Effekter av kalavverkning på mindre boreala sjöars vattenkvalitet

Effekter av kalavverkning på mindre boreala sjöars vattenkvalitet Linda Lundgren Examensarbete i geovetenskap/naturgeografi 15 hp Avseende kandidatexamen Rapporten godkänd: 17 januari 2014 Handledare: Ann-Kristin Bergström

Effects of clear-cutting on water quality in small boreal lakes in northern Sweden Linda Lundgren Abstract Forestry is an important industry in Sweden, with clear-cut as the most commonly used method for harvesting. Here the long-term impact of clear-cut on lake water quality (dissolved organic carbon (DOC), nitrogen, phosphorus and ph) has been investigated, based on 23 lakes sampled during autumn. Data for additional 15 lakes sampled for the Swedish monitoring program were also used. Lakes were classified as 5, 25, 40 and 60 year based on data of the forest age in the catchment, gathered from the Swedish national forest inventory. Clear-cut lakes were classified as 5 years (>20% of the catchment clear-cut during the last 10 years). The results showed that DOC and total nitrogen (TN) concentrations decreased with increasing age of the forests. In clear-cut lakes (5 year) average DOC- (20.5 mg/l) and TN concentrations (477 µg/l) were higher than the average concentration in lakes with older forests (25, 40 and 60 year) (i.e. DOC 13.5 mg/l and TN 351 µg/l). Also the quality of DOC were changing (measured as changes in absorbance at 254) with forest age, with more bioavailable (low molecular weight) DOC in clear-cut lakes. A greater clear-cut area compared to the catchment area did not significantly result in higher concentrations of DOC and TN in clear-cut lakes. In conclusion, the concentration of TN, and the concentration and quality of DOC, in small boreal lakes are affected by clear-cutting and are changing with the age of the forest stand. Thus, highest concentrations and more bioavailable carbon compounds are found in clear-cut lakes where forests recently has been removed (<10 year). Key Words: Forestry, clear-cut, lakes, DOC, TN

Förord Tack till min handledare Ann-Kristin Bergström med forskningsgrupp som gjorde det möjligt att genomföra studien. Marcus Klaus som gett mig mycket bra tips och som hjälpt mig med GIS, Marie Simonsson som hjälpte mig med provtagning under långa dagar i fält och Anders Jonsson för instruktioner i labb och hjälp med analyser. Ett stort tack till Ann-Kristin Bergström för granskning och vägledning vid skrivandet.

Innehållsförteckning 1 Inledning 1 1.1 Skogsbruket i Sverige 1 1.2 Effekter av avverkning 1 1.3 Syfte 2 2 Material och Metod 3 2.1 Studieområde och provtagna sjöar 3 2.2 Provtagning 3 2.3 Analyser 3 2.4 Omdrevssjöar 4 2.5 Statistik 4 3 Resultat 4 3.1 Vattenkemiska parametrar 4 3.2 Skillnader i vattenkemi med skogsålder 5 3.3 Skillnader i vattenkemi med andel avverkad skog 10 3.4 Skillnader i vattenkemi med sjömorfologi omgivande faktorer 10 4 Diskussion 11 4.1 Avverkningseffekter på vattenkemi 11 4.2 Effekter av avverkningsområdets storlek 12 4.3 Effekter av sjömorfologi och omgivande faktorer 13 4.4 Slutsatser 13 5 Referenser 14

1 Inledning 1.1 Skogsbruket i Sverige Skogsbruket i Sverige är en omfattande och viktig näring med både ekonomiska och miljömässiga värden. I Sverige utgör skogsmark 69% av den totala landarealen och 57% (23 miljoner hektar) klassas som produktiv skogsmark (SLU 2013 A). Det innebär, skogsmark som kan producera i genomsnitt minst en kubikmeter virke per hektar och år, enligt skogsvårdslagen (1979:429) 2. Under säsongen 2011/12 slutavverkades skog motsvarande 189 000 ha vilket utgör 0,8 % av den produktiva skogen (SLU 2013 A) och den vanligaste metoden som används är kalavverkning (Hagner 1999). 1.2 Effekter av avverkning Studier har visat att mark, vattendrag och sjöar påverkas när skog avverkas. Evaporation och transpiration från träden minskar vilket ger ökad avrinning under den snöfria perioden och under snösmältningen ökar avrinningen ytterligare på grund av ökad snöackumulation i de öppna avverkade ytorna (Rosén 1984). En studie från norra Sverige visade exempelvis på en ökning av avrinningen med upp till 99% under växtsäsongen och under perioder med lågt flöde de första två åren efter avverkning (Sörensen m.fl. 2009). Ökad avrinning påverkar också grundvattennivån vilket resulterar i ytligare grundvattenflöde i marken (Lindroth och Grip 1987). Efter avverkning påverkas biogeokemiska processer i mark på grund av ökad temperatur (mer instrålning) och högre fuktighet (Kreutzweiser m.fl. 2008). Det leder till ökad mikrobiell nedbrytningen av organiskt material (Liski m.fl. 1998) och högre koncentration löst organiskt kol (Dissolved Organic Carbon; DOC) i markvattnet (Schelker m.fl. 2012). Ökad kvävemineralisering och nitrifikation (Kreutzweiser m.fl. 2008) samt minskat upptag av näringsämnen bidrar till ökade halter ammonium (NH 4) och nitrat (NO 3) i marken (Holmes och Zak 1999, Gundersen m.fl. 2006). Kalavverkning leder därför till ökat läckage av DOC (Laudon m.fl. 2009) och näring i form av kväve till närliggande vattendrag (Rosén m.fl. 1996). Studier från norra Sverige har visat en ökning av DOC exporten med upp till 100% efter avverkning (Schelker m.fl. 2012). Eftersom området närmast vattendragen generellt visar på en ökning av DOC koncentrationen närmare markytan (Bishop m.fl. 1994) kan det ytligare grundvattenflödet som följd av avverkning ytterligare påverka transporten av DOC till vattendragen (Laudon m.fl. 2009), både vad gäller dess kvalitet och kvantitet (Ågren m.fl. 2008 A). De ökade transporterna av DOC och kväve i vattendragen leder till ökade koncentrationer i närliggande sjöar (Steedman 2000). Tillskott av DOC och TOC till sjöar påverkar ph (Laudon och Buffman 2008, Hruska m.fl. 2001) och transport av organiskt bundna föroreningar (Bergknut m.fl. 2010). DOC koncentrationen påverkar även ljusförhållandet i sjöar som i sin tur påverkar primärproduktion (Ask m.fl. 2009, Karlsson m.fl. 2009), respiration (France m.fl. 1996) och födovävstruktur (Rask m.fl. 1998, Karlsson m.fl. 2009). Tillskott av näring i form av nitrat stimulerar den pelagiska primärproduktionen i boreala sjöar i norra Sverige där växtplankton är kväve begränsade (Bergström m.fl. 2008). Hur avverkning påverkar fosforexport till sjöar är inte lika tydlig som för kväve. Det finns både studier som visar på en ökad totalfosfor (TP) koncentration i sjöar efter avverkning (Lamontagne m.fl. 2000) och studier där det inte ses någon tydlig ökning (Nieminen 2004). 1

