med ett medianvärde på 61%. I mineraljorden hade 25% av proverna en basmättnadsgrad 20% (median 15%). Kvartilavståndet för ph(h 2 O) var 4,3-4,8 i humusen och 4,4-4,6 i mineraljorden, vilket indikerar Al-buffring i markvätskan. 90

95 Markkemin i de kalkade grundvattenkemiska transekterna överensstämmer tämligen väl med vad som kan förväntas utgående från de kalkade provytorna (se ovan) och slutsatser från äldre studier (Nihlgård et al. 1996). Resultaten indikerar kalkeffekter i humusskiktet medan data inte tillåter tolkningar av effekter i mineraljorden. Ett av Skogsstyrelsens ursprungliga markkemiska mål var att genom kalkning öka basmättnadsgraden till 20% i övre B-horisonten (Lindström et al. 1993). Detta mål har bara delvis uppnåtts i grundvattentransekterna och effekten är otillräcklig för att eliminera risken för utlakning av aluminium. Tabell 29. Humusskiktets (torv alternativt mår där endast det senare anges) vertikala utbredning och markdjup varifrån mineraljord insamlats i transektstudierna vid G2, L2, O2 och R2. Transekt Markskikt Inströmning (cm) Intermediär (cm) Utströmning (cm) G2 Humusskikt 0-10 (mår) Mineraljord L2 Humusskikt 0-5 (mår) 0-10 (mår) 0-10 (mår) Mineraljord O2 Humusskikt 0-10 (mår) Mineraljord R2 Humusskikt Mineraljord Tabell 30. Kvartilavstånd (25% - och 75% percentil) för ett antal utvalda markkemiska parametrar) i humus och mineraljord (Tabell 29) i transektstudierna vid G2, L2, O2 och R2. n = antal observationer Markskikt 25%- percentil 75%- percentil ph(h 2 O) Humus 4,3 4,8 31 Mineraljord 4,4 4,6 23 n Utbytesaciditet (1 M KCl) μekv/g ts Humus Mineraljord Utbytbart Al (1 M NH 4 Cl) μekv/g ts Humus Mineraljord Utbytbart Ca (1 M NH 4 Cl) μekv/g ts Humus Mineraljord Basmättnadsgrad % (beräknad från Utbytesaciditet) Humus Mineraljord

96 Figur 33. Fördelningen (boxplot) för ph(h 2 O), utbytbart Ca (1 M NH 4 Cl), basmättnadsgrad (beräknad från utbytesaciditet, 1 M KCl) och utbytbart Al (1 M NH 4 Cl) i markens översta 0-30 cm i inströmnings-, intermediär- och utströmningsområdet i grundvattentransekterna vid G2, L2, O2 och R2. Resultaten representerar både organiska jordar och mineraljord i enlighet med Tabell

97 9.2.3 Kalkeffekter på grundvattenkemin i in- och utströmningsområden Under kapitlet nuvarande kunskapsläge visades i Figur 2 vilka effekter som kan förväntas med avseende på kalciumhalten i grundvattnet efter en skogsmarkskalkning. I okalkade områden ökar kalciumhalten med djupet i likhet med nedanstående profil från Svartberget i Västerbotten (Figur 34, Bishop et al. 2004), medan gradienten borde jämnas ut och eventuellt bli omvänd i ett kalkat område (Figur 2). Figur 34. Kalciumhalten (mg/l) i grundvattnet på olika markdjup (0,2-0,7 m) i ett utströmningsområde i Svartberget, Västerbottens län (modifierad figur från Bishop et al. 2004). Förutom R2 uppvisade de övriga tre transekterna kalciumgradienter i det ytliga grundvattnet som indikerar en viss påverkan av kalkningen (Figur 35). I inströmningsområdet i G2 är indikationen som tydligast eftersom kalciumgradienten är den omvända gentemot den som visas i Figur 2 och Figur 34. Dessutom överrensstämmer profilens gradient med det mest extrema hypotetiska utfallet i Figur 2. Med undantag av utströmningsområdet i G2-transekten, där profilen mer liknar den som råder under okalkade förhållanden, uppvisade transekterna vid L2 och O2 inga påtagliga kalciumgradienter ned till 70 cm markdjup. Även detta är en indikation på kalkeffekt i enlighet med Figur 2. Kalciumhalterna i O2 ( μekv/l) var betydligt lägre än i övriga områden ( μekv/l). Stationerna i transekten vid R2 uppvisade kalciumgradienter som liknar de som påträffas i grundvattnet i okalkade områden (Figur 35). Det är därför troligt att kalkningen i detta område inte har någon effekt på grundvattenkemin som kan spåras 16 år efter behandlingen. I tidigare kalkningsförsök då man använt 2-6 ton/ha magnesiumhaltiga kalkningsmedel har man ibland kunnat påvisa ökningar i baskatjonhalten i grundvattnet, främst i form av magnesium och natrium, men även för kalcium. Grundvattenrör, perforerade i den undre halvmetern, var i dessa försök nedstuckna 1 m under markytan (Eriksson 1996). I denna studie har det ytligaste grundvattenröret haft sitt intag på 30 cm markdjup, vilket innebär att sannolikheten för att detta ytliga grundvatten ska vara påverkat av kalkningarna är betydligt större än i de äldre studierna. 93

