pdf 3,6 MB - Naturvårdsverket
pdf 3,6 MB - Naturvårdsverket
pdf 3,6 MB - Naturvårdsverket
Create successful ePaper yourself
Turn your PDF publications into a flip-book with our unique Google optimized e-Paper software.
Kritisk belastning<br />
för svavel och kväve<br />
Redaktörer<br />
ULLA BERTILLS<br />
GUN LÖVBLAD<br />
RAPPORT 5174
Kritisk belastning<br />
för svavel och kväve<br />
Redaktörer<br />
ULLA BERTILLS<br />
GUN LÖVBLAD
MILJÖANALYSAVDELNINGEN<br />
Miljöeffektenheten<br />
KONTAKTPERSON: Ulla Bertills, TELEFON: 08-698 15 02<br />
Författarna svarar ensamma för rapportens innehåll.<br />
Rapporten har fackgranskats.<br />
GRAFISK FORM OCH PRODUKTION: AB Typoform<br />
Diagrammen i rapporten är omritade av Johan Wihlke.<br />
OMSLAGSFOTO: Per-Olov Eriksson/Naturfotograferna<br />
BESTÄLLNINGSADRESS:<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong>, Kundtjänst, 106 48 Stockholm<br />
TELEFON: 08-698 12 00<br />
FAX: 08-698 15 15<br />
E-MAIL: kundtjanst@naturvardsverket.se<br />
INTERNET: www.naturvardsverket.se<br />
BOKHANDEL: www.miljobokhandeln.com<br />
ISBN 91-620-5174-1<br />
ISSN 0282-7298<br />
© <strong>Naturvårdsverket</strong><br />
TRYCK: Berlings Skogs, Trelleborg, 2002<br />
UPPLAGA: 1 000 ex<br />
[2]
Förord<br />
Denna rapport har som syfte att beskriva begreppet kritisk belastning, hur<br />
det utnyttjats i det internationella arbetet, hur beräkningarna i Sverige görs<br />
och vilka effekter som kan förväntas i miljön efter internationella avtal.<br />
Grunden för rapporten utgörs av resultat som kommit fram inom <strong>Naturvårdsverket</strong>s<br />
projektområde Försurande ämnen och marknära ozon. Den Miljöstrategiska<br />
forskningsstiftelsen, MISTRA har finansierat publiceringen av<br />
rapporten.<br />
Genom denna rapport hoppas vi att en bredare krets av forskare tar del av<br />
och engagerar sig i beräkningarna av kritisk belastning och dess överskridande.<br />
Även om modellerna är statiska får inte vi vara det.<br />
Vi vill rikta ett varmt tack till alla forskare som bidragit till resultaten i<br />
denna rapport.<br />
Ulla Bertills & Gun Lövblad<br />
Stockholm och Göteborg, december 2001<br />
[3]
Innehåll<br />
Förord . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3<br />
Rapporter från projektområdet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 6<br />
Sammanfattning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 7<br />
Summary in english . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10<br />
1. Kritisk belastning som ett verktyg i miljöarbetet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 13<br />
Peringe Grennfelt & Christer Ågren<br />
2. Kartering av kritisk belastning i Europa . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 17<br />
Gun Lövblad & Håkan Staaf<br />
3. Nationella dataunderlag för karteringarna . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 28<br />
Gun Lövblad, Christer Persson, Håkan Staaf & Anders Wilander<br />
4. Introduktion till beräkning av kritisk belastning för försurning . . . . . . . . 39<br />
Lars Rapp, Harald Sverdrup, Håkan Staaf, Anders Wilander & Per Warfvinge<br />
5. Kritisk belastning för försurning av skogsmark . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 53<br />
Harald Sverdrup, Håkan Staaf, Lars Rapp & Mattias Alveteg<br />
6. Kritisk belastning för försurning av sjöar . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 81<br />
Lars Rapp, Anders Wilander & Ulla Bertills<br />
7. Kritisk belastning för försurning av skogsmark och sjöar<br />
– en sammanvägning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 107<br />
Lars Rapp, Anders Wilander & Ulla Bertills<br />
8. Kritisk belastning för övergödning i skogsmark . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 123<br />
[4]<br />
Håkan Staaf, Harald Sverdrup, Lars Rapp & Mattias Alveteg
9. Kritiska nivåer för effekter på vegetation . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 140<br />
Håkan Pleijel, Lena Skärby & Gun Lövblad<br />
10. Utsläppsminskningar och kostnadseffektivitet<br />
i internationella åtgärdsprogram . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 149<br />
Christer Ågren & Peringe Grennfelt<br />
11. Biologiska effekter av svavel- och kvävenedfall<br />
– förbättring eller försämring år 2010? . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 165<br />
Håkan Pleijel & Ingvar Andersson<br />
12. Kritisk belastning – hur går vi vidare? . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 186<br />
Per Warfvinge, Ulla Bertills & Christer Ågren<br />
Författarnas adresser . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 203<br />
Bilaga 1. Beräkning av kritisk belastning för försurning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 205<br />
Lars Rapp<br />
Bilaga 2. ”Ecosystem protection isolines” och viktning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 216<br />
Lars Rapp<br />
Bilaga 3. Beräkning av vittringshastigheten för ytvatten . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 220<br />
Lars Rapp<br />
[5]
Från projektområdet<br />
”Försurande ämnen och marknära ozon”<br />
har tidigare publicerats<br />
Marknära ozon – ett hot mot växterna<br />
Redaktör: Håkan Pleijel<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong>s Rapport 4969<br />
Engelsk version:<br />
Ground-Level Ozone<br />
– A Threat to Vegetation<br />
Swedish Environmental Protection<br />
Agency Report 4970<br />
Naturens återhämtning från försurning<br />
– aktuell kunskap och framtidsscenarier<br />
Redaktörer: Per Warfvinge & Ulla Bertills<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5028<br />
Engelsk version:<br />
Recovery from Acidification<br />
in the Natural Environment<br />
– Present Knowledge and<br />
Future Scenarios<br />
Swedish Environmental Protection<br />
Agency Report 5034<br />
Effekter av kvävenedfall<br />
på skogsekosystem<br />
Redaktörer: Ulla Bertills & Torgny Näsholm<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5066<br />
Engelsk version:<br />
Effects of Nitrogen Deposition<br />
on Forest Ecosystems<br />
Swedish Environmental Protection<br />
Agency Report 5067<br />
[6]<br />
Vad händer när kalkade<br />
sjöar återförsuras?<br />
– En kunskapsöversikt och riskanalys<br />
Författare: Espen Lydersen & Stefan Löfgren<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5074<br />
Deposition of Base Cations in Sweden<br />
Författare: Gun Lövblad, Christer Persson<br />
& Elisabet Roos<br />
Swedish Environmental Protection Agency<br />
Report 5119<br />
Naturligt sura och försurade<br />
vatten i Norrland<br />
Författare: Hjalmar Laudon, Olle Westling,<br />
Antonio B S Poléo & Leif Asbjørn Vøllestad<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5144<br />
Skogabyförsöket<br />
– Effekter av långvarig kväve- och<br />
svaveltillförsel till ett skogssekosystem<br />
Redaktörer: Tryggve Persson &<br />
Lars-Owe Nilsson<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5173
Sammanfattning<br />
I början på 1980-talet enades forskarna vid en internationell vetenskaplig<br />
konferens om att det går att fastställa nivåer för hur stort försurande nedfall<br />
olika ekosystem kan tåla. De definierade begreppet kritisk belastning, vilket<br />
sedan haft en avgörande betydelse för luftvårdsarbetet i Europa. Begreppet<br />
fick genomslag i den allmänna miljödebatten under beteckningen ”vad naturen<br />
tål”. Under en rad av år har kritisk belastning utvecklats till ett praktiskt<br />
miljöverktyg som resulterat i nya arbetsmetoder inom luftvårdsarbetet i<br />
Europa. Arbetssättet tillämpades först inom FN:s Luftvårdskonvention i samband<br />
med det andra Svavelprotokollet 1994, och senare i Göteborgsprotokollet<br />
(Multiprotokollet) 1999. Det har även tillämpats för EU:s takdirektiv.<br />
Luftvårdskonventionen (CLRTAP) och de protokoll som tagits fram där<br />
har starkt bidragit till att påskynda åtgärder för att minska utsläppen av försurande<br />
luftföroreningar. Sedan 1980 har Europas utsläpp av svaveldioxid<br />
minskat med nästan två tredjedelar, och utsläppen av kväveoxider och<br />
ammoniak med en femtedel. Genom bl a Göteborgsprotokollet och EU:s<br />
direktiv om nationella utsläppstak, förväntas utsläppen fortsätta minska<br />
också de nästkommande tio åren.<br />
I denna rapport redovisas hur kritisk belastning för försurning och övergödning<br />
och dess överskridande beräknas i Sverige, resultaten och osäkerheter i<br />
dessa beräkningar, samt hur konceptet används internationellt. Vidare redovisas<br />
vad som kan förväntas utifrån internationella avtal i form av utsläppsminskningar,<br />
överskridande av kritisk belastning och biologiska effekter.<br />
Beräkningar av kritisk belastning har gjorts i Sverige sedan mitten av<br />
1980-talet.<br />
Modeller har fått stor användning i det arbetet. För sjöar har tidigare<br />
SSWC-modellen (Steady-State Water Chemistry) använts och numera<br />
används FAB-modellen (First order Acidity Balance). För beräkning av kritisk<br />
belastning för försurning och övergödning i skogsmark har PROFILE-modellen,<br />
som utvecklats i Sverige, använts. Som underlag vid beräkningarna har<br />
data från 1 883 provpunkter i skogsmark och 2 378 sjöar använts.<br />
Särskilt försurningskänsliga sjöar (låg kritisk belastning) finns i norra<br />
Sveriges fjälltrakter, delar av norra Norrlands inland, Jämtland, Dalarna, Öre-<br />
[7]
o, Halland, Kronoberg och Blekinge. Även skogsmarken uppvisar låga värden<br />
på kritisk belastning för försurning, särskilt i södra Norrland, Svealand<br />
och östra Götaland. Relativt hög kritisk belastning finns i delar av västra<br />
Götaland längs kusten (på grund av relativt hög baskatjondeposition) och i<br />
områden med kalkstensberggrund eller annan lättvittrad berggrund. När kritisk<br />
belastning i sjöar och skogsmark vägs samman, visas att ytvatten bestämmer<br />
känsligheten i norra Norrland och Västkusten medan skogsmarken är<br />
känsligast i östra Sverige och södra Norrland.<br />
Försurningspåverkan kan illustreras genom kartor över var och med hur<br />
mycket den kritiska belastningen överskrids. De ger en annan bild än känslighetskartorna.<br />
För såväl sjöar som skogsmark är överskridandet störst i sydvästra<br />
Sverige. I Norrland är det relativt få sjöar som överskrider kritisk<br />
belastning, medan en något större andel skogsmark visar på ett överskridande.<br />
I dag överskrids, enligt svenska beräkningar, den kritiska belastningen<br />
i 17 % av sjöarna och på 24 % av skogsmarken. Om åtagandena i Göteborgsprotokollet<br />
efterlevs, förväntas överskridandet minska till 10 % för sjöar och<br />
14 % för skogsmarksarealen till år 2010. Den mot försurning totalt sett oskyddade<br />
arealen har minskat från 60 % år 1980 till 41 % år 1990, och till 22 % år<br />
1997 och den beräknas minska till 13 % år 2010, enligt Göteborgsprotokollet.<br />
Europeiska beräkningar visar på en oskyddad areal om knappt 4 % i Sverige<br />
år 2010.<br />
Beräkningarna av kritisk belastning för övergödning av skogsmark baseras<br />
på en uppskattning av risken för framtida kväveläckage. Indirekt beaktas också<br />
risken för vegetationsförändringar. Den kritiska belastningen för skogsmark är<br />
vanligen 3–6 kg kväve per ha och år i Götaland, 3–5 kg i Svealand och mindre<br />
än 3 kg i Norrland. I dag överskrids den kritiska belastningen för övergödning<br />
för ca 30 % av skogsmarksarealen. Överskridandet är högst i sydvästra Götaland,<br />
och den förväntas minska till 19 % till år 2010.<br />
För Sverige, liksom de flesta andra länder i Europa, rapporteras inte kritiska<br />
nivåer för direkteffekter på vegetation. Det beror på att i de flesta områden<br />
är de indirekta effekterna av nedfallet styrande ur åtgärdssynpunkt.<br />
Direkteffekter av svaveldioxid i svensk natur förekommer sannolikt endast<br />
mycket lokalt. Även kväveoxider överskrider de kritiska nivåerna endast<br />
mycket lokalt där trafiktätheten är som störst. För ammoniak kan finnas en<br />
viss risk för direkteffekter främst i nära anslutning till stora djurstallar.<br />
[8]
Kvarvarande biologiska effekter år 2010 på grund av försurning förväntas<br />
främst i sjöar och vattendrag i sydvästra Sverige. Övergödning förväntas påverka<br />
växter och djur i skogsekosystemet mer än försurningen år 2010.<br />
I vårt land bedöms inte försurningsläget i naturen bli lika bra som<br />
Göteborgsprotokollet förespeglar. Detta beror främst på att nationella beräkningar<br />
visar på en större kvarvarande oskyddad areal än de internationella och<br />
att återhämtningsprocesserna, särskilt i skogsmark, tar lång tid. Åtgärder mot<br />
skogsbrukets försurande inverkan krävs därför. Inom skogsbruket bör man<br />
beakta påverkan av olika åtgärder inom ett område i relation såväl till försurningsstatus,<br />
som övergödning och biologisk mångfald.<br />
Att uppnå politisk acceptans för vidare åtgärder såväl nationellt som internationellt<br />
kommer att kräva ett gediget vetenskapligt underlag över luftföroreningarnas<br />
skadeverkningar, samt genomtänkta åtgärdsstrategier som bygger<br />
på hur man uppnår mesta möjliga miljövinst till lägsta möjliga kostnad.<br />
[9]
Summary<br />
In the beginning of the 1980’s, researchers agreed at an international scientific<br />
conference that it was possible to ascertain the amount of acid deposition<br />
that different ecosystems could tolerate. This was the origin of the critical<br />
load concept, which has gone on to be of decisive importance for the<br />
reduction of transboundary air pollution in Europe. The concept, referred to<br />
more generally as “what nature can tolerate” has also influenced the public<br />
debate about the environment. Over the years, critical loads have developed<br />
into a practical tool for environmental management that has led to new ways<br />
of working with air pollution issues in Europe. This new approach was first<br />
implemented in the UN/ECE’s Convention on Long Range Transport of Air<br />
Pollution (CLRTAP) in conjunction with the Second Sulphur Protocol in<br />
1994, and later in the Gothenburg Protocol (or Multiprotocol) of 1999.<br />
Critical loads have also been employed in the EU’s “Ceiling Directive”.<br />
The CLRTAP, and its protocols, have contributed greatly to hastening<br />
the adoption of measures to reduce the emission of acidifying air pollutants.<br />
Since 1980, Europe’s emission of sulphur dioxide has decreased by almost<br />
two-thirds. The emission of nitrogen oxides and ammonia has gone down by<br />
a fifth. As a result of the Gothenburg Protocol and EUs directive on national<br />
emission ceilings, emissions are expected to continue to decline over the<br />
coming decade.<br />
This report describes how critical loads for acidification and eutrophication,<br />
as well as their exceedances, are calculated in Sweden. It also presents<br />
the results, as well as the uncertainties of these calculations, together with<br />
how the concept is used internationally. The report then goes on to present<br />
what can be expected from international agreements in the way of emission<br />
reductions, exceedances of critical loads and biological effects.<br />
Critical loads have been calculated in Sweden since the middle of the<br />
1980’s. Models have been used extensively in this work. For lakes, the<br />
Steady State Water Chemistry (SSWC) model was originally used, and now<br />
the First Order Acidity Balance (FAB), an extension of that original model, is<br />
used. For calculating the critical load of acidity and eutrophication in forest<br />
[10]
soils, the PROFILE model, which was developed in Sweden, has been<br />
employed. The input data for these models comes from 1,883 sampling<br />
points in forest soils, and 2,378 lakes.<br />
Particularly acidification sensitive lakes (i.e. those with low critical loads)<br />
are found in the mountains of Norrland, portions of inland Norrland,<br />
Jämtland, Dalarna, Örebro, Halland, Kronoberg and Blekinge. Forest soils<br />
also have low critical loads for acidification, especially in the more southerly<br />
parts of Norrland (North Sweden), Svealand (Central Sweden) as well as in<br />
eastern part of southern Götaland (South Sweden). Relatively high critical<br />
loads are found in portions of western Götaland’s coast (due to relatively high<br />
base cation deposition) and in areas with limestone or other easily weathered<br />
types of bedrock. When the critical loads for lakes and forests are weighed<br />
together, surface waters determine the sensitivity in northern Norrland and<br />
along the West Coast, while forest soils are more sensitive in eastern Sweden<br />
and southern Norrland.<br />
The influence of acidification is illustrated with maps of where and by<br />
how much the critical load is exceeded. These patterns are different from<br />
those for the sensitivity to acidification. For both lakes and forests, the<br />
exceedances are largest in southwestern Sweden. In Norrland there are relatively<br />
few lakes where the critical load is exceeded, while a somewhat larger<br />
portion of the forest soils have some degree of exceedance. Today, according<br />