Effekten av avverkning på vattenkvalité kan påverkas av andelen av avrinningsområdet som påverkats av avverkning (Ring m.fl. 2008) och näringsläckaget kan påverkas av storleken på det avverkade området i förhållande till sjöarean eller sjödjup (Carignan m.fl. 2000) samt av omgivande faktorer som jordart, hydrologiska förhållande efter avverkning och tidpunkt på året då avverkning genomförs (Kreutzweiser m.fl. 2008). Förutom effekter på näringstransport kan kalavverkning också leda till erosion och ökad transport av sediment till sjöar (Croke och Hairsine 2006). Vattentemperatur kan påverkas till följd av ökad instrålning under dagen (Steedman m.fl. 2001) Hur timmertransporterna i det avverkade området genomförs och hur utformningen av skyddszoner i närheten av vattendragen ser ut påverkar hur stora effekterna blir på vattenmiljön (Henriksson 2007). Hänsyn till vatten tas genom att undvika skador på marken nära vattenmiljöer, lämna en skyddszon med träd och buskar, minska slam transport vid dikningsåtgärder, bygga överfarter för vattenlevande djur samt att lämna en markberedningsfri zon nära vattenmiljöer (Henriksson 2007). 1.3 Syfte Eftersom skogsbruket i Sverige är så omfattande är det viktig att känna till effekterna på den omgivande miljön för att skogsbruket ska kunna genomföras på ett långsiktigt hållbart sätt och uthålligt ge en bra avkastning samtidigt som den biologiska mångfalden behålls enligt skogsvårdslagen (1979:429) 1 ). Enligt skogsvårdslagen (1979:429) 7 kap, 30 ska skador till följd av skötsel av skog förhindras eller begränsas på mark och vatten. Vid skötsel av skog ska skadligt näringsläckage och skadlig slamtransport till sjöar och vattendrag förhindras och vattenkvaliteten bibehållas eller förbättras. Syftet med detta projekt är att studera avverkningseffekter på små boreala sjöars vattenkvalitet i Västerbotten, där 10% av skogsarealen utgörs av skog yngre än 10 år (SLU 2013 A). Effekter av avverkning har studerats genom att mäta ett antal vattenkemiska parametrar i sjöar intill skogsbestånd med olika ålder. De vattenkemiska parametrarna som studerats är organiskt kol, kväve, fosfor och ph. Även omgivande faktorer som kan påverka eventuella avverkningseffekter på vattenkemi har studerats, som lutning i avrinningsområdet, sjömorfologi (yta/djup), sjöarea i förhållande till avrinningsområdets area samt storleken på det avverkade området i förhållande till sjöarea och hela avrinningsområdets area. Följande hypoteser har testats: 1. Vattenkvaliteten i små boreala sjöar påverkas efter att avverkning genomförts i avrinningsområdet genom ökade koncentrationer av DOC, totalkväve (TN), NO 3 och TP. 2. DOC och TN koncentrationer avtar i sjöar med ökad ålder på skogen i avrinningsområdet. 3. En större andel avverkad skog i avrinnings0området ger större påverkan på vattenkvaliteten i sjöar, genom högre koncentrationer DOC och TN. 2

2 Material och metod 2.1 Studieområde och provtagna sjöar I denna studie har 23 sjöar och omgivande skog studerats i Västerbottens inland, mellan Lycksele i norr till Västerbottensgränsen i söder. Sjöar från SMHIs sjödatabas användes och area på sjöar och avrinningsområden beräknades med hjälp av ArcGIS 10.2 utifrån 2 m och 50 m höjddata (SLU 2013 B). Urval av sjöar gjordes utifrån 5 kriterier: 1. Placering ovanför högsta kustlinjen (undantag sjö 7), 2. Sjöar med en area mellan 0,03-0,06 km 2 (SMHI 2012), med undantag för sjö 7 (0,01 km 2 ), 3. Sjöar med ett avrinningsområde mellan 0,1-2,0 km 2, 4. Endast sjöar med utlopp (SMHI 2012) och 5. Sjöar med begränsad andel myr i närhet till sjön. Skogen i avrinningsområdet åldersbestämdes utifrån rasterdata (25 25 m) med skogsålder från 2010 (SLU 2010). Eftersom det i varje avrinningsområde är flera skogsbestånd med olika ålder så grupperades områden in i 0-5 år, 6-10 år, 11-20 år, 21-40 år, 41-60 år, 61-80 år samt >80 år. För varje avrinningsområde klassades skogsåldern sedan baserat på det yngsta åldersspannet som utgör 20% av skogsarealen i avrinningsområdet. Det resulterade i fyra åldersklasser: 5 år, där skog som är 1-10 år utgör 20% av avrinningsområdet; 25 år, där skog som är 11-40 år utgör 20% av avrinningsområdet; 40 år, där skog som är 21-60 år utgör 20% av avrinningsområdet och 60 år, där skog som är 41-80 år utgör 20% av avrinningsområdet. 2.2 Provtagning Provtagning av sjöarna genomfördes 7-11/10-2013. I fält mättes sjöarnas syre- och temperaturprofil ned till 10 m djup (ProODO Digital professional series YSI) och vattenprover togs från 0,5 meter djup. I sjöar som inte var helt omblandade (vattentemperatur >1 C/m), togs även ett vattenprov i hypolimnion (vattentemperatur <1 C/m) (Wetzel 2001). Vid provtagning användes ruttnerhämtare och vattnet fylldes i syradiskade 500 ml plastflaskor. Förekomst av inlopp och utlopp studerades även under fältprovtagningen och omgivande skog dokumenterades med bilder. 2.3 Analyser Samma dag som provtagning filtrerades vattenprover för analys av kväve (N) och fosfor (P) genom 0,45 µm cellulosaacetatfilter. För analys av löst organiskt kol (DOC) och Absorbans filtrerades vattenproverna genom 0,7 µm brända och syra diskade glasfiber filter (Whatman GFF). Filtrerade och ofiltrerade vattenprover för analys av N och P förvarades i frys innan analys och resterande prov för analys av DOC, ph, konduktivitet och absorbans (se nedan) förvarades kallt i kyl. Vattenproverna analyserades för konduktivitet (RE 387 Microprocessor Conductivity meter) och ph (CORNING ph meter 220: Mettler toledo U402-s7/120 sensor). Absorbans analyserades (HITACHI U-1100 spectrophotometer) på våglängderna 254 nm (A 254), 356 nm (A 365) och 420 nm (A 420) i en 1 cm kyvett. Total fosfor (TP) analyserades enligt MRP-metoden (Murphy och Riley 1962) genom att 2 ml kaliumperoxidsulfat tillsattes till 10 ml provvatten som placerades i autoclav (120 C i 1 h). Sedan tillsattes 2 ml askorbinsyra blandat med molybdatlösning och efter >30 minuter mättes absorbans (882nm i 5 cm kyvett). Samma sak gjordes för standardlösningar (5, 10, 40, 100 µg/l). Nitrat (NO 3) och fosfat (PO 4) analyserades med en flow injection analyzer. Totalkväve (TN), total organiskt kol (TOC) och löst organiskt kol (DOC) analyserades med en HACH IL 550 TOC. Samtliga analyser genomfördes vid Institutionen för ekologi, miljö och geovetenskap, Umeå universitet. 3