98 Figur 35. Kalciumhalterna (mekv/l) i grundvattnet på olika markdjup (cm) i inströmnings-, intermediär- och utströmningsområdet i grundvattentransekterna vid O2, R2, G2 och L2. Horisontella linjer = standard error, Figur 36. Buffertkapaciteten, ANC (mekv/l) i grundvattnet på olika markdjup (cm) i inströmnings-, intermediär- och utströmningsområdet i grundvattentransekterna vid O2, R2, G2 och L2. Horisontella linjer = standard error, 94

99 Figur 37. ph i grundvattnet på olika markdjup (cm) i inströmnings-, intermediär- och utströmningsområdet i grundvattentransekterna vid O2, R2, G2 och L2. Horisontella linjer = standard error, Figur 38. Halterna oorganiskt aluminium (µg Al i /l) i grundvattnet på olika markdjup (cm) i inströmnings-, intermediär- och utströmningsområdet i grundvattentransekterna vid O2, R2, G2 och L2. Horisontella linjer = standard error, Röd vertikal linje = 30 µg Al i /l. 95

100 Tabell 30. Kvartilavstånd (25%- och 75%-percentil) för ett antal utvalda grundvattenkemiska parametrar på 30, och cm djup vid G2, L2, O2 och R2. n = antal observationer Parameter G2 L2 O2 R2 n %- percentil 75%- percentil 25%- percentil 75%- percentil 25%- percentil 75%- percentil 25%- percentil 75%- percentil ph 5,1 5,4 4,4 4,6 4,3 4,8 5,3 5,8 ANC [mekv/l] 0,065 0,308-0,076-0,039 0,014 0,464 0,099 0,263 Alk/ac [mekv/l] 0,016 0,054-0,106-0,068-0,083-0,013 0,047 0,117 Ca [mekv/l] 0,115 0,165 0,163 0,184 0,040 0,054 0,090 0,159 Mg [mekv/l] 0,081 0,095 0,073 0,094 0,091 0,138 0,074 0,097 Na [mekv/l] 0,161 0,194 0,159 0,179 0,318 0,377 0,194 0,209 K [mekv/l] 0,005 0,013 0,006 0,012 0,008 0,017 0,016 0,021 Sulfat [mekv/l] 0,095 0,179 0,282 0,311 0,060 0,253 0,034 0,115 Klorid [mekv/l] 0,154 0,177 0,142 0,163 0,285 0,373 0,158 0,177 Nitrat [mekv/l] <0,001 0,005 0,014 0,057 <1 0,003 <1 0,030 TOC [mg/l] 4,9 16,9 3,3 5,2 5,0 13,2 4,7 17,2 Al t [ug/l] Al o [ug/l] Al i [μg/l] Trots de låga Ca-halterna i grundvattnet vid O2 var buffertkapaciteten (ANC) vanligtvis positiv (Figur 36, Tabell 30). Vid G2 och R2 uppmättes alltid positivt ANC. Det var endast L2 som uppvisade permanent negativa ANC och dessutom på samtliga markdjup. Lägst ANC uppmättes vanligtvis i utströmningsområdet på 30 cm djup (-86, -7, 8, 55 μekv ANC/l i L2, O2, R2 respektive G2). Kvoten mellan halterna kalcium och summan av mineralsyrornas anjoner (Ca/MA = [Ca] / [SO 4 + Cl + NO 3 ]) visar att i O2 har kalciumhalten mycket liten betydelse för ANC på detta markdjup. Ca/MA-kvoten i O2 var 7-13% medan motsvarande intervall var 31-43%, 30-69% och % i L2, G2 respektive R2. I O2 balanserades anjonflödet främst av natrium och magnesium (Tabell 30) av marint ursprung. I R2 balanserades katjonflödet vanligtvis även av vätekarbonat (alkalinitet) medan nitrat stod för en icke obetydlig andel i L2 (Tabell 30). Det senare är sannolikt en effekt av nitrifikation i marken högre upp i sluttningen där stormfälld skog avverkats både 2006 och En viss ph-effekt av de förhöjda Ca-halterna och ANC kan anas i inströmningsområdet i G2 ( μekv ANC/l), men med undantag för transekten i R2 var ph-värdena låga och oftast var ph under 5,0. I R2 låg ph i intervallet 5-6 (Figur 37). I utströmningsområdena uppmättes lägsta ph till 4,1-4,7 på 30 cm djup förutom i R2 där det var 5,3. De låga ph-värdena i utströmningsområdena i de övriga tre transekterna indikerar att det ytvatten som bildas i anslutning till transekterna genereras av surt grundvatten. Halterna oorganiskt aluminium (Al i ) översteg i samtliga transekter de 50 μg/l (Figur 38, Tabell 30) som anses skadligt för känsliga organismer (Fölster 2007). Denna toxiska gräns överskreds påtagligt även i utströmningsområdena, vilket innebär att grundvattnet har potential att tillföra ytvattnet aluminium på skadliga 96