to Swedish calculations, the critical load is exceeded in 17% of the nation’s<br />
lakes, and 24% of the forest soils. If the requirements of the Gothenburg<br />
Protocol are adhered to, the exceedance is expected to decline to 10% of the<br />
lakes and 14% of the forest area by 2010. The area not protected from acidification<br />
has declined from 60% in 1980 to 41% in 1990 and to 22% in 1997.<br />
This unprotected area is expected to decrease to 13% by 2010 as a result of<br />
the Gothenburg Protocol. European calculations show an unprotected area of<br />
barely 4% in Sweden by 2010.<br />
Calculations of critical loads for eutrophication of forest soils are based on<br />
an estimate of the risk for leaching of nitrogen in the future. Indirect consideration<br />
is also given to the risk for changes in vegetation. The critical load for<br />
forest soils is ca 4-10 kg N/ha annually in southern Sweden, 3–7 kg in central<br />
Sweden and less than 3 kg in northern Sweden. Today the critical load for<br />
eutrophication is exceeded in approximately 30% of Sweden’s forest area.<br />
[11]
The exceedance is greatest in the southwest. The exceedance is expected to<br />
decrease to 19% by 2010.<br />
For Sweden, like most other countries in Europe, critical levels for direct<br />
effects on vegetation are not reported. This is because the indirect effects of<br />
deposition determine the measures that need to be taken in most areas.<br />
Direct effects of sulphur oxides on the Swedish natural environment probably<br />
occur only on a very local scale. Even nitrogen oxides only exceed the<br />
critical levels only locally where the traffic density is greatest. For ammonium,<br />
there can be some risk for direct effects, primarily in the vicinity of large<br />
livestock barns.<br />
By 2010, the remaining biological effects of acidification are expected primarily<br />
in the lakes and watercourses of southwestern Sweden. Eutrophication<br />
is expected to influence plants and animals in the forest ecosystem more<br />
than acidification in 2010.<br />
In our country, the acidification status in the environment is not expected<br />
to be as good as predicted by the Gothenburg Protocol. The main reason for<br />
this is that national calculations show a larger unprotected area remaining in<br />
2010 than the international calculations, and the fact that recovery processes<br />
are slow, especially in forest soils. Measures to control forestry’s acidifying<br />
effects are necessary. Consideration should be given to the effects of different<br />
silvicultural practices in an area with regard to acidification status,<br />
eutrophication and biodiversity.<br />
To achieve political acceptance for further measures to reduce air pollution<br />
both nationally and internationally, solid scientific information on the<br />
damaging effects of air pollution will be required, together with a well<br />
thought out control strategy for how the greatest amount of environmental<br />
benefit can be achieved for the lowest cost.<br />
[12]
1. Kritisk belastning som<br />
ett verktyg i miljöarbetet<br />
*<br />
P GRENNFELT & C ÅGREN<br />
Få begrepp har haft sådan betydelse för luftvårdsarbetet i Europa under det<br />
senaste årtiondet som kritisk belastning. Begreppet har fått stort genomslag i<br />
den allmänna miljödebatten under beteckningen ”vad naturen tål”, men det<br />
har också utvecklats till ett praktiskt miljöverktyg. Detta har dock inte skett<br />
helt utan konflikter. När man 1988 föreslog kritisk belastning som en tänkbar<br />
utgångspunkt för arbetet med att begränsa de gränsöverskridande luftföroreningarna<br />
i Europa möttes det av en stor och kanske delvis berättigad<br />
skepsis från forskarsamhället. Kommentarer av typen ”Inte går det att förenkla<br />
miljöeffektsambanden till ett enda värde på nedfallet!” fälldes. Samtidigt<br />
var entusiasmen stor från de som svarade för den politiska delen<br />
av arbetet.<br />
Det internationella arbetet mot gränsöverskridande luftföroreningar startade<br />
på 1970-talet, och fokuserades inledningsvis på kopplingen mellan svavelutsläpp<br />
och försurning av ytvatten i södra Skandinavien. I samband med<br />
larmen om ökande skogsskador i Centraleuropa i början av 1980-talet utvidgades<br />
problembeskrivningen att omfatta både fler ekosystem och fler föroreningar.<br />
Vid en internationell vetenskaplig konferens i Stockholm 1982 enades<br />
forskarna för första gången om att det gick att fastställa nivåer för hur stor<br />
belastning av försurande nedfall olika ekosystem kunde tåla (SNV, 1983).<br />
Man konstaterade att sjöar i de känsligaste områdena kunde försuras redan<br />
vid ett årligt nedfall på 3 kg svavel per hektar. Vidare att de flesta ekosystem<br />
– utom de allra känsligaste – skulle skyddas från försurning om nedfallet<br />
begränsades till mindre än 5 kg svavel per hektar. Som jämförelse kan nämnas<br />
att vid denna tid uppmättes nedfallet av svavel i södra Sverige till 25–30 kg<br />
svavel per hektar.<br />
[13]
Under 1980-talets andra hälft utvecklades forskningen på detta område, och<br />
begreppet kritisk belastning myntades (Nilsson, 1986). Vid ett möte i<br />
Skokloster (Nilsson & Grennfelt, 1988) enades experter inom det internationella<br />
luftvårdsarbetet om att kritisk belastning var en lämplig utgångspunkt<br />
för nya avtal och om hur begreppet skulle definieras. Definitionen lyder i<br />
översättning från engelskan:<br />
”Den exponering av en eller flera föroreningar under vilken inga väsentliga<br />
skadliga effekter på känsliga delar av miljön uppstår enligt nuvarande kunskap.”<br />
Under åren därefter byggdes en internationell vetenskaplig samsyn upp, vilken<br />
fördes in och etablerades i konventionen om långväga gränsöverskridande<br />
luftföroreningar (CLRTAP). Genom en serie internationella vetenskapliga<br />
seminarier enades forskarna både om nivåer för kritisk belastning för en<br />
rad föroreningar, och om en gemensam metodik för hur länderna skulle kartlägga<br />
kritisk belastning för t ex försurning och eutrofiering (se t ex Umweltbundesamt,<br />
1996). Det vetenskapliga underlagsarbetet har under konventionen<br />
utvecklats till en pågående process, där metoder och data kontinuerligt<br />
revideras och förbättras (Posch m fl, 2001).<br />
Införandet av kritisk belastning resulterade i nya arbetsmetoder inom<br />
CLRTAP och tillämpades först i ett avtal (s k protokoll) för att begränsa<br />
utsläppen av svaveldioxid i Europa. Detta avtal – det andra svavelprotokollet<br />
– undertecknades 1994 i Oslo och kallas därför ofta Osloprotokollet. Länderna<br />
enades då om ett koncept med åtgärder mot svavelutsläpp som styrdes såväl<br />
av en gemensam ambition, att långsiktigt nå under kritisk belastning i hela<br />
Europa, som av kostnadseffektivitet.<br />
I december 1999 undertecknades i Göteborg ytterligare ett protokoll baserat<br />
på kritisk belastning – det s k ”Multieffektprotokollet” eller ”Göteborgsprotokollet”.<br />
Detta avtal inkluderar flera olika effekter; försurning, övergödning<br />
och påverkan av marknära ozon, samt fyra luftföroreningar; svavel, kväveoxider,<br />
ammoniak och flyktiga organiska ämnen. Huvudresultatet av överenskommelsen<br />
är att de flesta länder i Europa har åtagit sig att minska utsläppen av de fyra föroreningarna<br />
så att utsatta delmål skall nås till år 2010.<br />
I samband med framtagandet av det femte miljöhandlingsprogrammet, som<br />
antogs 1993, ställde sig också EU bakom principen om kritisk belastning<br />
(CEC, 1993). Här konstateras bl a att det långsiktiga miljömålet för försurning<br />
är att kritisk belastning inte ska överskridas någonstans inom unionen. I den<br />
[14]
försurningsstrategi som presenterades av EU-kommissionen våren 1997 fastslogs<br />
återigen detta mål. Samtidigt fastställdes ett mindre långtgående s k<br />
tillfälligt miljömål, att uppnås till 2010. Som en följd av försurningsstrategin<br />
lade EU-kommissionen sommaren 1999 fram ett förslag till direktiv om<br />
nationella utsläppstak för de fyra försurande och ozonbildande luftföroreningar<br />
som också omfattas av Multieffektprotokollet. Efter att ha förhandlats<br />
i EU:s beslutsprocess antogs direktivet slutgiltigt hösten 2001.<br />
Såväl Göteborgsprotokollet som EU:s takdirektiv innehåller bestämmelser<br />
om revideringar. Processen med att ta fram underlag för dessa är igång<br />
såväl inom CLRTAP som inom EU. Även i dessa revideringar kommer kritisk<br />
belastning att vara utgångspunkten för åtgärdsmålen. Begreppet håller<br />
dock på att utvidgas eller kanske snarare kompletteras så att återhämtning av<br />
försurade eller kraftigt kvävepåverkade marker kan inkluderas.<br />
Begreppet kritisk belastning har haft stor betydelse för att driva på de<br />
nationella åtgärderna, och även för att stärka den svenska argumenteringen<br />
internationellt. Men också i det svenska miljöarbetet har begreppet kritisk<br />
belastning utnyttjats. Ett exempel är i miljömålsarbetet. Miljömålet ”Bara<br />
naturlig försurning” har formulerats:<br />
”De försurande effekterna av nedfall och markanvändning skall underskrida gränsen<br />
för vad mark och vatten tål. Nedfallet av försurande ämnen skall inte heller öka korrosionshastigheten<br />
i tekniska material, kulturföremål eller byggnader.”<br />
(riksdagen bet.1998/99:mju6, rskr. 1998/99:183)<br />
Införandet av begreppet kritisk belastning innebar också en påtaglig ökning av<br />
forskningen kring de underliggande effektsambanden, främst i de skandinaviska<br />
länderna, Tyskland, Nederländerna och Storbritannien. Forskning har även<br />
bedrivits kring kritisk belastning för bl a försurning av sjöar och skogsmark, kritisk<br />
belastning för övergödande kvävenedfall på markekosystem, kritiska haltnivåer<br />
för marknära ozon, samt luftföroreningarnas effekter på olika typer av<br />
material. Svensk forskning har i flera fall blivit internationellt ledande, inte<br />
minst när det gäller utveckling av modeller för beräkning av kritisk belastning<br />
för försurning och kväve. Den svenska forskningen har i stor utsträckning bedrivits<br />
inom ramen för <strong>Naturvårdsverket</strong>s forskningsprogram kring försurning,<br />
övergödning och marknära ozon.<br />
Trots att svavelnedfallet under det senaste decenniet minskat avsevärt,<br />
kvarstår försurning som ett miljöproblem i stora delar av Europa och Sverige.<br />
[15]
En viss förbättring av försurningstillståndet har observerats i våra sjöar, men<br />
försurningen av sjöar och mark beräknas kvarstå under många årtionden.<br />
Även minskad kvävedeposition förväntas genom de initiativ som tagits inom<br />
Konventionen om gränsöverskridande luftföroreningar och EU, inte minst<br />
med Sverige som pådrivande part. Under 1990-talet har nedfallet av svavel<br />
minskat med cirka 60 %. För kväveföreningar har även observerats vissa<br />
minskningar men dessa har varit betydligt mindre. På ett decenniums sikt<br />
förväntas ytterligare betydande minskningar, framför allt av nitrat.<br />
I denna rapport beskrivs begreppet kritisk belastning och möjligheterna<br />
att utnyttja detta i miljöarbetet, såväl internationellt som inom Sverige. I rapporten<br />
dokumenteras hur kritisk belastning och dess överskridande för försurning<br />
och eutrofiering beräknats i Sverige. Såväl nuvarande situation<br />
beskrivs, som den som kan förväntas i form av utsläppsminskningar, överskridande<br />
av kritisk belastning och biologiska effekter utifrån internationella<br />
avtal.<br />
Referenser<br />
CEC (1993) Towards sustainability – A European Community programme of policy and action<br />
in relation to the environment and sustainable development.<br />
Commission of the European Communities, DG XI, Bryssel.<br />
Nilsson J (red) (1986): Critical loads for nitrogen and sulphur. Nordisk Ministerråd,<br />
Miljørapport 1986:11.<br />
Nilsson J & Grennfelt P (1988): Critical loads for sulphur and nitrogen. Nordisk Ministerråd,<br />
Miljørapport 1988:15.<br />
Posch M, de Smet P A M, Hettelingh J-P and Downing R J (2001): Modelling and<br />
mapping of critical thresholds in Europe. Status report 2001. Coordination Center for<br />
Effects, RIVM report No 259101010, Bilthoven.<br />
SNV (1983) Ecological effects of acid deposition: Report and background papers. 1982<br />
Stockholm Conference on the acidification of the environment, Expert Meeting.<br />
I. SNV PM 1636. National Swedish Environmental Protection Board.<br />
Umweltbundesamt (UBA) (1996) Manual on methodologies and criteria for mapping critical<br />
levels/loads<br />
and geographical areas where they are exceeded. UN ECE Convention on Long-range<br />
Transboundary Air Pollution. Umweltbundesamt Texte 71/96.<br />
[16]
2. Kartering av kritisk<br />
belastning i Europa<br />
*<br />
G LÖVBLAD & H STAAF<br />
För att förstå hur arbetet med kartering av kritisk belastning i Europa<br />
bedrivs i relation till förhandlingsarbetet görs här en sammanställning av de<br />
viktigaste stegen i arbetet. I de efterföljande kapitlen beskrivs själva beräkningsförfarandet<br />
i större detalj, liksom de resultat som erhålles för svensk del.<br />
Luftvårdskonventionen – motorn i arbetet<br />
Utvecklingen av metoder för beräkning och kartering av kritisk belastning<br />
för försurande ämnen har nästan uteslutande skett i olika expertgrupper<br />
inom Konventionen om gränsöverskridande luftföroreningar (CLRTAP).<br />
Denna konvention, i fortsättningen benämnd Luftvårdskonventionen,<br />
undertecknades 1979 och har sitt säte i Genève. De flesta länder i Europa samt<br />
USA och Kanada är parter till konventionen. Under senare år har arbetet med<br />
kritisk belastning även tagits upp inom EU i samband med utformningen av en<br />
gemensam försurnings- och ozonstrategi. Man valde då att utnyttja den kompetens<br />
som redan byggts upp inom området, och EU inledde därför ett samarbete<br />
med Luftvårdskonventionen.<br />
Efter de första expertmötena i slutet av 1980-talet inleddes ett bredare<br />
samarbete inom Europa, och sedan 1990/91 kan man säga att arbetet med<br />
kritisk belastning bedrivs som en kontinuerlig verksamhet. Denna kräver en<br />
omfattande samverkan mellan aktiviteter i enskilda länder och olika organ<br />
inom Luftvårdskonventionen, se figur 2.1.<br />
En första kartering av kritisk belastning och en sammanställning av det<br />
underlag som behövs för detta görs i huvudsak på nationell nivå. Därefter sker<br />
en slutlig bearbetning och redovisning av materialet på Europanivå vid ett<br />
holländskt koordineringscenter, CCE (Coordination Center for Effects). CCE<br />
[17]
Politisk nivå<br />
Europeisk<br />
vetenskaplig<br />
nivå<br />
EMEP (Co-operative Programme<br />
for Monitoring and Evaluation of<br />
the Long Range Transmission of<br />
Air Pollutants in Europe)<br />
Utvecklar modeller för beräkning<br />
av depositionen av luftföroreningar<br />
_ nu och i framtiden.<br />
Nationella utsläppsdata<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> ansvarig<br />
för rapporteringen.<br />
*<br />
Nationell nivå<br />
redovisar regelbundet sina resultat till Luftvårdskonventionens effektgrupp<br />
WGE (Working Group on Effects), som granskar materialet och rapporterar<br />
vidare till konventionens partssammansatta ledning (Executive Body).<br />
Depositionskarteringen sker homogent för hela Europa genom att<br />
data beräknade med EMEP-modellen användes (se vidare www.emep.int).<br />
Dessa data har fördelen att de är likformigt framtagna samt att de genom<br />
beräkningsmodellen har en koppling till utsläppen i Europa.<br />
[18]<br />
FIGUR 2.1<br />
Verkställande församling<br />
(Executive Body, EB)<br />
Konventionens partssammansatta,<br />
beslutande organ. Sammanträder en<br />
gång per år vid UNECE i Geneve.<br />
Strategigrupp<br />
(Working Group on Strategies and<br />
Review, WGSR)<br />
Förhandlar fram konventionens<br />
protokoll med hjälp av bl a scenarioanalyser<br />
från TFIAM.<br />
Analysgrupp<br />
(Task Force on Integrated<br />
Assessment Modelling,<br />
TFIAM)<br />
Utvärderar de ekonomiska<br />
och miljömässiga konsekvenserna<br />
av olika utsläppsscenarier<br />
för Europa, med<br />
hjälp av RAINS-modellen.<br />
Konventionsprotokoll<br />
Skrivs under<br />
gemensamt av<br />
konventionsländernas<br />
regeringar.<br />
Nationella<br />
åtgärder<br />
Lagstiftning,<br />
styrmedel,<br />
investeringar,<br />
etc.<br />
Effektgrupp<br />
(Working Group on Effects, WGE)<br />
Samordnar uppföljningen av åtgärdernas<br />
effekter i miljön samt tar fram nytt<br />
kunskapsunderlag.<br />
ICP Mapping & Modelling<br />
Utvecklar nya beräkningsmetoder, tar<br />
fram manualer för karteringsarbeten.<br />
Europeiskt koordineringscenter (CCE)<br />
Standardiserar nationella data och<br />
skapar en helhetsbild av känsligheten<br />
hos naturmiljön i Europa.<br />
Nationella data för ekosystems<br />
känslighet för luftföroreningar<br />
Samordnas i Sverige av<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong>.<br />
Arbetet inom luftvårdskonventionen (CLRTAP), från nationella utsläppsdata till protokoll.