För att jämföra kvalité och molekylvikt för det lösta organiska kolet (DOC) i de provtagna sjöarna beräknades kvoten mellan absorbans vid 254 nm och 365 nm (A 254/A 365), vilket är negativt korrelerad med molekylvikten för DOC (Dahlén m.fl. 1996). SUVA 254 (Specifik ultraviolett absorbans vid våglängd 254 nm) beräknades genom att dividera absorbans vid 254 nm med DOC (mg C L -1 ), vilket ger en indikation på andelen DOC som kommer från olika karaktärer av humusämnen och är positivt korrelerad med molekylvikten för DOC (Weishaar m.fl. 2003). 2.4 Omdrevssjöar För att utöka antalet sjöar i studien användes även vattenkemidata för 17 sjöar provtagna mellan 2000-2011 för omdrevsinventeringen av vattenkvalitet i svenska sjöar (SLU 2011). Dessa sjöar valdes ut enligt samma kriterier (se 2.1 Val av sjöar; Kriterier 1-5) som för de provtagna sjöarna, samt genom att välja sjöar belägna lägre än 600 möh för att utesluta fjällsjöar. Två av omdrevssjöarna provtogs även i denna studie (nr. 285, 1857). Eftersom andelen partikulärt organiskt kol (POC) ofta är liten i förhållande till DOC koncentrationen i Svenska boreala ytvatten (Ivarsson och Jansson 1995) jämförs TOC koncentrationen för omdrevssjöarna med DOC för provtagna sjöarna. Inget data för absorbans fanns tillgängligt för omdrevssjöar. 2.5 Statistik Statistiska analyser gjordes för enbart de provtagna sjöarna, samt för de provtagna sjöarna tillsammans med data för omdrevssjöarna (alla sjöar). Innan analys gjordes normalfördelningstest och ej normalfördelat data testades transformering (logaritmiskt) för att uppnå normalfördelning. Alla statistiska analyser genomfördes i Excel 2013 med signifikansnivå vid α=0,05. För att jämföra skillnader mellan koncentrationerna av DOC/TOC, kväve och fosfor mellan de fyra åldersklasserna gjordes ANOVA (analys av varians) för normalfördelade data och Kruskal-Wallis H test för ej normalfördelade data. För att jämföra skillnader i DOC/TOC, kväve och fosfor koncentrationer mellan sjöar med nyavverkad skog (5 år) och sjöar med äldre skog (25, 40 och 60 år) gjordes f test för att undersöka variansen och sedan t-test för att testa signifikanta skillnader. För att testa samband mellan koncentrationerna av DOC/TOC, kväve och fosfor med skogsålder, andel avverkad skog i avrinningsområdet (%CC/CA), andelen avverkad skog i förhållande till sjö arean (CC/LA), storleken på sjö arean i förhållande till avrinningsområdets area (%LA/CA) och sjömorfologi (yta/djup) gjordes linjär regression och multipel linjär regression. 3 Resultat 3.1 Vattenkemiska parametrar Av de totalt 23 provtagna sjöarna klassades skogsåldern enligt följande: Fyra sjöar som 5 år dvs. nyavverkade; sex sjöar som 25 år; sju sjöar som 40 år och sex sjöar som 60 år (tabell 1). DOC koncentrationen i dessa sjöar varierade mellan 4,3 27,2 mg/l (5 år: 6,4 27,2 mg/l), TN koncentrationen mellan 169-613 µg/l (5 år: 239 613 µg/l), NO 3 koncentrationen mellan 4 28 µg/l (5 år: 5 13 µg/l), TP koncentrationen mellan 3 21 µg/l (5 år: 7 21 µg/l) och PO 4 mellan 3 14 µg/l (5 år: 6 11 µg/l) (tabell 1). 4

Av de 17 omdrevssjöarna klassades skogsåldern för en sjö som 5 år; fyra sjöar som 25 år; nio som 40 år och tre sjöar som 60 år (tabell 2). Från de senaste provtagningarna (2005-2011) av omdrevssjöarna varierade TOC koncentrationen mellan 4,9 26,2 mg/l (5 år: 22,3 mg/l), TN koncentrationen mellan 142-542 µg/l (5 år: 496 µg/l), NO 3-NO 2 koncentrationen mellan 1-19 µg/l (5 år: 10 µg/l), TP koncentrationen mellan 2-42 µg/l (5 år: 14 µg/l) och PO 4 koncentrationen mellan 2 21 µg/l (5 år: 2 µg/l) (Tabell 2). Variationen i TOC, TN och NO 3- NO 2 för omdrevssjöarna var jämförbara med DOC, TN och NO 3 för de provtagna sjöarna vilket gör att omdrevssjöarna kan inkluderas för att öka antalet sjöar. Även variationen i TP och PO 4 mellan omdrevssjöar och provtagna sjöar var jämförbara, med undantag för höga koncentrationer för sjö 285 från 2011. Omdrevsprovtagning av sjö 285 år 2011 visade på 42 µg/l TP och 21 µg/l PO 4 (Tabell 2), medan samma sjö vid provtagning 2013 visade på kraftig minskning med 21 µg/l TP och 14 µg/l PO 4 (Tabell 1). För sjö 285 och 1857 användes endast data från provtagning 2013 vid inkludering av omdrevssjöar. Tabell 1. Data för provtagna sjöar: Klassificerad skogsålder, vattenkemidata (DOC, TN, NO3, TP, PO4 och ph), andel avverkad skog/ avrinningsområdets area (%CC/CA), avverkad skogsareal/ sjöarea (CC/LA), yta/djup, medellutning i avrinningsområdet (slope) samt andel sjö area/ avrinningsområdets area (%LA/CA). Sjö Skogsålder DOC TN NO3 TP PO4 ph %CC/CA CC/LA Yta/djup Slope %LA/CA (ID) (klass) (mg/l) (µg/l) (µg/l) (µg/l) (µg/l) (%) ( ) (%) 1857 5 6,4 239 13 12 10 5,9 63 3,8 0,006 7,4 17 7 5 22,0 513 12 19 7 5,7 44 14,0 0,002 3 8 5 27,2 525 5 21 8 5,6 30 3,3 0,005 5,3 9 1479 5 24,6 613 9 7 6 5,8 26 8,9 0,007 5,3 3 1284 25 18,3 459 8 4 5 6,1 54 5,0 0,018 4,5 11 1832 25 11,2 289 11 4 3 6,2 47 4,8 0,005 7,5 10 269 25 18,1 443 9 5 5 5,7 37 0,9 0,009 6,4 40 2604 25 14,6 423 14 6 5 5,9 24 1,1 0,010 4,7 21 1880 25 15,8 341 8 5 4 5,7 23 8,4 0,006 7,0 3 1597 25 18,9 440 8 7 7 5,7 22 7,3 0,010 6,2 3 1681 40 15,9 478 28 11 6 6,0 57 1,6 0,011 4,4 35 1676 40 17,7 497 24 4 4 5,8 48 17,7 0,004 6,9 3 586 40 12,3 340 7 4 4 6,0 45 10,6 0,015 6,4 4 1605 40 13,4 302 11 4 5 6,0 45 6,5 0,006 5,4 7 1799 40 4,3 169 5 4 3 6,0 39 2,9 0,006 9,7 14 285 40 18,6 505 14 21 14 5,8 36 12,2 0,014 4,9 3 2588 40 13,8 337 8 7 5 5,7 22 1,1 0,011 8,7 21 2525 60 15,2 402 27 14 4 5,9 70 14,1 0,005 4,7 5 129 60 6,8 235 4 13 4 6,1 59 3,5 0,007 7,8 17 3509 60 12,0 366 17 17 5 5,8 49 1,6 0,007 2,5 30 2171 60 7,3 241 11 3 4 5,9 31 1,1 0,004 4,9 28 3739 60 6,3 292 4 5 4 6,0 30 1,3 0,006 2,9 24 2051 60 9,6 291 8 5 5 6,1 21 4,5 0,010 5,0 5 3.2 Skillnader i vattenkemi med skogsålder Vattenkemin varierade med skogsåldern i avrinningsområdet. Den högsta koncentrationen av DOC/TOC (27,2 mg/l) uppmättes i sjö 8 klassad som nyavverkad (5 år). Både för de provtagna 5