101 nivåer. Halterna Al i var mycket höga (ca μg/l) i grundvattnet på samtliga djup och på samtliga stationer i sluttningarna i O2 och L2. Mönstret för oorganiskt aluminium stämmer väl överens med de nivåer som registrerats för utbytbart Al i de olika områdena (Tabell 26). Både utbytbart Al i marken och Al i -halterna i grundvattnet rangordnar R2 och G2 som de minst sura transekterna och L2 och O2 som de mest sura Slutsatser grundvattenkemi Återknyter man till de frågor som formulerades under kapitlet Nuvarande kunskapsläge indikerar resultaten följande: De vertikala kalciumgradienterna i det ytliga grundvattnet (30-70 cm markdjup) visar en viss påverkan av kalkningen i tre av fyra transekter. Buffertkapaciteten (ANC) i det ytliga grundvattnet var i huvudsak positiv i tre av områdena, medan ett område alltid hade negativ ANC. I de områden där kalciumgradienterna indikerar effekter av kalkningen bör även ANC ha påverkats. ph i det ytliga grundvattnet var vanligtvis <5,0 i samtliga områden förutom R2. De låga ph-värdena i utströmningsområdena indikerar att det ytvatten som bildas i anslutning till transekten genereras av surt grundvatten. Kalkningens effekter på ph har varit begränsad. Utströmningsområdena i samtliga transekter har potential att tillföra ytvattnet aluminium på skadliga nivåer för organismerna. Kalkningens effekter på halterna oorganiskt aluminium har följaktligen inte varit tillräckliga. Kalkningarnas effekter är otillräckliga för att nå Skogsstyrelsens uppställda mål om att eliminera risken för utlakning av vätejoner och oorganiskt aluminium till ytvattnen (Skogsstyrelsen 2001) 9.3 Ytvattenkemiska effekter Surhetstillstånd 1991 enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder Resultaten visade på en måttlig till mycket stor försurningspåverkan i alla vattendrag utom G2 i början av mätperioden (Tabell 31). Någon skillnad mellan referensområdena och de avrinningsområden som senare skulle kalkas förekommer inte. För de flesta vattendrag kommer försurningspåverkan att fortsätta vara hög enligt prognos fram till 2010 med undantag av G1, L2 och R2 som bör återhämta sig till dess. Även K2 ligger mycket nära en återhämtning till 2010 (0,41 ph enheter). Enligt MAGIC-biblioteket var åtgärdsbehovet i början av 1990-talet stort i vattendragen med undantag av G2 som trots sin höga surhetsgrad aldrig har varit särskilt påverkad av försurning och därmed aldrig varit i behov av restaurerande åtgärder enligt Naturvårdsverkets (2007) bedömningsgrunder. Området är naturligt surt. 97