Vad är det som karteras?<br />
Kritisk belastning för försurande ämnen avser definitionsmässigt ekosystemnivån,<br />
dvs beräkningarna gäller ett homogent landområde inklusive marken,<br />
vattnet, luften och områdets växt- och djurliv. Ett ekosystem, t ex en skog,<br />
utgörs i teorin av en funktionell enhet, som dock påverkas av sin omgivning.<br />
I praktiken har ekosystemen inga tydliga gränser utan avgränsningen görs så<br />
att man får så likformiga områden som möjligt. Om man t ex vill kartera ett<br />
helt lands, eller som i detta fall, hela Europas skogar får varje beräkningsenhet<br />
med nödvändighet en relativt stor yta. En sådan enhet kallar vi en beräkningspunkt,<br />
och den har en viss definierad areal. En stor del av utvecklingsarbetet<br />
med kritisk belastning har rört försurning. Under arbetet med<br />
Multiprotokollet (senare kallat Göteborgsprotokollet) breddades begreppet<br />
försurning från enbart svavel till den samlade försurande verkan från svaveloch<br />
kväveföreningar. I Göteborgsprotokollet beaktades även kvävets övergödande<br />
effekt. Nya metoder för beräkning av kritisk belastning för övergödning<br />
har sålunda utvecklats successivt; i första hand för landmiljön, men även<br />
för sjöar.<br />
Marknära ozon är den tredje viktiga föroreningen som uppmärksammats<br />
i det europeiska luftvårdsarbetet. I dag finns metoder för att beskriva<br />
dess effekter på människor och växter som baseras på den ackumulerade<br />
dosen (halt gånger tid) under olika tidsperioder. Konceptet liknar kritisk<br />
belastning (critical loads) men brukar betecknas kritisk haltnivå (critical<br />
levels). Kritiska haltnivåer har även fastställts för andra gasformiga föroreningar,<br />
som svaveldioxid och kväveoxider.<br />
Tungmetaller, persistenta organiska föreningar och partiklar har också<br />
uppmärksammats som viktiga gränsöverskridande föroreningar. Arbete pågår<br />
med att utveckla metoder för beräkning av kritisk belastning för vissa tungmetaller.<br />
I Sverige inriktar vi oss på att ta fram en metodik för kvicksilver.<br />
Andra länder arbetar mer med bly och kadmium. Det är ännu omdiskuterat<br />
om kritisk belastning är lämpligt att använda som underlag för åtgärdsarbetet<br />
mot utsläpp av tungmetaller och organiska föreningar.<br />
Kritiska belastningar har hittills bara använts för atmosfäriskt nedfall.<br />
I princip skulle även belastning som härrör från markanvändning kunna karteras,<br />
och det finns också viss metodik för detta. Att jämföra effekterna<br />
av nedfall och markanvändning är dock inte helt trivialt. Ett exempel är pro-<br />
[19]
lemen att jämföra effekten av kvävenedfall med det från tillförsel av handelsgödselkväve<br />
(se Nohrstedt & Bertills, 2000).<br />
Hittills har följande känsliga skyddsobjekt karteras i Europa:<br />
– Sjöar: försurning och (övergödning)<br />
– Landekosystem: försurning, övergödning och marknära ozon<br />
– Människors hälsa: marknära ozon<br />
– Vegetation: marknära ozon<br />
Från beräkningspunkter till Europakartor…<br />
Varje land avgör i princip vilka ekosystemtyper eller naturtyper man vill kartera.<br />
Man väljer dessutom lämplig beräkningsmetodik med stöd av den<br />
manual som utformats inom Luftvårdskonventionens ram (Umweltbundesamt,<br />
1996). Manualen ger viss frihet att välja mer eller mindre exakta metoder<br />
beroende på ett lands förutsättningar och tillgången på data. Länderna tar<br />
sedan själva fram det nödvändiga dataunderlaget och utför beräkningen av<br />
kritisk belastning för valda beräkningspunkter, regioner och ekosystemtyper.<br />
Sverige har valt att redovisa den kritiska belastningen för två ekosystemtyper,<br />
skogsmark och sjöar. De flesta länder redovisar data för skogsmark men<br />
i övrigt kan det variera, t ex redovisar Nederländerna även data för grundvatten,<br />
Storbritannien redovisar kritisk belastning även för hedlandskap och<br />
gräsmarker.<br />
Det dataunderlag som ligger till grund för de svenska beräkningarna redovisas<br />
i kapitel 3. Beräkningar av försurning och övergödning görs i Sverige<br />
med lokalspecifika data för enskilda beräkningspunkter över hela landet.<br />
Detta sker separat för skogsmark och sjöar (se kapitel 4, 5, 6 och 8), och de<br />
framräknade värdena kan sedan på olika sätt vägas samman till ett samlat<br />
värde för alla ekosystemtyper inom rutor (eng. grids) med storleken 50 x 50<br />
km (se kapitel 7). Vissa länder tar fram mer schablonmässiga värden för olika<br />
ekosystemtyper som därefter vägs samman på motsvarande sätt. I det senare<br />
fallet krävs vanligen en relativt noggrann klassificering av ekosystemtyper<br />
och detaljerade markanvändningskartor för att få ett bra resultat. Om man<br />
däremot som i Sverige, Norge och Finland arbetar med detaljerad information<br />
för många enskilda provpunkter kan man nöja sig med en mindre noggrann<br />
naturtypsklassificering.<br />
[20]
Länderna sänder regelmässigt uppdaterade data över kritisk belastning<br />
till CCE, som efter en viss kvalitetskontroll lägger in dem i den gemensamma<br />
databasen. Extremvärden, liksom tydliga diskrepanser mellan länder,<br />
studeras och ifrågasätts. Uppdateringar av databasen görs efterhand som<br />
behov uppstår i förhandlingsarbetet och i takt med att metodiken förfinas.<br />
Framstegen i karteringsarbetet över Europa har under 1990-talet redovisats<br />
vartannat år i statusrapporter från CCE. Den senaste är från 2001, (Posch m fl,<br />
CLmax S, 5-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
< 200<br />
200 – 400<br />
400 – 700<br />
700 – 1000<br />
1000 – 1500<br />
> 1500<br />
12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38<br />
*<br />
FIGUR 2.2<br />
CCE/RIVM<br />
Europakarta över kritisk belastning, maximalt acceptabelt svavelnedfall, 5 percentil,<br />
150 x 150 km.<br />
36<br />
34<br />
32<br />
30<br />
28<br />
26<br />
24<br />
22<br />
20<br />
18<br />
16<br />
14<br />
12<br />
10<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
[21]
2001). Resultaten redovisas huvudsakligen som kartor över kritisk belastning<br />
och dess överskridande på Europanivå. Denna kartering har hittills gjorts i en<br />
skala på 150 x 150 km, s k EMEP-rutor, som utgör ett nät över Europa med<br />
omgivande områden. En övergång mot en finare skala har nu skett. I den<br />
senaste CCE-rapporten redovisas kritisk belastningsdata i rutor om 50 x 50<br />
km, figur 2.2. På nationella kartor har resultaten redovisats i rutnät med rutstorleken<br />
50 x 50 km.<br />
… via databaser, fördelningar och percentiler<br />
I det internationella arbetet redovisas vanligen data på kritiska belastningar i<br />
en relativt grov skala i ett rutmönster. Varje ruta innehåller i de flesta fall flera<br />
beräkningspunkter och variationen inom rutan kan vara mycket stor. Det är<br />
därför inte självklart vilket värde som skall anges och variationen inom rutan<br />
måste speglas på något sätt. Att redovisa fördelningen av alla värden inom alla<br />
rutor kan bli mycket oöverskådligt och ett vanligt sätt är att istället välja vissa<br />
percentiler. Den kritiska belastning för ett område skall i princip sättas så att<br />
även de känsligaste naturmiljöerna skyddas långsiktigt, dvs det lägsta värdet<br />
i området är gränssättande. Vanligen anger man istället 5-percentilen, vilket<br />
Kumulativ fördelning (%)<br />
100<br />
80<br />
60<br />
40<br />
20<br />
*<br />
0<br />
0<br />
[22]<br />
1000 2000 3000 4000<br />
5-percentil<br />
Kritisk belastning, ekv/ha och år<br />
FIGUR 2.3<br />
Fördelningen av kritisk belastning för försurning i skogsekosystem i EMEP-ruta 19:21. Pilen<br />
markerar 5 percentil (Lövblad, 1996).