sjöarna (tabell 4) och för omdrevssjöarna (tabell 4, figur 1a) minskade DOC/TOC koncentrationerna signifikant med ökad skogsålder. DOC/TOC skiljde inte mellan de nyavverkade sjöarna (5 år) och åldersklass 25, 40 år. Däremot var DOC/TOC koncentrationen signifikant högre i nyavverkade sjöar (5 år) jämfört med sjöar omgivna av gammal skog (skogsklass 60 år), både för provtagna sjöar och omdrevssjöar (tabell 3). Beräknat utifrån alla sjöar var medelkoncentrationen i de nyavverkade 20,5 mg/l, i sjöar med skogsklass 25 och 40 år var medelkoncentrationen 14,8 mg/l och i sjöar omgivna av gammal skog (skogsklass 60 år) var medelkoncentrationen 10,1 mg/l (tabell 1 och 2). Tabell 2. Data för omdrevssjöar: År för senaste provtagning, klassificerad skogsålder, vattenkemidata (TOC, TN, NO3-NO2, TP, PO4 och ph), andel avverkad skog/ avrinningsområdets area (%CC/CA) och kvoten mellan avverkad skogsareal (km 2 ) och sjöarea (km 2 ) (CC/LA). * sjö 1857 och 285 är även provtagna 2013. Sjö Skogsålder Senast provtaget TOC TN NO3- NO2 TP PO4 ph %CC/CA CC/LA (ID) (klass) (år) (mg/l) (µg/l) (µg/l) (µg/l) (µg/l) (%) 3225 5 2011 22,3 496 10 14 2 6,1 25 3,0 866 25 2010 13,7 402 3 11 3 6,9 53 6,9 1897 25 2009 22,4 392 2 15 4 5,8 33 9,6 2491 25 2009 19,8 536 10 19 5 6,7 23 4,2 1857* 25 2007 4,9 142 6 13 4 6,9 21 3,8 1853 40 2011 21,0 438 19 22 10 5,5 56 3,4 1503 40 2008 15,2 393 2 14 2 6,6 52 5,7 2049 40 2007 7,6 246 5 4 2 6,9 45 7,6 1600 40 2007 8,8 240 4 20 7 7,1 41 11,4 107 40 2005 10,4 216 2 15 6,8 40 6,6 974 40 2010 5,5 175 10 4 2 7,0 38 8,3 285* 40 2011 21,9 542 14 42 21 5,8 36 12,2 1529 40 2010 11,4 319 4 9 6 6,3 34 13,1 1734 40 2009 26,2 483 1 24 6 5,0 32 5,5 3046 60 2005 12,7 192 2 13 6,9 62 2,8 2877 60 2008 13,7 472 5 7 2 7,1 61 9,3 988 60 2011 7,6 236 3 2 2 6,7 21 4,4 Den högsta koncentrationen av TN (613 µg/l) uppmättes i sjö 1479 (tabell 1) omgiven av nyavverkad skog (skogsklass 5 år). TN koncentrationer avtog med ökad skogsålder både i de provtagna sjöarna (tabell 4) och omdrevssjöarna (tabell 4, figur 1b). I de provtagna sjöarna var TN koncentrationen signifikant högre i nyavverkade sjöar jämfört med sjöar omgivna av gammal skog (60 år) (tabell 3). För alla sjöar var TN koncentrationen signifikant högre i nyavverkade sjöar jämfört med sjöar omgivna av både 40 och 60 år gammal skog (tabell 3). För alla sjöar var medelkoncentrationen i de nyavverkade 477 µg/l, i sjöar med skogsklass 25 och 40 år var medelkoncentrationen 369 µg/l och i sjöar omgivna av gammal skog (skogsklass 60 år) var medelkoncentrationen 303 µg/l (tabell 1 och 2). Vid jämförelse mellan koncentrationen DOC/TOC och TN i nyavverkade sjöar (5 år) med ej nyavverkade sjöar (25, 40 och 60 år), visar det på att DOC/TOC avtar med 34% (från 20,5 till 13,5 mg/l) och TN avtar med 26% (från 477 till 351 µg/l) med ökad skogsålder. NO 3-NO 2 koncentrationen varierade inte signifikant med skogsålder i provtagna- och omdrevssjöar (tabell 4). Däremot uppmättes den högsta medelkoncentrationen NO 3-NO 2 i 6

ph TN (µg/l) DOC, TOC (mg/l) sjöar med 5 årig skog (9,7 µg/l), jämfört med 8,2 µg/l i sjöar med 25 årig skog, 9,5 och 9,1 i sjöar med 40 respektive 60 år gammal skog i avrinningsområdet. I provtagna- och omdrevssjöarna var medelkoncentrationen TP (15 µg/l) och PO 4 (7 µg/l) i sjöar med nyavverkad skog (5 år) något högre än i sjöar med 25, 40 och 60 årig skog (9-11 µg/l TP och 4-5 µg/l PO4) se tabell 1, 2. Inte heller mellan TP och PO 4 ses något signifikant samband med åldern på skogen i avrinningsområdet för alla sjöar (tabell 3 och 4). I provtagna sjöar inklusive omdrevssjöar varierade ph-värdet med skogsåldern (figur 1c). I nyavverkade sjöar (5 år) var ph signifikant lägre med ett medel på ph 5,8, jämfört med sjöar omgivna av den äldsta skogen (60år) med ett medel på ph 6,3 (tabell 3). a) 30 20 y = -0,1931x + 21,498 R 2 =0,31 p=0,0003 10 0 b) c) 700 600 500 400 300 200 100 0 7,0 6,5 y = -3,2731x + 487,51 R 2 =0,24 p=0,002 6,0 5,5 5,0 0 10 20 30 40 50 60 Skogsålder Figur 1. Medelkoncentration med standardavvikelsen och variation med ökad skogsålder för a) DOC/TOC, b) TN och c) ph, för alla sjöar. Sammansättningen och kvalitén på DOC förändrades med skogsåldern. A 254 och A 365 (data endast tillgängligt för provtagna sjöar) minskade signifikant med ökad skogsålder (tabell 4, figur 2a och b). A 254 avtog mer (k=-0,0095) i förhållande till A 365 (k=-0,0024) med ökad skogsålder. Det visar att ökande A 254/A 365 med ökad skogsålder (figur 2c) orsakats främst av avtagande A 254 med ökad skogsålder. Eftersom lågmolekylärt DOC absorberas vid lägre våglängd (254 nm) betyder det att andelen lågmolekylärt DOC minskar med ökad skogsålder. Det var ingen signifikant skillnaden mellan A 254/A 365 och åldersklasserna 5, 25, 40, och 60 år (p>0,05, tabell 3). SUVA 254 (A 254/mg L -1 DOC) avtar med ökad skogsålder (k=-0,001) (figur 3b, tabell 4), vilket visar på en minskning av andelen lågmolekylärt DOC (A 254) med ökad skogsålder. SUVA 254 skiljde inte signifikant mellan åldersklasserna (tabell 3). I de nyavverkade sjöarna (5 år) var 7