102 Tabell 31. Bedömning av försurningspåverkan utifrån MAGIC-biblioteket och Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (2007). Grå fält = god status och ingen påverkan Lokal Försurningspåverkan Ramdirektivet Miljömål ph-minskning G Måttlig status Måttlig påverkan från 1860 till 1991, ph= God status Ingen påverkan från 1860 till 2010, ph= 0.32 G God status Ingen påverkan från 1860 till 1990, ph= God status Ingen påverkan från 1860 till 2010, ph= 0.25 K Dålig status Mycket stor påverkan från 1860 till 1991, ph= Måttlig status Måttlig påverkan från 1860 till 2010, ph= 0.41 L Dålig status Mycket stor påverkan från 1860 till 1990, ph= Otillfredsställande status Stor påverkan från 1986 till 2010, ph= 0.79 L Dålig status Mycket stor påverkan från 1860 till 1991, ph= God status Ingen påverkan från 1860 till 2010, ph= 0.34 N Dålig status Mycket stor påverkan från 1860 till 1990, ph= Dålig status Mycket stor påverkan från 1860 till 2010, ph= 1.33 O Dålig status Mycket stor påverkan från 1860 till 1990, ph= Dålig status Mycket stor påverkan från 1860 till 2010, ph= 1.62 P Dålig status Mycket stor påverkan från 1860 till 1991, ph= Dålig status Mycket stor påverkan från 1860 till 2010, ph= 1.75 P Dålig status Mycket stor påverkan från 1860 till 1991, ph= Dålig status Mycket stor påverkan från 1860 till 2010, ph= 1.21 R Måttlig status Måttlig påverkan från 1860 till 1991, ph= God status Ingen påverkan från 1860 till 2010, ph= 0.27 G2R 1991 Dålig status Mycket stor påverkan från 1860 till 1991, ph= Dålig status Mycket stor påverkan från 1860 till 2010, ph= 1.23 L2R 1991 Dålig status Mycket stor påverkan från 1860 till 1991, ph= Dålig status Mycket stor påverkan från 1860 till 2010, ph= 1.95 O2R 1993 Dålig status Mycket stor påverkan från 1860 till 1993, ph= Dålig status Mycket stor påverkan från 1860 till 2010, ph= 1.27 P2R 1991 Dålig status Mycket stor påverkan från 1860 till 1991, ph= Dålig status Mycket stor påverkan från 1860 till 2010, ph= 1.21 R2R 1992 Dålig status Mycket stor påverkan från 1860 till 1992, ph= Otillfredsställande status Stor påverkan från 1860 till 2010, ph= Uppmätta vattenkemiska trender i bäckarna De vattenkemiska trenderna under perioden 1990 till 2006 har testats på de mätresultat som insamlats i april, maj, september och oktober månader i tio okalkade bäckar och i tio kalkpåverkade bäckar. Skälen till att endast dessa månader utvalts är att det bara finns data från dessa under hela tidsperioden och att man därigenom kan minimerar risken för falska trender kopplade till den vattenkemiska säsongsdynamiken (se metodkapitlet). Resultaten för G1 har strukits ur Tabell 32 i och med att den sedan hösten 2003 våtmarkskalkas av länsstyrelsen i Kronobergs län. Trenderna redovisas objektsvis för de okalkade bäckarna i Tabell 33 och Tabell 34 och för de kalkpåverkade bäckarna i Tabell 35. Stormen Gudruns framfart i januari 2005 bedöms inte ha påverkat vattenkemin i de värst stormdrabbade områdena G1, G2, och G2R eftersom för kort tid har förflutit. I Tabell 32 sammanfattas resultaten för ett antal surhetsrelaterade parametrar som man skulle förvänta uppvisa olika trender för den kalkade respektive okalkade 98