innebär att de 5 % lägsta värdena inte redovisas. Anledningen till att man inte<br />
väljer minimivärdet är att det alltid finns osäkerheter i data och modeller och<br />
att det skulle leda till orimliga kostnader att minska emissionerna så långt att<br />
även de absolut känsligaste ekosystemen skyddas. Om antalet beräkningspunkter<br />
inom en ruta är mindre än 20 sammanfaller 5-percentilen med det<br />
lägsta värdet.<br />
… och beräkningar av överskridande…<br />
Beräkningar av överskridande av kritisk belastning i Europaskalan görs genom<br />
att jämföra medeldepositionen till en 150 x 150 km-ruta (eller 50 x 50 km-ruta)<br />
med 5-percentilen av kritisk belastning för varje beräkningspunkt inom rutan.<br />
Jämförelsen mellan deposition och kritisk belastning bör i första hand göras<br />
beräkningspunkt för beräkningspunkt. Men tillvägagångssättet begränsas såväl<br />
av tillgången på data som av att beräkningsarbetet ska vara praktiskt möjligt att<br />
genomföra. I Europa saknas i många områden underlag för att kartera depositionen<br />
på fin skala. Därför är den deposition som beräknas med EMEP-modellen<br />
ofta den enda tillgängliga i många områden, och dessutom ger EMEPmodellen<br />
ett homogent material som anger depositionen med samma säkerhet<br />
över hela Europa.<br />
Överskridandet av kritisk belastning anges vanligen som 95-percentilen.<br />
Detta uttrycksätt har valts för att ge ett skydd för huvuddelen av ekosystemen<br />
inom en ruta, dock ej för de 5 % känsligaste av samma skäl som man<br />
använder 5-percentilen för kritisk belastning.<br />
… till scenarier och åtgärdsstrategier för Europa<br />
Databasen över kritisk belastning vid CCE har sedan omkring 1991 regelbundet<br />
använts som underlag i förhandlingsarbetet om nya protokoll om<br />
utsläppsreduktioner inom Europa. Luftvårdskonventionens förhandlingsgrupp,<br />
WGSR (Working Group on Strategies and Review, tidigare WGS), har<br />
varit den drivande kraften i det arbetet. Under förhandlingsrundorna har man<br />
baserat sina alternativa åtgärdsstrategier på scenarier över den framtida<br />
utvecklingen av utsläppen av försurande ämnen i olika delar av Europa.<br />
Dessa scenarier tas fram med en modell, den s k RAINS-modellen (Regional<br />
Air Pollution Information and Simulation Model), av en arbetsgrupp inom<br />
[23]
*<br />
Utsläpp till<br />
luft<br />
EMEPmodellen<br />
Deposition<br />
över Europa<br />
Kritiska belastningsgränser<br />
Kartering av<br />
kritisk belastning<br />
FIGUR 2.4<br />
Kostnader för<br />
åtgärder<br />
Överskridande av<br />
kritisk belastning<br />
Optimering<br />
av åtgärder med<br />
RAINS-modell<br />
Principen för utarbetande av kostnadseffektiva åtgärdsstrategier i Europa med IIASA:s<br />
RAINS-modell.<br />
konventionen benämnd Task Force on Integrated Assessment Modelling<br />
(TFIAM), se figur 2.1. RAINS-modellen har utvecklats vid International<br />
Institute for Applied Systems Analysis (IIASA) i Laxenburg utanför Wien.<br />
Beräkningsgången framgår av figur 2.4.<br />
Målsättningen i optimeringsprocessen har varit att till lägsta möjliga kostnad<br />
nå vissa bestämda miljömål i Europa till en given tidpunkt, för Göteborgsprotokollet<br />
år 2010. Det slutliga miljömålet, som uppställts både av<br />
Luftvårdskonventionen och EU, är att de kritiska belastningarna skall underskridas<br />
i hela Europa. Inför arbetet med Göteborgsprotokollet och EU:s försurningsstrategi<br />
utformades ett övergripande etappmål som innebär att arealen<br />
där den kritiska belastningen överskrids (s k oskyddad areal) skall minst<br />
halveras till 2010 i samtliga 150 x 150 km-rutor över hela Europa. Detta gäller<br />
jämfört med 1990 års nivå. För att nå detta mål krävs betydligt mer än en<br />
halvering av den oskyddade arealen i Europa, eftersom belastningen i vissa<br />
rutor är extra svår att nå ner till.<br />
[24]
*<br />
F A K T A R U T A<br />
OPTIMERING<br />
Hur tas åtgärdsstrategierna fram?<br />
Med RAINS-modellen beräknas årliga framtida utsläpp av SO2 , NOx , VOC och NH3 med<br />
hjälp av scenarier för utvecklingen inom sektorerna energi, industri, transporter, jordbruk,<br />
avfall och hushåll baserade på emissionsfaktor för varje aktivitet. Utsläppen anges<br />
i ett rutnät med 150 x 150 km eller 50 x 50 km-rutor över Europa.<br />
Atmosfärisk omvandling, transport och nedfall av de olika luftföroreningarna beräknas<br />
med hjälp en förenklad version av EMEP-modellen som finns i RAINS. Även olika<br />
klimatsituationer kan simuleras med hjälp av data från EMEP. Resultatet av denna inledande<br />
beräkning blir årligt nedfall av svavel, oxiderat kväve (NOx ) och reducerat kväve<br />
(NHx ) i varje ruta samt halter av ozon över olika tidsperioder. Nedfallet av de olika föroreningarna<br />
kan därefter jämföras med framtagna kritiska belastningar eller kritiska halter.<br />
Data på kritiska belastningar för varje ruta läggs in som en extern databas i RAINS<br />
och byts ut efterhand som ny förbättrad information kommer fram.<br />
Modellen kan sedan optimera utsläppsförändringarna inom Europa så att utsläppen<br />
successivt justeras genom val av teknik och med hänsyn till kostnadsfunktioner för varje<br />
land till en nivå där uppsatta miljömål nås. De flesta beräkningar har gjorts för målåret<br />
2010 och utsläppen jämförs med ett basår. Optimeringsrutinen är utformad så att miljömålen<br />
uppnås till lägsta samlad kostnad. Det går att utföra modellkörningarna så att<br />
ett specifikt eller en kombination av mål skall nås över hela eller delar av Europa.<br />
Slutresultatet redovisas vanligen som en målnivå för utsläppen i varje land samt<br />
kostnaden för att åstadkomma detta. För de flesta scenarier är målnivån lägre än basåret<br />
1990, men i vissa fall kan resultatet bli att enstaka länder får ökat utsläppsutrymme.<br />
För närvarande finns endast tekniska åtgärder inlagda i modellen, men det pågår<br />
förberedelser för att lägga in andra valmöjligheter, t ex bränslebyten och strukturella<br />
samhällsförändringar som kan sänka åtgärdskostnaderna.<br />
[25]
Inför förhandlingarna om Göteborgsprotokollet togs en rad scenarier fram,<br />
alla beräknade med RAINS. Förutom det ovan nämnda försurningsmålet om<br />
halvering av den oskyddade arealen sattes mål upp för såväl övergödning som<br />
för marknära ozon. Ambitionen var att utforma en åtgärdsstrategi så alla dessa<br />
etappmål uppnås till 2010. För försurning angavs målet på ett nytt sätt, som en<br />
reduktion av det ackumulerade överskridandet för alla naturtyper inom varje<br />
ruta. Dessutom formulerades en kompensationsmekanism för att möjliggöra<br />
mer flexibla optimeringslösningar. Denna innebär att ett visst överskridande av<br />
målet i vissa rutor kan tolereras om motsvarande förbättringar åstadkoms i andra<br />
rutor inom samma land.<br />
Vilka aspekter blir viktiga att<br />
kartera inför framtida protokoll?<br />
Det finns andra känsliga ekosystem och vegetationstyper än de som hittills<br />
utnyttjats som skulle kunna inkluderas i framtida karteringar. Till exempel är<br />
olika typer av lavar och skogsträd känsliga för direktpåverkan av svaveldioxid<br />
och kväveoxider. Känsligheten för dessa typer av direkteffekter har dock<br />
inte karterats i Sverige och inte heller i de flesta andra europeiska länder.<br />
Detta beror främst på att det är de indirekta effekterna via försurning och<br />
övergödning av mark och vatten, snarare än direkta effekterna av luftföroreningar<br />
på skog och annan vegetation, som sätter kraven för åtgärdsarbetet.<br />
Ett undantag är ozon där målet är att minska halterna i luften.<br />
Även hälsoaspekter beaktas i målformuleringen för marknära ozon.<br />
Hälsoaspekter av svavel- och kväveoxider inkluderas dock inte i de storskaliga<br />
åtgärdstrategierna, eftersom detta främst anses vara ett lokalt problem som<br />
även bör åtgärdas lokalt. Detsamma gäller delvis även för korrosion och nedbrytning<br />
av material på grund av luftföroreningars inverkan. Men under de<br />
senaste åren har även korrosionseffekter utanför tätorter börjat karteras. Åtgärder<br />
mot de gränsöverskridande luftföroreningarna har en positiv effekt även<br />
för människors hälsa och på korrosion och den ekonomiska nyttan härav bör<br />
räknas in i kostnads/nytta-balansen för åtgärdspaketen.<br />
Under senare tid har partikelhalterna i luft uppmärksammats som ett viktigt<br />
hot mot människors hälsa. Utsläpp av svavel- och kväveoxider ger betydande<br />
bidrag av sekundära partiklar, sulfater och nitrater, till de totala partikelhalterna,<br />
även i tätortsluft. Dessa sekundära partiklar är också gräns-<br />
[26]
överskridande och arbete pågår för att inkludera hälsoaspekterna av partiklar<br />
i optimeringsberäkningarna. De kan därigenom bli en viktig drivkraft för<br />
fortsatt åtgärdsarbete.<br />
Kvävenedfallet till havet, direkt från luften eller indirekt genom avrinning<br />
från land, bidrar i betydande omfattning till gödningseffekter i kustområden<br />
(eutrofiering) både i Östersjön och i Västerhavet. Kritisk belastning<br />
för marin eutrofiering, definierad som kvävetillförsel till haven eller som kritisk<br />
haltnivå för kväve i havsvatten har dock ännu inte kunnat definieras. Metoder<br />
kommer sannolikt att tas fram för att kunna inkludera dessa effekter, eftersom<br />
de är viktiga och i vissa delar av Europa möjligen kan vara styrande för åtgärdsarbetet.<br />
Referenser<br />
Lövblad G (1996): Importance of spatial deposition variations for critical loads Exceedances.<br />
Background paper presenterat vid UNECE Workshop i Wien 22-24 November 1995.<br />
Spatial and Temporal Assessment of Air Pollution Impact on Ecosystems:<br />
Exceedances of Critical Loads and Levels. Sammanställning av bakgrundsrapporter<br />
publicerad av Umweltbundesamt.<br />
Nohrstedt H-Ö & Bertills U (red) (2000): Kritisk belastning. I: Effekter av kvävenedfall<br />
på skogsekosystem. Bertills U och Näsholm T (red) sid 101-110.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5066.<br />
Posch M, de Smet PAM, Hettelingh J-P and Downing RJ (2001):<br />
Modelling and mapping of critical thresholds in Europe. Status report 2001.<br />
Coordination Center for Effects, RIVM report No 259101010, Bilthoven.<br />
Umweltbundesamt (1996): Manual on methodologies and criteria for mapping critical levels/<br />
loads and geographical areas where they are exceeded. UN ECE Convention<br />
on Long-range Transboundary Air Pollution. Texte 71/96, Berlin.<br />
[27]
3. Nationella dataunderlag<br />
för karteringarna<br />
*<br />
G LÖVBLAD, C PERSSON, H ST A A F & A WILANDER<br />
Vid storskalig kartläggning av kritisk belastning behövs ett omfattande dataunderlag.<br />
En stor mängd parametervärden och funktionssamband ingår i beräkningsmodellerna,<br />
och dessa kan erhållas från olika forskningsrapporter eller<br />
vetenskapliga kunskapssammanställningar. Därutöver krävs lokalspecifik<br />
information som indata till modellerna samt geografiskt yttäckande data för att<br />
skala upp resultaten från enskilda provpunkter till regional och nationell nivå.<br />
Sverige är väl försett med nationella databaser för beskrivning av naturmiljön,<br />
vilket har varit till stor hjälp vid beräkning och kartering av kritiska<br />
belastningar. Speciellt viktiga i sammanhanget har Sveriges Lantbruksuniversitets<br />
(SLU) databaser över markanvändning samt tillståndet i sjöar,<br />
skog och skogsmark varit.<br />
Markanvändningsdata från Riksskogstaxeringen och Ståndortskarteringen<br />
används för att kartera känsliga ekosystem i olika områden. Riksinventeringen<br />
av sjöar och vattendrag beskriver det vattenkemiska tillståndet samt<br />
bottenfaunan.<br />
Av stor betydelse är också de data över deposition av försurande ämnen<br />
och baskatjoner som beräknas av SMHI och IVL med användning av mätdata<br />
från den nationella och regionala miljöövervakningen av luftföroreningar.<br />
Förutom de här nämnda databaserna används omfattande information om klimat,<br />
hydrologi och markanvändning från SMHI, SCB och andra källor.<br />
Riksinventeringen av sjöar och vattendrag<br />
Nationella inventeringar av vattenkemin i svenska sjöar utförs sedan 1972.<br />
Från och med 1985 genomförs de vart 5:e år. 1990 års inventering omfattade<br />
något över 4 000 sjöar, med ett statistiskt urval av sjöar från SMHI:s sjöregister<br />
och 1995 togs prover från ca 4 000 sjöar och 700 vattendrag (figur 3.1).<br />
[28]
Av sjöarna ingick 3 025 i det nationella<br />
programmet och för dessa<br />
finns omfattande kringinformation.<br />
Under år 2000 genomfördes<br />
en ny inventering på samma sätt.<br />
Bearbetning av data från denna<br />
pågår och viss nödvändig information<br />
för beräkning av kritisk<br />
belastning saknas i dag vilket gjort<br />
att den senaste riksinventeringen<br />
inte kunnat utnyttjas i denna rapport.<br />
Vid 1995 års inventering analyserades<br />
vattenkemiska parametrar<br />
för samtliga provtagna sjöar och vattendrag, och på ett urval av dessa undersöktes<br />
även metaller och bottenfauna (Wilander m fl, 1998). Urvalet av sjöar<br />
skedde slumpvis efter stratifiering i storleksklasser, så att en större andel av<br />
de större sjöarna provtogs. Detta gjordes för att få ett representativt urval av<br />
de mer betydelsefulla, större sjöarna som är mycket färre än de små sjöarna.<br />
Den vattenkemiska provtagningen utfördes under hösten då sjöarnas vatten<br />
blandas, sjön cirkulerar. I 1995 års riksinventering provtogs sjöar större än<br />
4 hektar, vilket representerar cirka 65 000 av landets ca 95 000 sjöar större än<br />
1 hektar.<br />
Data från 1975 och 1985 års riksinventeringar har utnyttjats bl a för att<br />
beskriva försurningssituationen i svenska vatten och i viss mån även för att<br />
bedöma den framtida försurningsutvecklingen (Bernes, 1986). När sedan<br />
regelbundna beräkningar av kritisk belastning för sjöar inleddes i början av<br />
1990-talet kom vattenkemiska data först från 1990 och sedan från 1995 års<br />
*<br />
FIGUR 3.1<br />
Sjöar för vilka kritisk belastning beräknats<br />
(2 378 st). Data från Riksinventeringen<br />
1995. Endast sjöar med en<br />
åkerareal i tillrinningsområdet mindre<br />
än 10 % ingår.<br />
[29]
iksinventering till användning. Data från 1990 års inventering användes tillsammans<br />
med finska och norska sjöinventeringar för en gemensam samnordisk<br />
redovisning av kritisk belastning (Henriksen m fl, 1992). För Riksinventeringen<br />
1995 finns kringinformation som medger beräkningar av kritisk<br />
belastning och överskridande med den s k FAB-modellen. För beräkning<br />
av kritisk belastning har endast resultaten från 2 378 av 4 000 sjöar använts.<br />
Underlag för beräkningar, såsom markanvändning finns endast för de sjöar<br />