värdet på SUVA 254 högre och A 254/A 365 lägre jämfört med sjöar med äldre skog (25, 40 och 60 år). Det visar på skillnad i sammansättning och kvalité på det lösta kolet med en ökning av andelen lågmolekylärt humus (DOC med låg molekyl vikt) i de nyavverkade sjöarna. a) A 254 1,5 1,0 0,5 y = -0,0095x + 0,924 R 2 =0,38 p=0,02 b) 0,0 0,5 0,4 y = -0,0024x + 0,2242 R 2 =0,38 p=0,02 A 365 0,3 0,2 0,1 c) A 254 /A 365 0,0 5,5 5,0 4,5 4,0 d) 3,5 0,06 SUVA 254 0,04 0,02 0,00 y = -0,0001x + 0,0443 R 2 =0,23 p=0,02 0 10 20 30 40 50 60 Skogsålder Figur 2. Medelvärde med standardavvikelsen och variation med ökad skogsålder för a) A254, b) A365, c) A254/ A365 och d) SUVA254 (Abs 254nm/ mg L -1 DOC) med ökad skogsålder. Data för A254/A365 och SUVA254 visar ej normalfördelning. 8

Tabell 3. Resultat av statistiskt ANOVA, t-test och Kruskal-Wallis H test (Excel 2013) där skillnad i DOC/TOC, TN, ph, PO4, A254/A365 och SUVA254 jämförts mellan sjöar med olika klassificerad skogsålder. Signifikanta skillnader mellan åldersklasser (p<0,05) är markerade med fet stil. Testade parametrar Test Provtagna sjöar Alla sjöar Koncentration Skogsålder p p DOC/TOC 5-25- 40-60år ANOVA 0,03 0,005 TN 5-25- 40-60år ANOVA 0,14 0,02 ph 5-25- 40-60år ANOVA 0,30 0,46 DOC/TOC 5-25år t-test 0,24 0,20 DOC/TOC 5-40år t-test 0,08 0,14 DOC/TOC 5-60år t-test 0,05 0,02 TN 5-25år t-test 0,22 0,19 TN 5-40år t-test 0,15 0,02 TN 5-60år t-test 0,02 0,008 ph 5-25år t-test 0,15 0,07 ph 5-40år t-test 0,07 0,12 ph 5-60år t-test 0,03 0,03 PO4 5-25- 40-60år Kruskal-Wallis >0,05 A254/A365 5-25- 40-60år Kruskal-Wallis >0,05 SUVA254 5-25- 40-60år Kruskal-Wallis >0,05 Tabell 4. Resultat av statistisk linjär regressions analys (Excel 2013) där sambandet mellan skogsålder och DOC/ TOC, TN och NO3-NO2, TP, PO4, ph, A254, A365, A254/A365 och SUVA254 testats. Signifikanta resultat (p<0,05) är markerade med fet stil. *=Data för A254/A365 och SUVA254 visar ej normalfördelning. Testade parametrar Provtagna sjöar Alla sjöar Y X R 2 p R 2 p DOC/ TOC Skogsålder 0,37 0,002 0,31 0,0003 TN Skogsålder 0,24 0,02 0,24 0,002 Log(NO3-NO2) Skogsålder 0,03 0,46 0,02 0,46 Log(TP)/ TP Skogsålder 0,03 0,44 0,03 0,27 Log(PO4) Skogsålder 0,08 0,09 ph Skogsålder 0,15 0,11 0,07 0,61 A254 Skogsålder 0,38 0,02 A365 Skogsålder 0,38 0,02 * A254/A365 Skogsålder 0,17 0,31 *SUVA254 Skogsålder 0,23 0,02 DOC Yta/djup 0,006 0,73 TN Yta/djup 0,02 0,47 DOC Slope 0,05 0,32 DOC 5 år Slope 0,99 0,07 DOC 25 år Slope 0,18 0,40 DOC 40 år Slope 0,52 0,07 DOC 60 år Slope 0,07 0,62 TN Slope 0,14 0,08 TN 5 år Slope 0,94 0,15 TN 25 år Slope 0,58 0,08 TN 40 år Slope 0,50 0,08 TN 60 år Slope 0,31 0,26 DOC %LA/CA 0,10 0,15 DOC 5 år %LA/CA 0,63 0,21 DOC 25 år %LA/CA 0,02 0,81 DOC 40 år %LA/CA 0,01 0,84 DOC 60 år %LA/CA 0,18 0,40 TN %LA/CA 0,04 0,35 TN 5 år %LA/CA 0,84 0,08 TN 25 år %LA/CA 0,14 0,47 TN 40 år %LA/CA <0,01 0,99 TN 60 år %LA/CA 0,07 0,62 9

%CC/CA CC/LA %CC/CA CC/LA 3.3 Skillnader i vattenkemi med andel avverkad skog Andelen nyavverkad skog varierade mellan 25-63% av avrinningsområdet för nyavverkade (5 år) provtagna- och omdrevssjöar, se tabell 1 och 2. Varken DOC/TOC eller TN koncentrationen varierade med andelen avverkad skog i förhållande till avrinningsområdets area (figur 3a-b). Hur stor area som avverkats i förhållande till sjöarea (CC/LA) visade heller inget signifikant samband med koncentrationen DOC/TOC och TN i de nyavverkade sjöarna (figur 3a-b). Det betyder att sjöar med stor andel avverkad skog i förhållande till avrinningsområdets area- eller sjöarea inte visade på högre koncentration DOC/TOC eller TN än sjöar med en mindre andel avverkat. Sjö 1857 avviker med låga DOC/TOC och TN koncentrationer i jämförelse med resterande nyavverkade sjöar (figur 3). a) 100 %CC/CA CC/LA 50 15 10 5 0 0 0 5 10 15 20 25 30 DOC/TOC (mg/l) b) 100 %CC/CA CC/LA 50 15 10 5 0 0 0 100 200 300 400 500 600 700 TN (µg/l) Figur 3. Variation i a) DOC/TOC och b) TN koncentrationen med andelen avverkad skog i avrinningsområdet (%CC/CA) och andelen avverkad skog i förhållande till sjöarea (CC/LA), för nyavverkade (5 år) provtagna- och omdrevssjöar. 3.4 Skillnader i vattenkemi med sjömorfologi och omgivande faktorer Sjömorfologi (yta/djup) och omgivande faktorer som lutning i avrinningsområdet (slope) och sjöprocent i förhållande till avrinningsområdets area (%LA/CA) beräknades endast för provtagna sjöar (tabell 1). Sjömorfologi (yta/area) varierade från 0,002 för den djupaste sjön i förhållande till yta, till 0,18 för sjön med lägst djup i förhållande till yta (tabell 1). Medellutningen (slope) i avrinningsområdet varierade mellan 2,5-9,7 (tabell 1) och storleken på sjöarna varierar mellan 3-40% av avrinningsområdets area (%LA/CA, tabell 1). Varken sjömorfologi eller omgivande faktorer visade något signifikant samband med vattenkemi (DOC och TN) varken för alla provtagna sjöar eller för sjöar i varje enskild åldersklass för sig (5, 25, 40, 60 år. Tabell 4). Däremot var variationen i DOC och TN koncentration större i sjöar med stort avrinningsområde i förhållande till sjöarea (låg %LA/CA, figur 4a-b), vilket tyder på sjöar med kortare omsättningstid, och som därför naturligt kan ha högre koncentrationer av DOC och TN. 10