103 populationen vattendrag. Vid en påtaglig påverkan av kalk borde t.ex. utflödet av kalcium öka, vilket borde höja ANC och ph samt sänka Ca/Mg-kvoten och halterna oorganiskt aluminium (Al i ). Tabell 32. Max- och minvärden för statistiskt signifikanta trender (p<0,05, Seasonal-Kendal, Thiels slope) i bäckvatten (april, maj, september och oktober) i okalkade (n=10) och kalkade (n=9) avrinningsområden. G1 har uteslutits ur den kalkade populationen p.g.a. våtmarkskalkningar i slutet på tidsperioden. För varje parameter är det den årliga förändringen som anges. N = antalet bäckar med statistiskt signifikanta (p<0,05) trender inkluderande även de som är monotont osäkra. Värden inom parantes anger antalet positiva trender (fälten förstärkta med raster). Blå fält = statistiskt signifikant ökning, Gult fält = statistiskt signifikant minskning. Okalkade bäckar (n=10) Kalkade bäckar* (n=9) Min Max N, p<0.05 Min Max N, p<0,05 ph H + μekv/l ANC μekv/l Ca μekv/l Ca/ANC-kvot (2+) (1+) BC μekv/l Ca/Mg-kvot SO 4 μekv/l Cl μekv/l TOC mg/l Al t μg/l Al o μg/l (WHAM) Al i ug/l (WHAM) * G14 ingår ej p.g.a. våtmarkskalkningar fr.o.m. hösten

104 Tabell 33. Statistiskt signifikanta trender (p<0,05, Seasonal-Kendal, Thiels slope) i bäckvatten (april, maj, september och oktober) i okalkade avrinningsområden som ej ingått i SKOKAL. För varje parameter är det den årliga förändringen som anges. Blå fält = statistiskt signifikant ökning, Gult fält = statistiskt signifikant minskning, Grått fält = osäkert om monoton trend, n = antalet observationer. Gårdsjön IM Pipbäcken nedre Lommabäcken nedre Bråtängsbäcken Ringsmobäcken (n=61 (n=92) (n=89) (n=89) (n=81) ph H + μekv/l ANC μekv/ Ca μekv/ Mg μekv/ Na μekv/ -1.1 K μekv/ SO 4 μekv/ Cl μekv/ NO 3 μekv/ TOC mg/l Al t μg/l -19 Al o μg/l (WHAM) 15 Al i ug/l (WHAM) -30 BC μekv/l Ca/Mg-kvot Ca/ANC-kvot Det finns indikationer på att kortsiktiga sådana resultat uppnåddes under ett eller ett par år efter kalkningarna i mer eller mindre samtliga påverkade bäckar. I jämförelse med det okalkade området G2R (Figur 39) visar t.ex. de kalkade bäckarna i G1 och G2 (Figur 40 & Figur 41) indikationer på ökande ph, Ca-halter, Ca/Mgkvoter samt lägre Al i under en period efter kalkningen. Detta tolkas som en effekt av den kalk som spridits över våtmarker och andra utströmningsområden i likhet med vad som har rapporterats från t.ex. Skogsstyrelsens försök i Nissadalen (Westling & Zetterberg 2007). I G1 kan man dessutom se en mycket tydlig effekt av våtmarkskalkningarna efter 2003 (Figur 40). Denna effekt är uppenbar jämfört med effekten av skogsmarkskalkningarna i G2. För att minimera effekterna av kalkningseffekten på utströmningsområden i direkt samband med spridningen utfördes trendanalyserna initialt på tidsperioden Resultaten från denna ca tre år kortare tidsperiod avviker dock marginellt från de resultat som genereras då hela tidsperioden används. Orsaken till de små skillnaderna i trender är att det är tämligen få mätresultat som påverkas av den initiala kalkningseffekten eftersom det bara ingår data från fyra månader per år i trendanalysen. Dessutom härstammar några av mätresultaten från från perioden innan kalkning. Vi har därför valt att redovisa trenderna under tidsperioden