som ingick i det nationella programmet. Vidare har de sjöar som hade mer än<br />
10 % jordbruk i tillrinningsområdet ej inkluderats. Resultaten från beräkningarna<br />
av kritisk belastning för sjöar framgår av kapitel 6.<br />
Eftersom ett stort antal av Sveriges försurade sjöar har kalkats bör även<br />
dessa ingå i beräkningar av kritisk belastning. Men vattenkemin har förändrats<br />
genom kalkningen. För att i möjligaste mån kompensera för detta har<br />
en korrektion gjorts. Under förutsättning att tillförd kalk uteslutande innehåller<br />
kalksten (CaCO 3 ) så kan en Ca/Mg kvot för närbelägna sjöar användas<br />
för att beräkna en korrigerad kalciumhalt.<br />
Information om riksinventeringen redovisas i Wilander m fl (1998). Data för<br />
de genomförda riksinventeringarna finns att hämta på SLU, Institutionen för<br />
miljöanalys hemsida http://www.ma.slu.se, välj; Data finns här.<br />
Riksskogstaxeringen<br />
Rikskogstaxeringen, som genomförs vid Sveriges Lantbruksuniversitet (SLU)<br />
och finansieras av Skogsstyrelsen, är en nationell inventering för att insamla,<br />
analysera och presentera statistik om Sveriges skogar och annan naturmiljö.<br />
Insamlingen, som inleddes redan på 1920-talet, görs numera i form av systematiska<br />
stickprov som årligen tas över hela landet. Varje taxeringsomdrev är<br />
som regel 10 år, och under den perioden taxeras hela Sveriges landyta. Det<br />
senaste omdrevet startade 1993. Stickproven har gjorts som cirkulära ytor längs<br />
sidorna på kvadratiska eller rektangulära taxeringstrakter, vars sidlängd varierade<br />
från 300 meter längst i söder till 1 800 meter i norr. I varje så kallad trakt har<br />
undersökts bl a virkesförråd för olika trädslag, trädålder, tillväxt, avverkning<br />
och återväxtresultat. Hälften av trakterna är tillfälliga, medan den andra hälften<br />
är permanenta. Provytor i de permanenta trakterna har utgjort en viktig<br />
del i den nationella miljöövervakningen och utnyttjats bl a av Ståndortskarteringen.<br />
Vid beräkningen av kritisk belastning för skogsmark har data från<br />
[30]
*<br />
FIGUR 3.2<br />
Skogsytor för vilka kritisk belastning<br />
beräknas för skogsmark (1 883 st).<br />
de 1 883 s k förrådsytorna i Rikskogstaxeringens<br />
permanenta trakter i<br />
skogsmark utnyttjats (figur 3.2).<br />
Med utgångspunkt från varje<br />
provytas virkesförråd, beståndsålder<br />
och bonitet har den genomsnittliga<br />
volymstillväxten under en för området<br />
normal rotationsperiod beräknats.<br />
Volymstillväxten har sedan räknats<br />
om till biomassatillväxt med hjälp av<br />
tillväxtfunktioner för olika trädslag<br />
(Marklund, 1988) inom beräkningssystemet<br />
HUGIN. Genom att kombinera<br />
biomassaproduktionen med data<br />
på halter av kväve och baskatjoner<br />
(Ca, Mg, K) beräknas det genomsnittliga<br />
nettoupptaget i stam inklusive<br />
stambark under en skogsgeneration, separat för gran, tall och lövträd.<br />
Mer information om Riksskogstaxeringen återfinns i boken Skog och mark<br />
i Sverige (Lindroth m fl, 1995) samt på SLU:s hemsida (http://www.slu.se/<br />
fortlöpandemiljöanalys/databaser).<br />
Ståndortskarteringen<br />
Ståndortskarteringen genomförs i SLU:s regi och finansieras av <strong>Naturvårdsverket</strong>.<br />
Karteringen sker på Riksskogstaxeringens fasta provytor över hela<br />
landet, och den första provtagningen skedde 1983–1987. Den omfattade<br />
ca 23 000 provytor, varav ca 18 000 i skogmark. I denna första ståndortskartering<br />
ingick momenten ståndortsbeskrivning, jordmånsbeskrivning, markprovtagning<br />
och vegetationsbeskrivning. En ny kartering påbörjades 1993<br />
och omdrevsperioden har utsträcks från fem till tio år. En databas för Stånd-<br />
[31]
ortskarteringen har upprättas vid Institutionen för skoglig marklära i Uppsala,<br />
och kan nås via www.sml.slu.se/sk.<br />
Ståndortskarteringen 1983–1987 har varit en viktig datakälla vid beräkningarna<br />
av kritisk belastning för aciditet i skogsmark. Beräkningar av mineralogi<br />
och geokemi har gjorts med hjälp av analyser på mineraljordsprover<br />
från de 1 883 provytorna över hela landet, figur 3.2 (Melkerud m fl, 1992).<br />
Dessa provytor representerar endast markslaget skogsmark, dvs mark som<br />
kan producera minst 1 skogskubikmeter per ha och år. Av proverna kommer<br />
ca 1 500 från moränmark och ca 300 från sedimentmark. Fjäll, fjällbarrskog,<br />
myrar, berg och andra impediment har inte ingått i provtagningen. Totalt har<br />
djupprovtagningen skett på något över 2 000 provytor, men ca 200 prover<br />
med hög humushalt har sorterats bort. Dessa uteslutna prover kommer sannolikt<br />
från sumpskogar och annan produktiv skogsmark med torv, som således<br />
kan vara något underrepresenterade i karteringen av kritisk belastning.<br />
Proverna har tagits på 50 cm djup (B/C-horisont) och analyserna har<br />
skett på finjordsfraktionen (partiklar
Rörvik<br />
Underlagsdata och metodik<br />
Nedfall mäts i Sverige i olika övervakningsnät, se figur 3.3. I det internationella<br />
nätverket inom EMEP, mäts lufthalter av svavel- och kväveföreningar<br />
samt nederbördshalter av sulfat, nitrat, ammonium, pH, klorid och baskatjoner<br />
med dygnsupplösning på fem svenska stationer. Månadsvisa nederbördshalter<br />
av sulfat, nitrat, ammonium, pH, klorid och baskatjoner mäts i den<br />
nationella miljöövervakningen på ett 30-tal platser och det våta nedfallet<br />
beräknas. Nedfall under skog, krondropp, vilket utgör underlag för att<br />
bestämma totaldepositionen, mäts månadsvis på ca 100 skogliga övervakningsytor<br />
inom ramen för mätningar åt länsstyrelser, luftvårdsförbund och<br />
skogsvårdsstyrelser. Parallellt med krondroppet mäts nederbörden på öppet<br />
fält. Dessutom mäts lufthalter av SO 2, NO 2, och O 3 månadsvis, både i anslut-<br />
EMEP-nätet Nederbördskemiska<br />
nätet<br />
Bredkälen<br />
*<br />
Vavihill<br />
FIGUR 3.3<br />
Esrange<br />
Aspvreten<br />
Sandnäset<br />
Tandövala<br />
Ammarnäs<br />
Djursvallen<br />
Nedre<br />
Bredkälen<br />
Abisko<br />
Esrange<br />
Pålkem<br />
Reivo<br />
Docksta<br />
Stormyran<br />
Jädraås<br />
Rickleå<br />
Forshult<br />
Ryda Kungsgård<br />
Kindlahöjden<br />
Tyresta<br />
Sjöängen<br />
Granan<br />
Aspvreten<br />
Gårdsjön<br />
Svartedalen Norra Kvill<br />
Gotska<br />
Sandön<br />
Boa Berg Aneboda<br />
Nore/Maistre<br />
Vavihill Sännen<br />
Arup<br />
Krondroppsnätet<br />
Kartor över mätstationer inom den nationella och regionala miljöövervakningen i Sverige.<br />
[33]
ning till många krondroppsytor och till mätstationerna inom nederbördskemiska<br />
nätet. För närvarande utnyttjas data från såväl EMEP som den<br />
nationella miljöövervakningen för beräkningar med MATCH-Sverigemodellen<br />
av svavel och kväve i svensk bakgrundsluft. Se figur 3.3.<br />
Resultaten från mätningarna ger en uppfattning om vilka nedfallsmängder<br />
som förekommer och hur de varierar över landet. Den våta depositionen<br />
är väl kvantifierad över Sverige. Det är dock inte möjligt att utifrån enbart<br />
mätningar kvantifiera det totala (våta och torra) nedfallet av svavel, kväve och<br />
baskatjoner över ekosystemen. Modeller behövs som komplement för att<br />
uppskatta torrdepositionen. Våtdepositionen och torrdepositionen bestäms<br />
ofta var för sig, vare sig man mäter eller beräknar.<br />
Svavel- och kvävedeposition för det europeiska<br />
åtgärdsarbetet och för nationella beräkningar<br />
För det europeiska åtgärdsarbetet används EMEP-modellens depositionsdata<br />
beräknade i ett nät över Europa med rutstorleken 150 x 150 km (EMEP/<br />
MSC-W, 1998) och under det senaste året även med 50 x 50 km-rutor. Den<br />
stora fördelen med att använda depositionsdata från EMEP-modellen är att<br />
de ger enhetligt framtagna data över hela Europa och särskilt att de har en<br />
återkoppling till utsläppskällorna. Nackdelen är att den storskaliga beräkningen<br />
inte förmår att ta hänsyn till lokala depositionsvariationer, till exempel<br />
till olika typer av markanvändning.<br />
För att kartera depositionen över Sverige till beräkningar av överskridande<br />
av kritisk belastning har därför en mer finskalig metodik, 11 x 11 km,<br />
utarbetats som tar hänsyn till olika markanvändning inom rutan; öppna fält<br />
och sjöytor samt olika typer av skog. MATCH-Sverigemodellen är anpassad<br />
att beräkna såväl ekosystem-specifik deposition som totaldeposition till en<br />
ruta.<br />
De storskaliga beräkningarna utnyttjar endast ett depositionsvärde till en<br />
150 x 150 km ruta med en fördelning av kritiska belastningsgränser. De mer<br />
finskaliga depositionsdata som används för nationella kartor och som tar hänsyn<br />
till olika deposition vid olika markanvändning ger därmed en variation i<br />
depositionsdata och kommer därför att ge större överskridande och överskridanden<br />
över större arealer än vad de europeiska beräkningarna med IIASAmodellen,<br />
se vidare kapitel 7.<br />
[34]
Baskatjondeposition för beräkning av kritisk belastning<br />
Även depositionsdata för baskatjoner krävs för att beräkna den kritiska<br />
belastningen. Beräkningar av baskatjondepositionen är osäkra, speciellt förden<br />
torra depositionen. För närvarande används flera olika metoder, se<br />
Lövblad m fl, 2000a.<br />
De resultat som redovisas har uppskattats genom att resultat från krondropps-<br />
och våtdepositionsmätningar interpolerats över landet (Lövblad m fl,<br />
1992). Natrium har utnyttjas som indikator, eftersom trädens upptag eller utläckage<br />
av natrium anses försumbart i förhållande till depositionen. Kvoten<br />
mellan krondroppet, som motsvarar totaldepositionen till skog av natrium,<br />
och våtdepositionen antas i uppskattningarna gälla för alla baskatjoner. I<br />
Lövblad m fl, (2000a) beskrivs metodiken för att uppskatta baskatjondeposition<br />
mer i detalj.<br />
Presentation av depositionsdata<br />
Uppgifter om depositionen av svavel, kväve och baskatjoner i Sverige kan<br />
numera hämtas på internet. På IVL:s hemsida (http://www.ivl.se) återfinns<br />
mätdata från EMEP-nätet, nederbördskemiska nätet och de regionala skogsytorna.<br />
På SMHI:s hemsida (http://www.smhi.se, välj; Klimat & miljö,<br />
Atmosfärkemi) finns den med MATCH-Sverigemodellen beräknade depositionen,<br />
som kartor och datafiler.<br />
Deposition av svavel och kväve<br />
Kartorna i figur 3.4 visar på ett liknande depositionsmönster över landet för<br />
svavel och för kväve. Det största nedfallet erhålles över Skåne och Västkusten,<br />
främst över de höglänta delarna. I södra delarna av landet uppgår svavelnedfallet<br />
till 7–10 kg S/ha och år, nedfallet av nitratkväve till 5–7 kg N/ha<br />
och år och nedfallet av ammonium-kväve till över 7–10 kg N/ha och år.<br />
Norrut i Sverige minskar nedfallet av svavel till 1–2 kg S/ha och år och det<br />
totala nedfallet av oxiderat och reducerat kväve till 2–3 kg N/ha och år.<br />
Genomsnittligt deponeras ungefär lika mycket nitratkäve som ammoniumkväve<br />
över Sverige. I områden med stora ammoniakutsläpp dominerar dock<br />
depositionen av reducerat kväve.<br />
I verkligheten är de lokala variationerna avsevärt större än vad kartorna<br />
visar, genom att markanvändningen så kraftigt påverkar torrdepositionens<br />
[35]
*<br />
storlek. En mer detaljerad beskrivning av den tidsmässiga och rumsmässiga<br />
variationen i totaldeposition över Sverige, samt i bidraget från våt- respektive<br />
torrdeposition, kan ses i Lövblad m fl, (1995).<br />
Deposition av baskatjoner<br />
Baskatjondepositionen uppvisar en stor variation mellan olika platser.<br />
Figur 3.5 visar våt- och torrdeposition samt totaldeposition för baskatjoner<br />
exklusive havssaltsbidraget. Största totaldepositionen, mer än 400 ekv/ha och<br />
år, förekommer längs västkusten bl a beroende på stora nederbördsmängder.<br />
Här förekommer också de största gradienterna. I stora delar av södra upp till<br />
mellersta Sverige är baskatjondepositionen lägre, mellan 100 och 200 ekv/ha<br />
och år och i norr
*<br />
FIGUR 3.5<br />
BC* våtdeposition<br />
50-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
7 0 - 50<br />
117 50 - 100<br />
62 100 - 200<br />
7 200 - 400<br />
0 400 - 700<br />
103<br />
40<br />
40<br />
10<br />
0<br />
BC* torrdeposition<br />
50-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
0 - 50<br />
50 - 100<br />
100 - 200<br />
200 - 400<br />
400 - 700<br />
BC* våt- + torrdep.<br />
50-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
0<br />
66<br />
70<br />
49<br />
8<br />
Baskatjondeposition, 1997, till granskog uppskattad ur krondroppsresultat, våtdeposition,<br />
torrdeposition, totaldeposition = summan av våt och torr deposition. Viktade medianvärden,<br />
ekvivalenter per hektar och år.<br />
0 - 50<br />
50 - 100<br />
100 - 200<br />
200 - 400<br />
400 - 700<br />
katjondeposition att det svenska antropogena bidraget till depositionen –<br />
med vissa undantag – är litet (Lövblad m fl, 2000a). Havssalt, långdistanstransport<br />
och naturliga processer är viktiga källor till baskatjondepositionen<br />
över Sverige.<br />
Framtida depositionsnivåer<br />
Om åtagandena i Multiprotokollet efterlevs kommer nedfallet av svavel och<br />
kväve över Sverige efterhand att ytterligare minska. År 2010, beräknas<br />
svaveldepositionen i södra Sverige minska med ca 40 % jämfört med 1997 års<br />
deposition och i mellersta och norra Sverige med ca 25 %. Depositionen<br />
av nitratkväve beräknas minska med ungefär en tredjedel över hela landet<br />
medan depositionen av ammoniumkväve kommer att minska med ca 20–25 %<br />
i sydligaste Sverige men med mindre än 10–15 % i norr. (Lövblad m fl,<br />
2000b).<br />
[37]
Referenser<br />
Bernes C (1996): Sura och försurade vatten. Monitor 1996, <strong>Naturvårdsverket</strong> Informerar.<br />
Bertills U & Näsholm T (red) (2000): Effekter av kvävenedfall på skogsekosystem.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5066.<br />
EMEP/MSC-W (1998): Transboundary Acidifying Air Pollution in Europé.<br />
MSC-W Status Report 1998. Meteorological Synthesizing Centre–West,<br />
Norwegian Meteorological Institute.<br />
Henriksen A, Kämäri J, Posch M & Wilander A (1992): Critical loads of acidity:<br />
Nordic surface waters. Ambio 21:356-363.<br />
Lindroth S (red) (1995): Skog och mark i Sverige.<br />
Fakta från Riksskogstaxeringen, Sveriges lantbruksuniversitet.<br />
Lövblad G, Andersen B, Hovmand M, Joffre S, Pedersen U & Reisell A (1992):<br />
Mapping deposition of sulphur, nitrogen and base cations in the Nordic Countries.<br />
IVL Rapport B1055.<br />
Lövblad G, Kindbom K, Grennfelt P, Hultberg H & Westling O (1995):<br />
Deposition of acidifying substances in Sweden. Ecological Bulletins, 44:17-34.<br />
Lövblad G, Persson C & Roos E (2000a): Base cation deposition in Sweden.<br />