TN (µg/l) DOC (mg/l) a) 30 5 år 25 år 20 40 år 60 år 10 0 b) 5 år 600 25 år 400 40 år 60 år 200 0 0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 %LA/CA Figur 4. Variation i a) DOC och b) TN koncentrationen med sjöstorlek i förhållande till avrinningsområdets area (%LA/CA) för provtagna sjöar. 4 Diskussion 4.1 Avverkningseffekter på vattenkemi Denna studie har visat på skillnader i vattenkvalité i små boreala sjöar med olika ålder på skogen i avrinningsområdet. För DOC/TOC avtar koncentrationen, och kvalitén varierar med mindre andel lågmolekylärt DOC, med ökad skogsålder. I sjöar omgivna av nyavverkad skog (5 år) var medelkoncentrationen DOC/TOC 7 mg/l högre jämfört med i sjöar omgivna av äldre skog (25, 40, 60 år). Det visar på en större skillnad än tidigare studier, där en skillnad på 2-5 mg/l DOC/TOC skiljer nyavverkade och orörda avrinningsområden (France m.fl. 2000, Schelker m.fl. 2012, Rask m.fl. 1998). Eftersom ph värdet påverkas av DOC koncentrationen i sjöar (Laudon och Buffam 2008, Hruska m.fl. 2001) orsakade högre koncentrationer DOC i nyavverkade sjöar (5år) det signifikant lägre ph värdet jämfört med sjöar omgivna av gammal skog (60 år). En minskning av ph- värdet kan leda till effekter på arter känsliga mot försurning (Holmgren och Buffam 2005). DOC/TOC påverkar inte bara ph utan har visats påverka sjöars struktur och funktion på flera olika sätt. Ökad tillförsel av terrestert organiskt material och ökade DOC koncentrationer i sjöar kan påverka klimatet genom effekter på koldioxidbalansen vilket gör att mer CO 2 avges till luften (Sobek m.fl. 2003, Ouellet m.fl. 2012). Högre DOC/TOC koncentrationer ger mörkare mer humösa sjöar med sämre ljusförhållande då mer ljus absorberas av det organiska materialet. Ljus kan i sin tur vara begränsande för primärproduktionen, då minskad tillgång på ljus kan göra att produktionen ändras från att domineras av bentisk autotrof- till att domineras av pelagisk heterotrof produktion (Ask m.fl. 2009). Kvalitén på humus i sjöarna (DOC/TOC) förändrades med tid sedan avverkning, både A 254/A 365 och SUVA 254 visade på en minskad andel lågmolekylärt (biotillgängligt) DOC med ökad skogsålder. Den högre koncentrationen DOC samt större tillgång av lågmolekylärt DOC kan därför gynna 11

bakterieproduktion och tillväxt i sjöarna (Ågren m.fl. 2008 B, Berggren m.fl. 2010). Förändrad bakterie- och primärproduktion påverkar hela födovävstrukturen i sjöar och därför också produktion av t.ex. fisk (Karlsson m.fl. 2009). Denna studie visade inte bara på variation i DOC koncentration med skogsålder, utan även att TN koncentration avtar med ökad skogsålder. De högre TN koncentrationerna i nyavverkade sjöar kan förklaras av ökat kväveläckage till följd av reducerat upptag, ökad nitrifikation och mineralisering samt ökad avrinning efter avverkning (Kreutzweiser m.fl. 2008, Gundersen m.fl. 2006, Andreassian 2004). Tidigare studier har visat på en ökning av TN koncentrationen i sjöar de tre första åren efter avverkning (Carignan m.fl. 2000, Steedman 2000). Eftersom inga prover togs innan avverkning i denna studie kan inga kortsiktiga effekter ses eller bedömas (referensvärden saknas från sjöarna innan avverkning). Däremot ses skillnader över längre tid efter avverkning, med signifikant lägre TN koncentration först i sjöar med 40- och 60 årig skog jämfört med sjöar omgivna av nyavverkad skog (5 år). Det kan tyda på en avverkningseffekt som verkar under längre tid än bara under de första åren efter avverkning som andra studier har visat på (Carignan m.fl. 2000, Steedman 2000). Ökad kvävekoncentration och främst lättillgängligt kväve i form av nitrat, kan påverka tillväxt och produktion i sjöar (Ring m.fl. 2008). Denna studie visade inte på signifikant högre koncentrationer av nitrat i nyavverkade sjöar (5 år) jämfört med sjöar omgivna av äldre skog (25, 40 och 60 år). Det kan förklaras av flera faktorer, t.ex. att läckage av nitrat främst visats öka under de första åren efter avverkning och sedan minskar när ny markvegetation och skog börjat växa (Löfgren m.fl. 2009, Martin m.fl. 2000, Piirainen m.fl. 2007). Det kan också förklaras av att lättillgängligt kväve snabbt tas upp i sjöar i norra Sverige där kväve visats vara begränsande för produktion av växtplankton (Bergström m.fl. 2008). Eftersom denna studie endast baseras på en provtagning under hösten, kan en eventuell ökning av nitrat ha skett under andra delar av året, och tagits upp under sommarens växtperiod och därför inte ses under höstprovtagning. Andra faktorer som kan påverka läckaget av kväve är hur avverkningen genomförs, dvs om det har lämnats ett bufferområde mellan det avverkade området och närliggande vattendrag eller sjö vilket kan påverka, och främst minska läckage av både nitrat och TN (Löfgren m.fl. 2009). Tidigare studier har även visat på ökat fosforläckage under de tre första åren efter avverkning (Löfgren 2007), och med ökade TP koncentrationer i närliggande vattendrag och sjöar som följd (Löfgren m.fl. 2009, Carignan m.fl. 2000). I denna studie varierade varken TP eller fosfat koncentrationen med skogsålder i avrinningsområdet och inga höga koncentrationer uppmättes i nyavverkade sjöar som kan tyda på förhöjda halter till följd av avverkning. Att inga effekter på fosfor ses i denna studie kan förklaras av att ökningar i huvudsak sker under de första åren efter avverkning då mekaniska störningar på marken i samband med avverkning ökar erosion och läckage av partikulärt bundet fosfor (Löfgren m.fl. 2009). Kortsiktiga effekter som endast påverkar vattenkvalitén de första åren efter avverkning är svår att urskilja i denna studie, då alla sjöar där >20% av skogen i avrinningsområdet avverkats under de senaste 10 åren klassas som nyavverkade. Endast ett provtagningstillfälle kan också påverka resultaten eftersom stigande koncentrationer och variationer under andra delar av året ej kan upptäckas. 4.2 Effekter av avverkningsområdets storlek I denna studie hittades inget samband mellan koncentrationen av DOC/TOC och TN i de nyavverkade sjöarna och hur stor andel av avrinningsområdet som avverkats (26-63 %CC/CA). 12