105 Tabell 34. Statistiskt signifikanta trender (p<0,05, Seasonal-Kendal, Thiels slope) i bäckvatten (april, maj, september och oktober) i okalkade avrinningsområden som ingått i SKOKAL. För varje parameter är det den årliga förändringen som anges. Blå fält = statistiskt signifikant ökning, Gult fält = statistiskt signifikant minskning, Grått fält = osäkert om monoton trend, n = antalet observationer. G2R L2R O2R P2R R2R (n=56) (n=48) (n=47) (n=57) (n=48) ph H + μekv/l ANC μekv/ Ca μekv/ Mg μekv/ Na μekv/ K μekv/ SO 4 μekv/ Cl μekv/ NO 3 μekv/ 0.2 TOC mg/l Al t μg/l Al o μg/l (WHAM) Al i ug/l (WHAM) BC μekv/l Ca/Mg-kvot Ca/ANC-kvot Sett över hela tidsperioden indikerar resultaten att skogsmarkskalkningarna i SKOKAL-försöken inte nämnvärt påverkat surhetstillstånden i bäckarna. Antalet vattendrag som uppvisade statistiskt signifikanta trender för ph är t.ex. 8 och 3 i de okalkade respektive kalkade delpopulationerna. Man kan även konstatera att den maximala minskningen i vätejonhalt var 1 μekv/l högre i den okalkade populationen (Tabell 32). Kalciumhalterna sjönk i sju av bäckarna i båda delpopulationerna, men något snabbare i de kalkade bäckarna. Trots minskningen i kalciumhalt ökade ANC i samtliga bäckar förutom den kalkade R2 (Tabell 35). Resultaten indikerar att den årliga ökningen i ANC var ca1 μekv/l snabbare i de kalkade områdena, men detta förklaras och balanseras av en något snabbare minskning i sulfathalterna i de kalkpåverkade bäckarna. De minskande sulfathalterna, som är en effekt av minskande svavelutsläpp, balanseras inte fullt ut av en minskad utlakning av kalcium och andra baskatjoner, vilket ger ett ökande ANC. En statistiskt signifikant ökning av organiskt material (TOC) i 7 av de obehandlade bäckarna och i 4 kalkade indikerar även en ökning i organiska anjoner. Detta kan dels förklaras av nedgången i sulfathalt (Monteith et al., 2007) och dels av hög nederbörd och ytliga flödesbanor för grundvattnet (Löfgren et al. 2003, Erlandsson et al. 2008). 101

106 Två av bäckarna i okalkade områden och en i kalkade uppvisade signifikanta minskningar i halterna av oorganiskt aluminium, μg Al i /l i de okalkade och 49 μg Al i /l i den kalkade. Dessutom förekom sjunkande trender Al i i ytterligare tre okalkade och sex kalkade bäckar, men det är osäkert om dessa trender är monotona (Tabell 33, Tabell 34 & Tabell 35). Även dessa trender är sannolikt kopplade till de sjunkande sulfathalterna och ökningarna i ANC. Ingen av de kalkpåverkade bäckarna uppvisade några statistiskt signifikanta trender i Ca/Mg-kvoter (Tabell 32). Tabell 35. Statistiskt signifikanta trender (p<0,05, Seasonal-Kendal, Thiels slope) i bäckvatten (april, maj, september och oktober) i kalkade avrinningsområden som ingått i SKOKAL. För varje parameter är det den årliga förändringen som anges. Blå fält = statistiskt signifikant ökning, Gult fält = statistiskt signifikant minskning, Grått fält = osäkert om monoton trend, n = antalet observationer. G1 G2 K2 L1 L2 N1 O2 P1 P2 R2 (n=55) (n=55) (n=50) (n=63) (n=48) (n=50) (n=53) (n=61) (n=50) (n=55) ph H + μekv/l ANC μekv/ Ca μekv/ Mg μekv/ Na μekv/ K μekv/ SO 4 μekv/ Cl μekv/ NO 3 μekv/ TOC mg/l Al t μg/l Al o μg/l (WHAM) Al i ug/l (WHAM) BC μekv/l Ca/Mg-kvot Ca/ANC-kvot Med tanke på att kalken i huvudsak påverkat kemin i jord och vatten i de övre marklagren (se ovan) kan man som en hypotes anta att de ytvattenkemiska effekterna bör vara tydligare under flödesepisoder då avrinningen generas från ytliga flödesbanor i marken. Detta har testats på resultaten från högflödesperioder (75%- percentil för avrinningen) under perioden i de kalkpåverkade SKOKAL-bäckarna. Efter 2003 saknas information om avrinningen (se metoddelen). Av Tabell 36 framgår att det blir ett mindre antalet stationer där statistiskt signifikanta trender (p<0,05) kan beläggas, men de trender som ändå observeras visar samma riktning och ungefär samma nivå på ökningarna eller minskningarna för 102