Swedish Environmental Protection Agency. Report nr 5119<br />
Lövblad G, Alveteg M & Moldan F (2000b): Framtidsutsikter.<br />
I: Warfvinge P & Bertills U (red), Naturens återhämtning från försurning<br />
– aktuell kunskap och framtidsscenarier. <strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5028.<br />
Marklund, L G (1988): Biomassafunktioner för tall, gran och björk i Sverige.<br />
Institutionen för skogstaxering, Sveriges lantbruksuniversitet. Umeå, Rapport 45.<br />
Melkerud P-A, Olsson M & Rosén K (1992): Geochemical atlas of Swedish forest soils.<br />
Sveriges lantbruksuniversitet, Institutionen för skoglig marklära,<br />
Rapporter i skogsekologi och skoglig marklära 65.<br />
Persson C, Langner J & Robertson L (1995): Regional spridningsmodell för Sverige.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 4386.<br />
Wilander A, Johnson R K, Goedkoop W & Lundin L (1998): Riksinventering 1995,<br />
En synoptisk studie i vattenkemi och bottenfauna i svenska sjöar och vattendrag.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 4813.<br />
[38]
4. Introduktion till beräkning<br />
av kritisk belastning för<br />
försurning<br />
*<br />
L RAPP, H SVERDRUP, H STAAF, A WILANDER & P WARFVINGE<br />
I Sverige beräknas kritisk belastning för försurande svavel och kväve för två<br />
typer av ekosystem; skogsekosystem och vattenekosystem, som i det följande<br />
benämns skogsmark och sjöar. I detta kapitel beskrivs de grundläggande<br />
principerna bakom beräkningarna. Svenska karteringar av kvävets övergödande<br />
effekt har hittills gjorts för skogsmark, men inte för sjöar eftersom en<br />
tillförlitlig modell saknas. I kapitel 5 och 6 behandlas skogsmark och sjöar<br />
ingående var för sig, och i kapitel 7 redogörs för hur beräkningar för skogsmark<br />
och sjöar vägs ihop för att få en totalbild av kritisk belastning för försurning<br />
i Sverige.<br />
Kritisk belastning,<br />
ett begrepp med olika beräkningssätt<br />
Beräkning av kritisk belastning grundas på bestämda principer men kan<br />
uttryckas på flera sätt. Här presenteras först den metod som används i det<br />
europeiska luftvårdsarbetet, och som bygger på att effekten av svavel- och<br />
kvävedeposition hålls isär. Därefter beskrivs den metod som används i<br />
Sverige, där den kritiska belastningen uttrycker den samlade effekten av försurande<br />
påverkan.<br />
Kritisk belastning enligt Luftvårdskonventionens metod<br />
Det europeiska luftvårdsarbetet inom UN-ECE och EU syftar till att optimera<br />
utsläppsbegränsningarna av svavel och kväveföreningar. Målet är att<br />
få så stor miljöförbättrande effekt som möjligt för en viss ekonomisk insats.<br />
[39]
I optimeringsprocessen måste försurningsverkan från svavel och kväve skiljas<br />
åt och behandlas var för sig. Detta beror på att åtgärderna i praktiken berör<br />
vitt skilda samhällssektorer (transporter, energiförsörjning, industri, jordbruk)<br />
där kostnaden för och möjligheterna att minska utsläppen varierar.<br />
Metodiken har utarbetats inom konventionsarbetet (Posch m fl, 1995,<br />
1999) och bygger på att den kritiska belastningen delas upp i olika komponenter<br />
som tillsammans bildar den s k CL-funktionen (figur 4.1). Det krävs<br />
tre parametrar för att beskriva den kritiska belastningen, en för svavel och två<br />
för kväve. Att man behöver två parametrar för kväve beror på att kvävedepositionen<br />
är försurande först när den överskrider en viss nivå, CL min(N).<br />
Förutom detta minimivärde på kvävenedfallet behövs ett mått på den maximala<br />
kvävedeposition som ekosystemet tål ur försurningssynpunkt. Denna<br />
maximala deposition, CL max(N), beskriver den kritiska belastningen av kväve<br />
när svaveldepositionen är noll. Som framgår på sid 50 är CL max(N) summan av<br />
CL max(S) och CL min(N). De tre parametrarna används när den kritiska belastningen<br />
ska jämföras med det verkliga nedfallet av svavel och kväve i syfte att<br />
definiera om depositionen överskrider den kritiska belastningen. I bilaga 1<br />
återfinns en härledning av kritisk belastning för försurning med tonvikten på<br />
CLmax(S)<br />
*<br />
[40]<br />
Sdep<br />
FIGUR 4.1<br />
Nedfall < kritisk belastning<br />
CLmin(N)<br />
Nedfall > kritisk belastning =<br />
överskridande<br />
CLmax(N)<br />
Kritisk belastning i det europeiska luftvårdsarbetet uttrycks med CLmax(S), CL min (N) och<br />
CL max N) som bildar CL-funktionen. Den beskriver alla kombinationer av svavel- och kvävenedfall<br />
som motsvarar den kritiska belastningen för försurning. Om nedfallet ligger ovan<br />
linjen innebär detta ett överskridande av den kritiska belastningen. Ett överskridande kan<br />
minskas på många sätt; antingen genom att minska enbart svavel (svart pil) eller enbart<br />
kväve (streckad pil) eller kombinationer av dessa (röda pilar).<br />
Ndep
metodiken med en CL-funktion. Observera att de här använda kväveparametrarna<br />
endast beskriver kvävets försurande verkan. I kapitel 8 introduceras<br />
ytterligare en parameter som avser kvävets övergödande effekt.<br />
TABELL 4.1. Data som levereras till det europeiska luftvårdarbetet för kritisk belastning för<br />
försurning och eutrofiering av skogsmark och sjöar. Om inte annat anges är enheten ekv/ha·år.<br />
Data levereras för varje beräkningspunkt för skogsmark (F-forest) och sjöar (L-lakes).<br />
PARAMETER F/L FÖRKLARING<br />
CLmax(S) F/L maximalt acceptabelt svavelnedfall utan försurningspåverkan<br />
från kväve<br />
CLmin (N) F/L maximalt acceptabelt kvävenedfall som ej verkar försurande<br />
CLmax(N) F/L maximalt acceptabelt kvävenedfall utan något svavelnedfall<br />
CLnutr (N) F maximalt acceptabelt kvävenedfall för eutrofiering av skogsmark<br />
BC * dep F nedfall av baskatjoner exklusive havssalter<br />
BCw F vittring av baskatjoner i rotzonen<br />
BCu F/L upptag av baskatjoner (Ca2+ , Mg2+ och K + ) i stamved som<br />
bortförs med avverkning<br />
ANCle, crit F den kritiska utlakningen av ANC från markprofilen<br />
Q([BC * ] o -<br />
ANClimit )<br />
L denna parameter innehåller den kritiska utlakningen av ANC<br />
från avrinningsområdet för sjöar, Q . ANClimit , där Q är avrinning<br />
och ANClimit den kritiska koncentrationen av ANC i sjön.<br />
[BC * ] o är den förindustriella koncentrationen av baskatjoner i sjön<br />
Nu F/L upptag av kväve i stamved som bortförs med avverkning<br />
Nimm F/L immobilisering av kväve<br />
Nde F kväveförlust till atmosfären med denitrifikation<br />
Vikt, km2 F/L för varje 50 x 50 km EMEP-cell ska varje beräkningspunkt ges<br />
en vikt (betydelse)<br />
Sverige har levererat data till det internationella arbetet i princip vartannat år<br />
sedan 1990. Sedan 1997 har alla storheter i tabell 4.1 inrapporterats. I en serie<br />
rapporter har UN-ECE redovisat konventionsländernas bidrag i form av data,<br />
kartor och metodik (Hettelingh m fl, 1991; Downing m fl, 1993; Posch m fl,<br />
1995, 1997, 1999, 2001).<br />
Kapitel 6 om sjöar presenterar metodiken baserat på en CL-funktion. I<br />
kapitel 7 (kombination av skogsmark och sjöar) används CL-funktionen även<br />
[41]
för skogsmark för att belysa hur Sveriges inrapporterade data kommer till<br />
användning internationellt.<br />
Kritisk belastning enligt den svenska metoden<br />
I Sverige har man det senaste decenniet använt begreppet ”Critical load of<br />
actual acidity” när man talar om kritisk belastning för försurning. Detta<br />
begrepp betecknar vi fortsättningsvis CL(acidity) i brist på en bra svensk<br />
term. Tanken med CL(acidity) är att uttrycka den kritiska belastningen som<br />
en stabil egenskap hos ekosystemet, baserad på de naturgivna egenskaperna<br />
mark och klimat, men som kan beskrivas utan processer som är knutna till<br />
markanvändningen. (Sverdrup & de Vries, 1994; Hettelingh & de Vries,<br />
1992). Metodiken för beräkning av CL(acidity) och överskridande redogörs<br />
på sid 47–51.<br />
Det är viktigt att påpeka att markanvändningen ingår och har samma<br />
betydelse för beräknandet av överskridande av kritisk belastning oavsett om<br />
den europeiska eller den svenska metoden används. Båda metoderna bygger<br />
på samma grundläggande principer, men skillnaden är hur man beskriver den<br />
kritiska belastningen.<br />
Framställningen i kapitel 5 om skogsmark och kapitel 6 om sjöar baseras<br />
på CL(acidity).<br />
Kritisk belastning och ekosystemen<br />
För att praktiskt kunna använda begreppet kritisk belastning, som ett verktyg i<br />
arbetet med att minska de försurande utsläppen, måste modeller användas som<br />
avgränsar och förenklar den biologiska och geokemiska verkligheten.<br />
Steady-state<br />
Generellt uppstår markförsurning så snart depositionen av försurande ämnen<br />
inte längre kan balanseras av enbart vittring. Markförsurning innebär att markens<br />
förråd av utbytbara baskatjoner börjar tömmas och ersätts av vätejoner<br />
och, vid sjunkande pH, även aluminiumjoner. Resultatet blir att markens<br />
basmättnadsgrad sjunker. I beräkningarna av kritisk belastning förutsätts att<br />
detta inte sker, dvs att det finns en långsiktig balans mellan källor och sänkor<br />
för buffrande processer, där källorna är outtömliga, t ex vittring och deposition<br />
av baskatjoner.<br />
[42]
En viktig avgränsning är således att kortsiktiga buffrande processer, som<br />
t ex jonbytesreaktioner och svaveladsorption, ej ingår i modellerna för beräkning<br />
av den kritiska belastningen. Detta betyder i sin tur att modellerna beräknar<br />
ett tänkt sluttillstånd då mark- och sjökemi inte längre ändrar sig med<br />
tiden. Ett sätt att uttrycka detta är att systemet (markprofilen, sjön) befinner<br />
sig i ett stationärt tillstånd, steady-state. I modeller baserade på steady-state,<br />
t ex SS<strong>MB</strong> och PROFILE (Sverdrup m fl, 1990), kan effekter av årtidsväxlingar,<br />
t ex surstötar i samband med snösmältning, inte behandlas.<br />
Eftersom tidsfaktorn inte är definierad går det inte att göra prognoser eller<br />
besvara frågor av typen; ”När försurades sjön?” eller ”När kommer mark- och<br />
sjökemin att återställas till ett acceptabelt tillstånd”. Frågorna som kan besvaras<br />
med en steady-state-modell blir i stället; ”Vad blir mark- och sjökemin om nedfallet<br />
av svavel och kväve förblir på en viss nivå under en lång tid?” eller ”Hur<br />
mycket större är det verkliga nedfallet än det nedfall som ekosystemet långsiktigt tål?”<br />
För att även kunna ta hänsyn till tidsfaktorn måste dynamiska modeller<br />
som t ex MAGIC (Cosby m fl, 1985) och SAFE (Warfvinge m fl, 1992) användas.<br />
Dynamiska modeller används för att studera och analysera försurningsförlopp,<br />
och de fyller en viktig funktion när effekten av nedfallsminskningar<br />
Koncentration<br />
*<br />
steady-state steady-state steadystate<br />
BC*<br />
ANC<br />
SO4*<br />
FIGUR 4.2<br />
I II III IV V<br />
Tid<br />
Ett schematisk händelseförlopp för en sjöförsurning. De stabila tidsperioderna där koncentrationerna<br />
ej ändras med tiden, dvs när steady-state råder, är indikerade.<br />
[43]
ska utredas. Återhämtning och återhämtningsprocesser beskrivs närmare i<br />
Warfvinge & Bertills (2000). Dynamiska modeller har ännu inte använts som<br />
underlag för optimeringar inom konventionsarbetet.<br />
Ett sätt att illustrera skillnaden mellan dynamiska och steady-statemodeller<br />
är att studera hur försurning av en sjö inklusive dess återhämtning<br />
går till. Rent hypotetiskt kan fem faser urskiljas från det att sjön försuras till<br />
att den har återställts till sin ursprungliga status, figur 4.2. Observera att det<br />
som följer är mycket översiktligt; i verkligheten råder sällan steady-state. Det<br />
senare är givetvis en fråga om vilken tidsrymd som betraktas och hur strikt<br />
man definierar steady-state.<br />
Till en början är sjön i sitt naturliga eller förindustriella tillstånd, då antropogena<br />
aktiviteter ännu inte förmått ändra sjökemin nämnvärt. Detta är det tillstånd<br />
som många modeller för försurning avser att återskapa, dvs hur det såg<br />
ut i sjöarna i förindustriell tid.<br />
I I mitten av 1800-talet börjar industrialiseringen ge upphov till ett ökat<br />
utsläpp och nedfall av försurande svavel. Marken försuras eftersom jonbytesreaktioner<br />
och sulfatadsorption neutraliserar den ökande tillförseln av<br />
vätejoner. Notera att sjövattnets buffertkapacitet (uttryckt som ANC) är<br />
oförändrad eftersom koncentrationen av baskatjoner ökar i samma takt<br />
som sulfat. För detaljer om buffertkapacitet se faktaruta.<br />
II Förr eller senare börjar förrådet av baskatjoner i marken att tömmas varvid<br />
ANC i avrinningsvattnet sjunker drastiskt med en sjöförsurning som<br />
följd. Här kan också direktdeposition till sjön ha en stor betydelse om<br />
sjöarean utgör en betydande del av avrinningsområdet.<br />
III Svaveldepositionen ligger på en hög och stabil nivå. Med tiden ställer<br />
sjön också in sig på ett nytt stationärt kemiskt tillstånd där både marken<br />
och sjön är försurade.<br />
IV Här har åtgärder vidtagits som lett till en minskning av svavelnedfallet.<br />
Jonbytesförrådet i marken börjar åter fyllas på med baskatjoner och det<br />
svavel som fastlades i försurningsfasen kan lösas ut igen. Denna fas är<br />
motsatsen till fas I; här återhämtas marken vilket fördröjer återhämtningen<br />
i sjön.<br />
V Slutligen har mark- och sjökemin återställts och ett nytt stationärt tillstånd<br />
infinner sig.<br />
[44]
*<br />
F A K T A R U T A<br />
Buffertkapacitet<br />
Buffertkapaciteten för vatten kan bestämmas med en alkalinitetstitrering. Alkaliniteten<br />
anger hur mycket syra som åtgår för att sänka pH till ett bestämt värde. Vanligtvis väljs<br />
slut-pH för titreringen till 5,6 där allt HCO -<br />
3 har förbrukats. Om vattenprovet har ett pH<br />
lägre än 5,6 blir den mängd lut som behövs för att nå pH 5,6 ett mått på vattnets aciditet.<br />
I begreppet kritisk belastning används ANC (Acid Neutralizing Capacity) som ett mått<br />
på buffertkapacitet. Utifrån en laddningsbalans för ingående joner kan ANC uttryckas<br />
på två sätt:<br />
1. Ej direkt pH-beroende joner:<br />
ANC = Na +<br />
[ ] + Ca 2+<br />
[ ] + Mg 2+<br />
[ ] + K +<br />
+ 2-<br />
-<br />
[ ] + [ NH4 ] - [ SO4 ] - [ NO3 ]-Cl -<br />
[ ]<br />
2. pH-beroende joner:<br />
-<br />
2-<br />
ANC = [ HCO3 ] + [ CO3 ]+ R -<br />
[ ] - H +<br />
[ ] - Al n+<br />
[ ]<br />
Notera att ekvation 1 och 2 är helt likvärdiga uttryck och det är alltid protonövergångar<br />
(då en förening avger eller tar upp en vätejon) som ligger till grund för alla ANC-ändringar.<br />
Ekv 1 är mycket användbar eftersom den direkt kan användas i de massbalanser som<br />
ingår i modellerna för beräkning av kritisk belastning. Om pH måste bestämmas är det<br />