En större avverkad andel av avrinningsområdet visade inte heller på högre koncentrationer DOC/TOC och TN i de nyavverkade sjöarna. Tidigare studier har visat att avverkningseffekter på sjöar påverkats av både andelen avverkad skog i avrinningsområdet (Ring m.fl. 2008) och av andelen avverkad skog i förhållande till sjöarea (Carignan m.fl. 2000). Orsaken till att inga sådana effekter kunnat ses i denna studie kan bero på att koncentrationer endast jämförts mellan olika nyavverkade sjöar. Effekter av avverkning på enskilda sjöar har därför inte kunnat studeras eftersom samma sjö inte provtagits före och efter avverkning. 4.3 Effekter av sjömorfologi och omgivande faktorer Vattenkvalitén i sjöarna visade inga signifikanta samband med sjömorfologi och omgivande faktorer som naturligt kan påverka koncentrationen av DOC och TN. Då tidigare studier har visat på effekter av sjöarea och sjöstorlek i förhållande till avrinningsområdets area på hur humös en sjö är (Sobek m.fl. 2003), betyder det att sjöar med stort avrinningsområde (låg %LA/CA) och kortare omsättningstid kan ge naturligt högre DOC koncentrationer. Sjöprocenten skulle därför kunna påverka hur stor avverkningseffekterna blir på DOC koncentrationen i sjöarna, effekter som skulle kunna studeras vid provtagning av sjöar före och efter avverkning för att se de mer exakta förändringarna orsakade av avverkning. 4.4 Slutsatser Vattenkvalitén i små boreala sjöar påverkas efter att avverkning genomförts i avrinningsområdet, genom högre koncentrationer DOC/TOC och TN jämfört med sjöar omgivna av äldre skog. Hur höga koncentrationer DOC/TOC och TN som uppmättes i de nyavverkade sjöarna varierade däremot inte med andelen skog som avverkats i avrinningsområdet. Både koncentrationen DOC och TN avtog med ökad skogsålder. För DOC ändrades även kvalitén med skogsålder med större andel biotillgängligt (lågmolekylärt) DOC i nyavverkade sjöar. Eftersom avverkning ofta kan ske på olika ställen vid olika tidpunkt inom samma avrinningsområde är det svårt att kvantifiera effekter av avverkning på längre sikt i ett avrinningsområde. För att på ett bra sätt kunna utvärdera de långsiktiga effekterna krävs förutom information om andelen avverkad skog i avrinningsområdet, även hänsyn till faktorer som hyggets placering i avrinningsområdet, avstånd till sjön, hydrologi och när på året som avverkningen sker. Genom provtagning vid fler tillfällen under året och under en längre tidsperiod, både före och efter avverkning skulle tydligare effekter av avverkning kunnat urskiljas. Denna studie visar således på mer generella långsiktiga förändringar på vattenkvalité med ökad ålder på skogen efter avverkning. Vilka effekter skogsbruket kan komma att få på vattenkvalitén i boreala sjöar i framtiden beror på flera faktorer. Prioriteras ett skogsbruk med optimerad produktion, och yngre avverkningsålder genom t.ex. gödsling och plantering av snabbväxande trädarter, kan det påverka effekter på vattenkvalité genom ytterligare ökning av avrinning och läckage av näringsämnen till sjöar och vattendrag (Laudon m.fl. 2011). Tas däremot hänsyn till vatten genom att t.ex. spara en buffertzon av skog närmast ytvatten kan påverkan på vattenkvalité förebyggas. Framtida effekter av skogsbruket beror även på förändringar i klimatet. Därför krävs mer kunskap både om avverkningseffekter och hur ett varmare och fuktigare klimat kan komma att påverka produktionen i skogen. Ytterligare kunskap och nya metoder för skogsbruk är därför viktigt för att kunna utveckla nya riktlinjer för hur ett långsiktigt hållbart skogsbruk i Sverige ska bedrivas. 13

5 Referenser Andreassian, V. 2004. Waters and forests: from historical controversy to scientific debate. Journal of hydrology, 291:1-27. Ask, J., Karlsson, J., Persson, L., Ask, P., Byström, P och Jansson, M. 2009. Terrestrial organic matter and light penetration: Effects on bacterial and primary production in lakes. Limnology and Oceanography, 54:2034-2040. Berggren, M., Ström, L., Laudon, H., Karlsson, J., Jonsson, A., Giesler, R., Bergström, A-K. och Jansson, M. 2010. Lake secondary production fueled by rapid transfer of low molecular weight organic carbon from terrestrial sources to aquatic consumers. Ecology Letters, 13:870 880. Bergknut, M., Meijer, S., Halsall, C., Ågren, A., Laudon, H., Köhler, S., Jones, K.C., Tysklind, M. och Wiberg, K. 2010. Modelling the fate of hydrophobic organic contaminants in a boreal forest catchment: A cross disciplinary approach to assessing diffuse pollution to surface waters. Environmental pollution, 158:2964-2969. Bergström, A-K., Jonsson, A. och Jansson, M. 2008. Phytoplankton responses to nitrogen and phosphorus enrichment in unproductive Swedish lakes along a gradient of atmospheric nitrogen deposition. Aquatic biology, 4:55-64. Bishop, K., Pettersson, C., Allard, B. och Lee, Y. H. 1994. Identification of the riparian sources of aquatic dissolved organic-carbon. Environment International, 20:11-19. Carignan, R., D Arcy, P. och Lamontagne, S. 2000. Comparative impacts of fire and forest harvesting on water quality in Boreal Shield lakes. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic science, 57:105-117. Croke, J. C. och Hairsine, P. B. 2006. Sediment delivery in managed forests: a review. Environmental reviews, 14:59-87. Dahlén, J., Bertilsson, S. och Pettersson, C. 1996. Effects of UV-A irradiation on dissolved organic matter in humic surface waters. Environment International, 22:501 506. France, R., Culbert, H. och Peters, R. 1996. Decreased Carbon and Nutrient Input to Boreal Lakes from Particulate Organic Matter Following Riparian Clear-Cutting. Environmental Management, 20:579-583. France, R., Steedman, R., Lehmann, R. och Peters, R. 2000. Landscape modification of DOC concentration in boreal lakes: implications for UV-B sensitivity. Water, air and soil pollution, 122:153-162. Gundersen, P., Schmidt, I.K. och Raulund-Rasmussen, K. 2006. Leaching of nitrate from temperate forests- effects of air pollution and forest management. Environmental reviews, 14:1-57. Hagner, S. 1999. Forest management in temperate and boreal forests: current practices and the scope for implementing sustainable forest management. FAO/FPIRS/03.FAO. Rome, Forest policy and planning division: 57. Henriksson, L. 2007. Skogsbruk vid vatten, Skogsstyrelsen. Holmes, W. E. och Zak, D. R. 1999. Soil microbial control of nitrogen and loss following clear-cut harvest in Northern Haardwood ecosystems. Ecological applications, 9: 202-215. Holmgren, K. och Buffam, I. 2005. Critical values of different acidity indices as shown by fish communities in Swedish lakes. International Association of Theoretical and Applied Limnology, 29:654 660. Hruska, J., Laudon, H., Johnson, C. E., Köhler, S. och Bishop, K. 2001. Acid/base character of organic acids in boreal stream during snowmelt. Water resource research, 37:1043 14