107 samma parametrar som i det större datamaterialet. Sjunkande ph under högflöde vid P1 utgör undantag. Motsvarande trendanalyser har inte kunnat utföras på extrema flödestillfällen (90%-percentil) eller under basflöden (25%-percentil). Orsaken är att antalet observationer blir för få eller att de klumpar ihop sig i början eller slutet på tidsserien. Tabell 36. Statistiskt signifikanta trender (p<0,05, Seasonal-Kendal, Thiels slope) under högflöden (vattenföring >75-percentil) i bäckvatten i kalkade avrinningsområden. N1 har strukits på grund av för få observationer (n=6). För varje parameter är det den årliga förändringen som anges. Blå fält = statistiskt signifikant ökning, Gult fält = statistiskt signifikant minskning, Grått fält = osäkert om monoton trend G1 G2 K2 L1 L2 O2 P1 P2 R2 n=(19) n=(35) n=(37) n=(26) n=(39) n=(23) n=(23) n=(22) n=(28) ph H + μekv/l ,3 2.1 ANC μekv/l Ca μekv/l Ca/ANC-kvot BC μekv/l Ca/Mg-kvot 0.04 SO 4 μekv/l TOC mg/l Al t μg/l Al o μg/l (WHAM) Al i ug/l (WHAM) För åtta okalkade vattendrag föreligger data från tidsperioden och fram till och med Även för dessa har trendanalyser utförts på analysresultaten för månaderna april, maj, september och oktober. Antalet statistiskt signifikanta trender (p<0,05) blir betydligt färre än då tidsperioden analyseras, men riktningen och nivåerna på de trender som dokumenterats överrensstämmer med vad som tidigare angivits för den längre tidsserien (Tabell 37). Statistiskt signifikant sjunkande trender har noterats bl.a. för sulfat (5 st), kalcium (3 st) och Al i (2 st) medan ökande trender noterats för ph (4 st) och ANC (3 st). Slutsatsen av trendanalyserna är följaktligen att de kalkpåverkade bäckarna uppvisade en kortvarig effekt i anslutning till spridningen, men att de långsiktiga trenderna är mycket lika mellan kalkpåverkade och okalkade vattendrag och i hög grad styrda av de minskande sulfathalterna. De surhetsrelaterade trender som kan beläggas statistiskt är följaktligen i huvudsak förknippade med den återhämtning från försurning som pågår i ytvatten i Skandinavien (Bertills et al. 2007, Skjelkvaale 2007, Monteith et al. 2007). En invändning mot ovanstående slutsats kan vara att kalkningen av skogsmark har lett till ett något bättre surhetstillstånd i mark och ytvatten, vilket skulle innebära 103