dock nödvändigt att använda Ekv 2. Det senare är fallet för PROFILE (se kapitel 5) där<br />
vittringshastigheten beror av pH.<br />
ANC är ett mått på den totala buffertkapaciteten. Med ”total” avses här att även anjoner<br />
till starka organiska syror ingår. En titrering av ett humöst vattenprov (t ex 10 mg/l<br />
DOC) från pH 7,5 till 5,6 ger att ca 15 % av alla organiska anjoner har protonerats. Detta<br />
är anledningen till att ANC alltid är högre än alkaliniteten i humösa vatten. ANC antar<br />
både positiva som negativa värden.<br />
Ett negativt värde på ANC brukar också benämnas aciditet. Aciditeten som tillförs<br />
via deposition på en yta (Dep) kan därför uttryckas som (ekv/ha och år):<br />
Aciditet = Dep SO4 + Dep NO3 + Dep Cl -Dep Na +Ca+Mg +K -Dep NH4<br />
[45]
Långsiktighet – hållbar utveckling – risk för skador<br />
Kritisk belastning för försurning används som ett riktmärke för vad naturen<br />
tål av försurande nedfall. Detta innebär att ekosystemen ska skyddas mot<br />
skador som kan uppkomma om nedfallet blir för surt. Detta betyder inte att<br />
alla tänkbara förändringar inom ett ekosystem kan undvikas. Principen är att<br />
en långsiktig bärkraft ska eftersträvas, dvs allvarliga negativa effekter på lång<br />
sikt ska undvikas.<br />
Den kritiska belastningen uttrycker känsligheten för surt nedfall, medan<br />
överskridandet, dvs skillnaden mellan det aktuella nedfallet och den kritiska<br />
belastningen, indikerar om skador kan uppkomma. Ett överskridande anger<br />
att det finns en risk att skador kan uppträda. Däremot säger det inte när en<br />
sådan påverkan kommer att ske eller vilken omfattning skadorna kommer att<br />
få. På samma sätt betyder ett underskridande att skador inte uppkommer<br />
enligt nuvarande kunskap. Detta sätt att använda tröskelvärden som definierar<br />
om skador kommer att ske eller inte är enkelt. Det finns dock flera källor<br />
till osäkerheter t ex indata till modellerna vilket gör att den kritiska belastningsgränsen<br />
i praktiken är ett intervall i stället för en definierad gräns<br />
(Barkman, 1998).<br />
Beräkningsförfarande<br />
Beräkning av kritisk belastning utgår alltid från ekosystemnivån, figur 4.3.<br />
För varje ekosystem väljs en biologisk indikator, en indikatororganism, som<br />
representerar en känslig komponent<br />
i ekosystemet. När<br />
Ekosystem<br />
indikatororganismen tar skada<br />
indikerar detta att hela eko-<br />
Biologisk indikator<br />
systemet förändras på ett all-<br />
Kemiskt kriterium<br />
varligt sätt. För att kunna<br />
kvantifiera om skadliga effek-<br />
Kritiskt kemiskt värde<br />
ter inträffar måste indikatorns<br />
*<br />
[46]<br />
FIGUR 4.3<br />
Principen för beräkning av kritisk<br />
belastning och överskridande.<br />
Data<br />
Nedfall<br />
Beräkningsmetod<br />
Kritisk belastning<br />
Överskridande
eaktion kopplas samman med ett kemiskt kriterium, samt med ett kritiskt<br />
kemiskt värde på detta kriterium som går att mäta eller kan beräknas.<br />
Därefter kan den kritiska belastningen och överskridandet beräknas.<br />
Biologisk indikator, kemiskt kriterium<br />
och kritiskt kemiskt värde<br />
I Sverige har kritisk belastning för försurning hittills beräknats för två ekosystemtyper,<br />
skogsmark och sjöar. För skogsmark har skogsträd (gran, tall,<br />
björk, bok och ek) utgjort den biologiska indikatorn och för sjöar har försurningskänsliga<br />
fiskarter, främst laxfiskar utnyttjats.<br />
För skogsmark har kvoten mellan baskatjoner och aluminium i marklösningen,<br />
den s k BC/Al-kvoten, använts som kemiskt kriterium. Vid långvarig<br />
kraftig försurning minskar BC/Al-kvoten till följd av att koncentrationen<br />
av aluminium stiger då pH i markvattnet sjunker. Principen bakom<br />
användandet av BC/Al-kvoten är att höga halter av aluminium minskar<br />
näringsupptaget medan baskatjoner, i första hand kalcium, motverkar skadliga<br />
effekter. Blir det för mycket aluminium i förhållande till baskatjoner i<br />
marklösningen hotas på sikt skogens hälsa och tillväxt. Relevansen av BC/Alkvoten<br />
har diskuterats mycket i forskarkretsar (Løkke m fl, 1996), men den<br />
är det bästa kemiska kriterium som för ögonblicket är tillgängligt och ett<br />
sådant är nödvändigt för beräkning av den kritiska belastningen. Litteraturstudier<br />
och laboratorieexperiment ligger bakom valet av BC/Al-kvoten<br />
(Sverdrup & Warfvinge, 1993). I Sverige används BC/Al-värdet 1,0 som kritiskt<br />
kemiskt värde.<br />
För sjöar har vattnets totala buffertkapacitet (ANC) valts som kemiskt kriterium.<br />
Den kritiska koncentrationen av ANC för sjöar, ANC limit bestäms av<br />
att ANC högre än 20 µekv/l krävs för att bibehålla stabila populationer av laxfiskar.<br />
Gränsvärdet baseras på en genomgång av ett stort datamaterial från<br />
Norge (Henriksen m fl, 1992; Lien m fl, 1991, 1996). Övriga nordiska länder<br />
använder också ANC som kemiskt kriterium men den kritiska koncentrationen<br />
varierar något; i Norge är ANC limit i medeltal något lägre än 20 µekv/l (se<br />
kapitel 6).<br />
Den kritiska belastningen<br />
För att bestämma den kritiska belastningen måste nedfallet av svavel och<br />
kväve kopplas till olika kemiska parametrar som är relevanta för de biologiska<br />
[47]
EKV 1<br />
indikatorerna i respektive ekosystemtyp. Eftersom den kritiska belastningsgränsen<br />
bygger på synen att det finns en bestämd gräns vid vilken risk för<br />
skador inträder sker denna koppling via de kritiska kemiska värdena,<br />
(BC/Al) crit för skogsmark respektive ANC limit för sjöar.<br />
Värdet på de kemiska kriterierna vid olika belastningsnivåer beräknas<br />
med modeller som knyter ihop nederbördens kemi med tillståndet i markvattnet<br />
och sjövattnet. Genom åren har olika typer av sådana modeller<br />
utvecklats. Modeller baserade på observationer i fält kallas empiriska medan<br />
en processorienterad modell avser att beskriva processerna utifrån verkliga<br />
mekanismer. Modellen för skogsmark (PROFILE) är till stor del processorienterad<br />
medan modellerna för sjöar (SSWC/FAB) är en kombination av båda<br />
modelltyperna.<br />
De olika modellerna kvantifierar källor och sänkor för ANC och upprättar<br />
en balans mellan processer som tillför ANC (källor) och processer som bortför<br />
ANC (sänkor). Detta är grunden för SS<strong>MB</strong>-modellen (Steady-State Mass<br />
Balance) liksom för PROFILE och FAB. ANC-balansen kan utryckas med en<br />
formel med de viktigaste processerna (Warfvinge & Sverdrup, 1995), ekvation<br />
1. Ekvationen är en förenklad ANC-balans där hela ekosystemet utgör<br />
en enhet. I vänsterledet samlas sänkorna för ANC medan högerledet innehåller<br />
källorna för ANC.<br />
S + N + Cl + BC + ANC = BC + BC + N + N + N<br />
dep<br />
dep<br />
dep<br />
u<br />
le<br />
Deposition av svavel, kväve och klorid (S dep , N dep , Cl dep ) förbrukar ANC.<br />
Näringsupptag av baskatjoner har en försurande effekt (BC u ) liksom utlakning<br />
av ANC (ANC le ).<br />
Baskatjondepositionen (BC dep ) bidrar med ANC. Ett visst nedfall av baskatjoner<br />
finns alltid och kan betraktas som naturligt, men nivån är svår att<br />
bestämma genom mätningar i fält.<br />
Vittringen (BC w ) är den viktigaste processen som producerar ANC i marken<br />
och samtidigt frigör baskatjoner. Vittringshastigheten bestäms bl a av<br />
mineralsammansättningen, texturen, vattentillgången och markvattnets<br />
kemiska tillstånd. Vittringen har en fundamental betydelse vid beräkning av<br />
kritisk belastning.<br />
Enligt SS<strong>MB</strong>-modellen innebär upptag (N u ), immobilisering (N i ) och<br />
denitrifikation (N de ) av kväve att ANC produceras samt att den totala depositionen<br />
av N konsumerar ANC. Detta förutsätter att inget ammonium lakas<br />
[48]<br />
dep<br />
w<br />
u<br />
i<br />
de
EKV 2<br />
EKV 3<br />
ut, vilket är ett rimligt antagande för svenska förhållanden. Nettoeffekten av<br />
kväveomvandlingarna blir att bara den del av kvävedepositionen som inte<br />
immobiliseras, denitrifieras eller binds av biomassa som skördas kan betraktas<br />
som försurande (Sverdrup m fl, 1990).<br />
Observera att i denna beskrivning ingår den totala depositionen av svavel<br />
och baskatjoner, inklusive havssalter, trots att de senare inte producerar eller<br />
konsumerar ANC. I de beräkningar som görs för det europeiska luftvårdsarbetet<br />
är det brukligt att korrigera nedfallet genom att dra bort havsaltbidraget<br />
eftersom det är den antropogena depositionen av svavel och kväve som<br />
ska minskas (bilaga 1). En korrigering av havssalter påverkar svavel, klor och<br />
baskatjoner i ekvation 1, men förhållandet mellan källor och sänkor i ANCbalansen<br />
ändras ej. Däremot måste havssalterna i depositionen ingå då<br />
ANC le, crit (se nedan) beräknas, givet att BC/Al-kvoten används som kemiskt<br />
kriterium, eftersom växter inte skiljer på marina och icke-marina baskatjoner.<br />
En fundamental egenskap hos modeller för kritisk belastning är att det är<br />
tillståndet vid steady-state som beräknas. Därför ingår ej processer som bara<br />
verkar inom en begränsad tidsrymd i beräkningen.<br />
Den kritiska utlakningen för sjöar, ANC le, crit , beräknas från den kritiska koncentrationen<br />
genom att multiplicera med den specifika avrinningen. För skogsmark<br />
beräknas ANC le, crit utifrån BC/Al-kvoten (se kapitel 5).<br />
Vi inför nu den kritiska belastningen för svavel och kväve (CL(S,N)),<br />
samt sätter villkoret att ANC le skall var lika med den kritiska utlakningen. Vi<br />
flyttar även över de termer som beror av markanvändning (upptag, immobilisering<br />
och denitrifikation) samt baskatjondepositionen till vänsterledet.<br />
Ekvationen blir då:<br />
CL(S, N) + Cl dep -BC dep +BC u - N u - N i - N de =BC w - ANC le, crit<br />
Högerledet är ett uttryck för den kritiska belastningen som används i Sverige.<br />
Det är kritisk belastning för försurning, CL(acidity) och benämns i den vetenskapliga<br />
litteraturen som critical load of actual acidity, ekvation 3.<br />
CL (acidity) = BC w - ANCle, crit<br />
Det finns alternativa definitioner för kritisk belastning. Gemensamt för dessa<br />
är dock att slutresultatet, överskridandet (se nedan), blir det samma.<br />
Skillnaden är mer av principiell natur och vilka termer man anser höra till kritisk<br />
belastning respektive deposition och markanvändning.<br />
[49]
EKV 4<br />
EKV 5<br />
EKV 6<br />
EKV 7<br />
EKV 8<br />
EKV 9<br />
Vi kan nu även se sambandet mellan de tidigare nämnda optimeringsparametrarna<br />
och definitionen av kritisk belastning (se bilaga 1). För CL min(N)<br />
gäller uppenbarligen:<br />
CL min (N) = N u +N i +N de<br />
För CL max(S) gäller, under förutsättning att havssaltkorrigerade värden<br />
används så att Cl dep kan elimineras, att:<br />
*<br />
CLmax (S) = BCdep +BCw- BCu-ANCle, crit<br />
Slutligen gäller även att:<br />
CL max (N) CL max (S) + CL min (N)<br />
Orsaken till att den senare ekvationen inte gäller exakt är att vissa termer i<br />
CL min(N) är depositionsberoende.<br />
Överskridande av kritisk belastning<br />
Begreppet kritisk belastning används till att identifiera ekosystemens känslighet<br />
mot svavel- och kvävenedfall men ger ingen direkt information om<br />
vilka ekosystem som riskerar skador. För detta ändamål måste en jämförelse<br />
göras mellan försurningsbelastningen, både från deposition och markanvändning,<br />
och den kritiska belastningen, dvs överskridandet måste beräknas. Om<br />
värdet på överskridandet, Exc, (engelska, exceedence) är positivt överskrids<br />
den kritiska belastningen och det är därmed en risk att ekosystemet i fråga<br />
riskerar skador.<br />
Om den kritiska belastningen uttrycks som CL(acidity) beräknas överskridandet<br />
enligt:<br />
Exc = Aktuell deposition + Markanvändning – CL(acidity)<br />
där<br />
Aktuell deposition = S + N + Cl -<br />
Markanvändning =<br />
I ekvation 7 kan den för beräkningen aktuella depositionen av svavel och<br />
kväve läggas in, t ex för år 1997 eller 2010. Det är viktigt att klargöra att överskridandet,<br />
Exc är ett mått på överskridandet vid en given tidpunkt, inte att<br />
[50]<br />
dep<br />
BC - N - N -<br />
u<br />
dep<br />
u<br />
i<br />
dep<br />
N<br />
de<br />
BC<br />
dep
ekosystemet har skadats. Följaktligen är det fullt möjligt att det föreligger ett<br />
överskridande även om faktiska mätningar av det kemiska kriteriet, t ex ANC<br />
i en sjö, inte indikerar en sämre situation än det kritiska kemiska värdet. På<br />
motsvarande sätt kan ekosystem som tidigare har skadats inte omedelbart<br />
återhämta sig då depositionen är mindre än den kritiska belastningen. Detta<br />
är mycket viktigt att beakta när resultat från kritisk belastning jämförs med<br />
observationer/mätningar och där försurningseffekter på biota undersöks.<br />
Referenser<br />
Barkman A (1998): Critical Loads – assessment of uncertainty.<br />
Reports in ecology and environmental engineering, Report 1:1998, Lund University,<br />
Department of Chemical Engineering II. (Doktorsavhandling).<br />
Cosby B J, Hornberger G M, Galloway J N & Wright R F (1985):<br />
Modelling the Effects of Acid Deposition: Assessment of a lumped parameter model of soil<br />
and stream water chemistry. Water Resources Research 21:1851-1863.<br />
Downing R J, Hettelingh J P & de Smet P A M (eds) (1993):<br />
Calculation and Mapping of Critical Loads in Europe-Status Report.<br />
Coordination Centre for Effects, National Institute of Public Health and Environmental<br />
Protection, Bilthoven, The Netherlands. RIVM Report No. 259101003.<br />
Henriksen A, Kämäri J, Posch M & Wilander A (1992):<br />
Critical Loads of Acidity: Nordic Surface Waters. Ambio 21(5):356-363.<br />
Hettelingh J P & de Vries W (1992): Mapping Vademecum.<br />
Coordination Centre for Effects. National Institute of Public Health and Environmental<br />
Protection, Bilthoven, The Netherlands, RIVM Report No. 259101002, 39 pp.<br />
Hettelingh J P, Downing R J & de Smet P A M (eds) (1991):<br />
Mapping Critical Loads for Europe. CCE Technical Report No.1, Coordination Centre<br />
for Effects, National Institute of Public Health and Environmental Protection, Bilthoven,<br />
The Netherlands, RIVM Report no. 259101001.<br />
Lien L, Raddum G G, Fjellheim A & Henriksen A (1996):<br />
A critical limit for acid neutralizing capacity in Norwegian surface waters,<br />
based on new analyses of fish and invertebrate responses.<br />
Science of Total Environment 177:173-193.<br />
Lien L, Raddum G G & Fjellheim A (1991): Critical loads for surface water-invertbrates<br />
and fish. Acid Rain Research Report no. 21. Norwegian Institute for Water Research,<br />
Oslo, 46 p.<br />
Løkke H, Bak J, Falkengren-Grerup U, Finlay RD, Ilvesniemi H, Nygaard P H & Starr M<br />