1055. Ivarsson, H. och Jansson, M. 1995. Sources of acidity in running waters in central Northern Sweden. Water, air and soil Pollution, 84:233 251. Kreutzweiser, D. P., Hazlett, P. W. och Gunn, J. M. 2008. Logging impacts on the biogeochemistry of boreal forest soils and nutrient export to aquatic systems: A review. Environmental Reviews, 16:157-179 Karlsson, J., Byström, P., Ask, J., Ask, P., Persson, L. och Jansson, M. 2009. Light limitation of nutrient-poor lake ecosystems. Nature, 460:506-510. Lamontagne, S., Carignan, R., D Arcy, P., Prairie, Y. T. och Pare, D. 2000. Element export in runoff from eastern Canadian Boreal Shield drainage basins following forest harvesting and wildfires. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic science, 57:118-128. Laudon, H. och Buffam, I. 2008. Impact of changing DOC concentration on the potential distribution of acid sensitive biota in a boreal stream network. Hydrology and earth system science, 12:425-435. Laudon, H., Hedtjärn, J., Schelker, J., Bishop, K., Sörensen, R. och Ågren, A. 2009. Response of dissolved organic carbon following forest harvesting in a boreal forest. Ambio, 38:381-386. Laudon, H., Sponseller, R.A., Lucas, R.W., Futter, M.N., Egnell, G., Bishop, K., Ågren, A., Ring, E., och Högberg, P. 2011. Consequences of more intensive forestry for the sustainable management of forest soils and waters. Forests, 2:243-260. Lindroth, A och Grip, H. 1987. Orsaker till avrinningsökning efter kalavverkning. Vatten, 4:291-298. Liski, J., Ilvesniemi, H., Mäkelä, A. och Starr, M. 1998. Model analysis of the effects of soil age, fires and harvesting on the carbon storage of boreal forest soils. European Journal of Soil Science, 49:407 416. Löfgren, S. 2007. How to estimate N and P losses from forestry in northern Sweden. KSLAT, 146:24-30. Löfgren, S., Ring, E., von Brömsen, C., Sörensen, R. och Högbom, L. 2009. Short-term effects of clear-cutting on the water chemistry of two boreal streams in northern Sweden: A paired catchment study. Ambio, 38:347-356. Martin, C. W., Hornbeck, J.W., Likens, G.E. och. Buso, D.C. 2000. Impacts of intensive harvesting on hydrology and nutrient dynamics of northern hardwood forests. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 57: 19-29. Murphy, J och Riley, J. P. 1962. A modified single solution method for determination of Phosphate in natural waters. Analytica Chimica Acta, 26:31-&. Nieminen, M. 2004. Export of dissolved organic carbon, nitrogen and phosphorus following clear-cutting of three Norway spruce forests growing on drained peatlands in southern Finland. Silva Fennica, 38: 123 132. Ouellet, A., Lalonde, K., Plouhinec, J-B., Soumis, N., Lucotte, M. och Gélinas, Y. 2012. Assessing carbon dynamics in natural and perturbed boreal aquatic systems. Journal of Geophysical Research: Biogeosciences, 117(G3). Piirainen, S., Finér, L., Mannerkoski, H. och Starr, M. 2007. Carbon, nitrogen and phosphorus leaching after site preparation at a boreal forest clear-cut area. Forest Ecology and Management, 243:10-18. Rask, M., Nyberg, K., Markkanen, S-L. och Ojala A. 1998. Forestry in catchments: Effects on water quality, plankton, zoobenthos and fish in small lakes. Boreal environment research, 3:75-86. Ring, E., Löfgren, S., Sandin, L., Högbom, L. och Goedkoop, W. 2008. Forestry and water a 15

review. Skogforsk Redogörelse, Nr 3 2008. Rosén, K. 1984. Effect of clear-felling on runoff in two small watersheds in central Sweden. Forest Ecology and Management, 9:267-281. Rosén, K., Aronson, J-A. och Eriksson, H. M. 1996. Effects of clear-cutting on streamwater quality in forest catchments in central Sweden. Forest Ecology and Management, 83:237-244. Schelker, J., Eklöf, K., Bishop, K och Laudon, H. 2012. Effects of forestry operations on dissolved organic carbon concentrations and export in boreal first-order streams. Journal of Geophysical Research, 117: G01011. SLU 2010. KNN-Sverige, intuitionen för skoglig resurshushållning. http://skogskarta.slu.se/index.cfm?eng=1 2013-09-30 SLU 2011. Vattenkemidata omdrevssjöar, Institutionen för Miljöanalys. SLU 2013 A. Skogsdata, aktuella uppgifter om de svenska skogarna från Riksskogstaxeringen. Institutionen för skoglig resurshushållning. ISSN 0280-0543. SLU 2013 B. Höjddata raster 2m, 50m. Lantmäteriet. https://maps.slu.se/get/ 2013-09-30 SMHI 2012. Vattenförekomster- vattenytor version 2012-2. Svenskt vattenarkiv, SVAR. http://www.smhi.se/klimatdata/hydrologi/ladda-ner-hydrologiska-data-1.20127 2013-09-30 Sobek, S., Algesten, G., Bergström, A.-K., Jansson, M. och Tranvik, L. J. 2003. The catchment and climate regulation of pco2 in boreal lakes. Global Change Biology, 9:630-641. Steedman, R. J. 2000. Effects of experimental clearcut logging on water quality in three small boreal forest lake trout (Salvelinus namaycush) lakes. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic science, 57:92-96. Steedman, R. J., Kushneriuk, R. S. och France, R. L. 2001. Littoral water temperature response to experimental shoreline logging around small boreal forest lakes. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic science, 58:1638-1647. Sörensen, R., Ring, E., Meili, M., Högbom, L., Seibert, J., Grabs, T., Laudon, H. och Bishop, K. 2009. Forest harvest increases runoff most during low flows in two boreal streams. Ambio, 38:357-363. Weishaar, J.L., Aiken, G.R., Bergamaschi, B.A, Fram, M.S., Fujii, R. och Mopper, K. 2003. Evaluation of specific ultraviolet absorbance as an indicator of the chemical composition and reactivity of dissolved organic carbon. Environmental Science & Technology, 37:4702-4708. Wetzel, R.G. 2001. Limnology- lake and river ecosystems (3 rd edition). Academic press, NY. 1006 sidor. Ågren, A., Buffam, I., Berggren, M., Bishop, K., Jansson, M. och Laudon, H. 2008 A. Dissolved organic carbon characteristics in boreal streams in a forest-wetland gradient during the transition between winter and summer. Journal of geophysical research, 113: G03031. Ågren, A., Berggren, M., Laudon, H. och Jansson, M. 2008 B. Terrestrial export of highly bioavailable carbon from small boreal catchments in spring floods. Freshwater Biology, 53:964 972. 16

Institutionen för ekologi, miljö och geovetenskap (EMG) 901 87 Umeå, Sweden Telefon 090-786 50 00 Texttelefon 090-786 59 00 www.umu.se