108 att kalciumhalt, buffertkapacitet, ph etc. skulle vara något högre i avrinningen idag än vad den skulle vara om området inte behandlats. Med tanke på de få mätdata som finns före behandling av områdena, stora skillnader mellan områdena, en utpräglad vattenkemisk säsongsdynamik mellan bas- och högflöde, en stor mellanårlig vattenkemisk variation och en initial effekt orsakad av kalk spridd på utströmningsområdena har vi gjort bedömningen att en sådan analys är omöjlig att utföra med det dataunderlag som stått till vårt förfogande. Vi kan därför varken avfärda eller styrka denna hypotes. Tabell 37. Statistiskt signifikanta trender (p<0,05, Seasonal-Kendal, Thiels slope) i bäckvatten (april, maj, september och oktober) i bäckvatten och till 2006 i okalkade avrinningsområden. Blå fält = statistiskt signifikant ökning, Gult fält = statistiskt signifikant minskning, Grått fält = osäkert om monoton trend. Aneboda Kindla Lill-Femtan Liv3 Liv30 Ni44 Ni54 Ramsjöbäcken (n=42) (n=49) (n=54) (n=37) (n=24) (n=36) (n=35) (n=44) ph H + μekv/l ANC μekv/ Ca μekv/ Mg μekv/ Na μekv/ -4.2 K μekv/ SO4 μekv/ Cl μekv/ NO3 μekv/ TOC mg/l 0.2 Al t μg/l Al o μg/l (WHAM) -7 Al i ug/l (WHAM) BC μekv/l Ca/Mg-kvot Ca/ANC-kvot Å andra sidan kan man konstatera att om en sådan effekt förekommit har den varit så begränsad att den inte har någon praktisk betydelse för tolkningen av om metoden gett tillräcklig effekt eller ej ställt i relation till Skogstyrelsens mål med åtgärden (Skogsstyrelsen 2001). Av Tabell 38 framgår att halterna oorganiskt aluminium (WHAM-simulerade) fortfarande är höga i huvuddelen av de kalkpåverkade vattendragen. Den låga halten Al i (medianvärde) i G1 under tidsperioden förklaras av de våtmarkskalkningar som utförts sedan hösten 2003 (Figur 40). Våtmarkskalkningarna har till skillnad från skogsmarkskalkningen gett upphov till mycket tydliga förändringar i ph, kalciumhalter, Ca/Mg-kvoter, ANC och halter oorganiskt aluminium. 104

109 Tabell 38. Median och 90%-percentil för WHAM-simulerade halter oorganiskt aluminium (Al 3+ ). Grönt = Al i < 30 μg/l, Orange = 30 μg/l Al i <50 μg/l, Röd = Al i 50 μg/l. Klassgränser enligt Naturvårdsverkets kalkningshandbok (Naturvårdsverket 2002) n Median n n n 90%-percentil n n G1* * G G2R K L L L2R N O O2R P P P2R R R2R Bråtängsbäcken Gårdsjön IM Lommabäcken nedre Pipbäcken nedre Ringsmobäcken * G1 våtmarkskalkades hösten 2003, vilket är det huvudsakliga skälet till det låga medianvärdet. 105

110 Ca/Mg mg/l μekv/l Figur 39. Jonbalans (vänstra figuren, positiva värden = katjoner, negativa värden = anjoner), Ca-halt, Mg-halt och Ca/Mg-kvoter (övre högra figuren, beige fält = Ca, grönt fält = Mg, röd linje = Ca/Mg-kvot) samt ph och WHAM-simulerade halter oorganiskt aluminium (nedre högra figuren, ph = blå linje, Ali = röd linje, Al 3+ = grön linje) under perioden i bäckvattnet från det okalkade avrinningsområdet G2R. 106

111 Ca/Mg mg/l μekv/l Figur 40. Jonbalans (vänstra figuren, positiva värden = katjoner, negativa värden = anjoner, röd vertikal streckad linje = tidpunkter för kalkning), Ca-halt, Mg-halt och Ca/Mgkvoter (övre högra figuren, beige fält = Ca, grönt fält = Mg, röd linje = Ca/Mg-kvot) samt ph och WHAM-simulerade halter oorganiskt aluminium (nedre högra figuren, ph = blå linje, Ali = röd linje, Al 3+ = grön linje) under perioden i bäckvattnet från det skogsmarks- och våtmarkskalkade avrinningsområdet G1. 107

112 Ca/Mg mg/l μekv/l Figur 41. Jonbalans (vänstra figuren, positiva värden = katjoner, negativa värden = anjoner, röd vertikal streckad linje = tidpunkt för kalkning), Ca-halt, Mg-halt och Ca/Mg-kvoter (övre högra figuren, beige fält = Ca, grönt fält = Mg, röd linje = Ca/Mg-kvot) samt ph och WHAM-simulerade halter oorganiskt aluminium (nedre högra figuren, ph = blå linje, Ali = röd linje, Al 3+ = grön linje) under perioden i bäckvattnet från det skogsmarkskalkade avrinningsområdet G2. 108