(1996): Critical loads of acidic deposition for forest soils – is the current approach<br />
adequate? Ambio 25, 510-516.<br />
[51]
Posch M, de Smet P A M, Hettelingh J P & Downing R J (eds) (1995):<br />
Calculation and mapping of Thresholds in europé: Status Report 1995.<br />
Coordination Centre for Effects, National Institute of Public Health and Environmental<br />
Protection, Bilthoven, The Netherlands, RIVM Report No. 259101004.<br />
Posch M, Hettelingh J P, de Smet P A M & Downing R J (eds) 1997:<br />
Calculation and Mapping of Critical Thresholds in Europe: Status Report 1997. Coordination<br />
Centre for Effects, National Institute of Public Health and Environmental Protection,<br />
Bilthoven, The Netherlands. RIVM Report No. 259101007.<br />
Posch M, de Smet P A M, Hettelingh J P & Downing R J (1999):<br />
Calculation and mapping of Critical Thresholds in Europé: Status Report 1999. Coordination<br />
Centre for Effects, National Institute of Public Health and Environmental Protection,<br />
Bilthoven, The Netherlands, RIVM Report No. 259101009.<br />
Posch M, de Smet P A M, Hettelingh J P & Downing R J (2001): Modelling and mapping<br />
of critical thresholds in europé: Status report 2001. Coordination Center for Effects,<br />
Bilthoven, The Netherlands RIVM report No 259101010.<br />
Sverdrup H & de Vries W (1994):<br />
Calculating critical loads for acidity with the simple mass balance method.<br />
Water Air and Soil Pollution 72: 143-162.<br />
Sverdrup H & Warfvinge P (1993): The effect on soil acidification on the growth<br />
of trees, graas and herbs as expressed by the (Ca+Mg+K)/Al ratio.<br />
Reports in ecology and environmental engineering Report 2: 1993.<br />
Department of Chemical Engineering II, Lund University, Lund.<br />
Sverdrup H, de Vries W & Henriksen A (1990): Mapping Critical Loads.<br />
Nord 1990:98, Nordic Council of Ministers, Copenhagen, Denmark.<br />
Warfvinge P & Sverdrup H (1995): Critical Loads of Acidity to Swedish Forest Soils, Methods,<br />
data and results. Reports in ecology and environmental engineering Report 5: 1995.<br />
Lund University, Department of Chemical Engineering II.<br />
Warfvinge P, Holmberg M, Posch M & Wright R F (1992):<br />
The Use of Dynamic Models to Set Target Loads. Ambio Vol. 21 No 5, 369-376.<br />
Warfvinge P & Bertills U (red) (2000): Naturens återhämtning från försurning<br />
– aktuell kunskap och framtidsscenarier. <strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5028.<br />
[52]
5. Kritisk belastning för<br />
försurning av skogsmark<br />
*<br />
H SVERDRUP, H STAAF, L RAPP & M ALVETEG<br />
Näst efter Ryssland har Sverige den största skogsmarksarealen av alla länder<br />
i Europa. Den svenska skogen växer i huvudsak på relativt grovkorniga<br />
urbergsmoräner som normalt är känsliga för försurning. Genom den inventering<br />
av tillståndet hos den svenska skogen och skogsmarken som görs vid<br />
Sveriges lantbruksuniversitet är försurningsläget relativt väl känt, och det<br />
finns också ett bra underlag för beräkningar av markens försurningskänslighet.<br />
Den numeriska modell, PROFILE, som används för beräkningar av kritisk<br />
belastning har utvecklats inom Sverige, men den har fått vid användning<br />
även i andra länder. I detta kapitel beskrivs det arbete som pågått sedan mitten<br />
av 1980-talet för att beräkna och kartera kritisk belastning för försurning<br />
av svensk skogsmark.<br />
Svensk skogsmark – sur och försurad<br />
Den svenska skogsmarken är naturligt sur, men försurningen har accelererat<br />
avsevärt under de senaste 50 åren. Detta framgår entydigt av den försurningsforskning<br />
som <strong>Naturvårdsverket</strong> finansierat under de senaste decennierna<br />
(Bertills & Hanneberg, 1995; Staaf & Tyler, 1995; Warfvinge & Bertills,<br />
2000). De första rapporterna om markförsurningens effekter kom i början av<br />
1980-talet, och den kartläggning av försurningstillståndet i svensk skogsmark<br />
som följde visade på en drastisk påverkan i södra Sverige sedan 1950- och<br />
1960-talen. Försurningen är allvarligast i den sydvästra delen av landet där<br />
marken på många ställen försurats ned till flera meters djup (Eriksson m fl,<br />
1992). I norra Sverige har försurningen inte gått lika långt (figur 5.1).<br />
I oförsurad barrskogsmark ligger pH-värdet (i vattenextrakt) nästan alltid<br />
över 5,0 i mineraljordens B-horisont, dvs på 20–30 cm djup i marken. I dag fin-<br />
[53]
*<br />
ner man sällan så höga pH-värden i<br />
sydvästra Sverige, förutom i områden<br />
med kalkstensberggrund. Ståndortskarteringen<br />
vid Sveriges lantbruksuniversitet<br />
har visat att vid mitten av<br />
1980-talet hade hälften av skogsmarken<br />
i Götaland ett pH-värde under 4,8<br />
och en basmättnadsgrad av 5 % eller<br />
lägre. Allra surast är de inre delarna av<br />
sydvästra Götaland där ca 40 % av<br />
skogsmarken har ett pH-värde i rostjorden<br />
som understiger 4,4. Detta pHvärde<br />
används traditionellt för att ange<br />
den nivå under vilket oorganiska aluminiumföreningar<br />
börjar uppträda i<br />
markvattnet i större mängd.<br />
Data från Ståndortskarteringen<br />
pekar på att pH-värdet för skogsmarken<br />
i södra Sverige i genomsnitt har sjunkit med ca 0,1 pH-enhet från mitten<br />
av 1980-talet till mitten av 1990-talet. Detta avser markens övre del. De utbytbara<br />
förråden av magnesium har minskat i hela Sverige, men en viss ökning av<br />
kalcium har noterats för humusskiktet. I södra Sverige finns tendens till ökat<br />
förråd av kalcium i B-horisonten, medan förråden minskar i norr (Wilander &<br />
Lundin, 2000). Utbytbart aluminium ökar i B-horisonten i hela landet, vilket<br />
normalt tolkas som ett tydligt tecken på fortgående försurning. Trenderna är<br />
således lite motstridiga, men det mesta tyder på en fortsatt försurning i stora<br />
delar av Sverige och med svaga tecken på återhämtning i söder.<br />
[54]<br />
FIGUR 5.1<br />
pH (mätt i vattenextrakt) i B-horisonten<br />
i svensk skogsmark enligt Ståndortskarteringen.<br />
Data: Institutionen för<br />
skoglig marklära, SLU.<br />
pH (H2O)<br />
< 4,4<br />
4,4 - 4,7<br />
4,7 - 5,0<br />
5,0 - 5,5<br />
> 5,5
Försurningsprocesser i skogsekosystem<br />
Försurningen av skogsmarken har fortgått sedan marken frilades efter den<br />
senaste istiden. Även i helt opåverkade områden är nederbörden svagt sur<br />
(~pH 5,6) på grund av sitt innehåll av kolsyra. I samband med industrialismen<br />
tillkom försurande utsläpp från förbränning i form av starka syror som<br />
svavelsyra och salpetersyra. Ytterligare en källa till försurning är skogens<br />
utbredning och tillväxt. Marken har byggt upp ett förråd av organisk substans<br />
som innehåller organiska syror, och även uttaget av biomassa ur skogen har<br />
varit en försurande faktor under lång tid.<br />
Den atmosfäriskt betingade försurningen styrs främst av nedfallet av svavel-<br />
och kväveföreningar. Historiskt sett har svavlet varit viktigast, men i<br />
framtiden kan kvävenedfallet få ökad betydelse. Kväveomsättningen i mark<br />
är komplicerad och försurningseffekterna svåra att beskriva. Generellt sett<br />
kan man dock säga att kvävets försurande verkan beror av hur stor andel som<br />
fastläggs i mark och vegetation. Kvävets försurningspåverkan ökar påtagligt<br />
om nedfallet ökar till en sådan nivå att marken och vegetationen inte kan ta<br />
hand om allt kväve som tillförs (se vidare kapitel 8). Marken sägs då vara kvävemättad<br />
och utlakningen av nitrat ökar.<br />
Skogsekosystemen tillförs således syra såväl med det atmosfäriska nedfallet<br />
som genom skogsbruk och annan markanvändning. Denna tillförsel<br />
motverkas främst genom vittring av markens mineral, en process som förbrukar<br />
vätejoner. När försurningstrycket ökar klarar markens vittring inte av att<br />
neutralisera syran, och halten av vätejoner i markvattnet ökar. Vätejoner, och<br />
vid sjunkande pH även aluminiumjoner, byter ut de baskatjoner som sitter<br />
adsorberade på markpartiklarna och markens basmättnadsgrad sjunker. När<br />
pH-värdet i markvattnet når under ca 4,8 börjar aluminium lösas ut från<br />
markpartiklarna. Halterna av aluminium i markvattnet ökar med minskande<br />
pH-värde och utlakningen av aluminium tilltar påtagligt när pH-värdet sjunker<br />
under 4,4. Syra förs bort från skogsmarken med avrinnande vatten som<br />
oftast är mer eller mindre surt.<br />
En viss surhet är en normal företeelse i kalkfattig skogsmark, och surhetsgraden<br />
bestäms av balansen mellan tillförd, neutraliserad eller bortförd<br />
syra. Detta avspeglas i markvattnets kemi, som kan utnyttjas som en kemisk<br />
indikator på surhetsgraden och användas för att sätta upp kriterier för att<br />
skydda ekosystemet från försurningsskador på lång sikt.<br />
[55]
Metoder för att beskriva försurningsförloppen<br />
Det går att beskriva aciditetsförändringar i naturen på olika sätt. Under 1970och<br />
1980-talen gjordes de första fullständiga syrabalanserna för skogsekosystem<br />
(se t ex Nilsson m fl, 1982; van Breemen m fl, 1983). De metoder som<br />
används idag inom Luftvårdskonventionen (Umweltbundesamt, 1996) är en<br />
utveckling av den tekniken. Syraflödena beskrivs dock i icke pH-beroende<br />
termer; i form av ANC-förändringar förorsakade av flöden av baskatjoner, svavel<br />
och kväve. Den principen gör det möjligt att uttrycka försurningstillståndet<br />
på ett enhetligt sätt samt att beskriva syraflöden med en internt konsekvent<br />
enhet (ekv/ha och år). Att i detalj beskriva alla ingående processer på<br />
tusentals skogsytor över hela Sverige är i praktiken omöjligt, och därför krävs<br />
vissa förenklingar. I grunden kan dock de ekvationer som används i modellerna<br />
hänföras till vätejonflöden.<br />
Det är viktigt att påpeka att det inte är flödena av baskatjoner och kväve<br />
i sig som är försurande eller neutraliserande, utan de bakomliggande kemiska<br />
processer som medför ett flöde av ANC kopplat till ämnestransporterna. Alla<br />
processer sker samtidigt, under ömsesidig påverkan, varför det är nödvändigt<br />
att arbeta med modeller. I ett regionalt perspektiv är det viktigaste att korrekt<br />
beskriva den totala balansen av syra i ekosystemen, även om alla delprocesser<br />
inte i varje detalj är riktigt beskrivna.<br />
Det finns flera metoder för beräkning av kritisk belastning i skogsmark.<br />
I stort bygger de alla på samma princip; en mer eller mindre detaljerad syrabalans<br />
på ekosystemnivå. De flesta länder i Europa använder den av Luftvårdskonventionen<br />
(CLRTAP) rekommenderade grundmodellen SS<strong>MB</strong><br />
(Steady-State Mass Balance Model). I Sverige har dock en mera avancerad<br />
beräkningsmodell tagits fram, den s k PROFILE-modellen, som används för<br />
att ta att räkna fram officiella, nationella data för kritisk belastning i skogsmark.<br />
PROFILE har även använts i en rad andra europeiska länder, bl a i<br />
Danmark, Frankrike, Kroatien, Polen, Ryssland, Schweiz och Tyskland.<br />
PROFILE-modellen – en övergripande beskrivning<br />
Beskrivningen nedan av PROFILE är översiktlig och avser endast att<br />
belysa huvuddragen i modellen. En mer detaljerad och komplett beskrivning<br />
återfinnes i litteraturen (Sverdrup & Warfvinge, 1988, 1995; Warfvinge &<br />
Sverdrup, 1992, 1995).<br />
[56]
*<br />
förnafall<br />
markens<br />
organiska<br />
substans<br />
mineralvittring<br />
nedbrytning<br />
FIGUR 5.2<br />
immobilisering<br />
våt och torr<br />
deposition<br />
krondropp<br />
utbyte i trädkronorna<br />
stamflöde<br />
O-horisont<br />
E-horisont<br />
B-horisont<br />
C-horisont<br />
utlakning<br />
upptag av baskatjoner<br />
och vatten<br />
Schematisk överblick av PROFILE-modellen för skogsmark.<br />
PROFILE är en biogeokemisk modell som beräknar markkemin i en markprofil<br />
vid ett stationärt tillstånd, s k steady-state (jämför kapitel 4). Det innebär<br />
att modellen beräknar vilket tillstånd markkemin långsiktigt ställer in sig på vid<br />
en given syrabelastning. Om det sura nedfallet förändras, så ändras också markkemin.<br />
Modellen säger dock inget om hur lång tid denna förändring tar, bara vilket<br />
sluttillstånd som uppnås.<br />
I modellen åskådliggörs de naturliga markhorisonterna av homogena<br />
boxar, vanligen 4 stycken, som är kopplade i serie (figur 5.2). Alla reaktioner<br />
[57]
äger rum i marklösningen och blandningsmodellen beskriver förändringen i<br />
markvattnets kemi i form av fyra olika tillstånd, ett i varje horisont. Överföringen<br />
av substanser mellan markens olika skikt och ut ur den understa markhoristonen<br />
sker genom vertikala vattenflöden.<br />
Tillförsel av svavel, kväve och baskatjoner till marken sker genom atmosfäriskt<br />
nedfall och förnafall. Det sker ingen uppbyggnad av förna i marken,<br />
utan man antar att förnafallets organiskt bundna ämnen frigörs, mineraliseras,<br />
fullständigt under ett år och tillförs markvattenfasen. Upptag av kväve och<br />
baskatjoner till skogsträden sker från markvattenfasen, liksom kvävets fastläggning<br />
i mark (immobilisering) och förlust till atmosfären (denitrifikation).<br />
Beräkningsmodellens mest centrala komponenter är materialbalanserna<br />
för syraneutraliserande förmåga (ANC) och baskatjoner. ANC är en nyckelparameter<br />
i alla beräkningar av kritisk belastning och överskridande (se kapitel<br />
4). Under sin väg ner genom markprofilen påverkas markvattnets buffertförmåga<br />
av olika processer. ANC minskar bl a genom tillförsel av vätejoner<br />
och aluminium till markvattnet, vilket t ex sker vid trädens upptag av katjoner<br />
(Ca 2+, Mg 2+, K + och NH 4 +) samt vid nitrifikation. När växterna tar upp<br />
katjoner från markvätskan utsöndrar de vätejoner via rötterna till markvattnet.<br />
På så sätt upprätthålls elektroneutraliteten i växterna och i markvattnet.<br />
ANC ökar genom kemisk vittring eftersom ekvivalenta mängder fria<br />
vätejoner förbrukas vid vittringen samtidigt som baskatjoner frigörs. Upptag<br />
av nitrat och andra negativt laddade joner (anjoner) i biomassa innebär att<br />
vätejoner förbrukas. Även denitrifikation innebär en reaktion med vätejoner<br />
och minskad aciditet. En koncentrering av nederbörden pga avdunstning och<br />
vegetationens vattenupptag påverkar också ANC-värdet.<br />
Det finns en rad återkopplingar mellan olika processer i PROFILE. Såväl<br />
vittringen som upptaget av kväve och baskatjoner, denitrifikationen samt<br />
utläckaget av alkalinitet beror i större eller mindre grad på depositionens storlek<br />
och sammansättning. Däremot finns bara en begränsad återkoppling mellan<br />
markkemin och skogens tillväxt. I modellen finns dessutom materialbalanser<br />
för ANC, SO 4 , NO 3 , NH 4, Cl, K, Na, Mg, Ca. Samtidigt beräknas jämvikterna<br />
i karbonatsystemet och jämvikten mellan vätejoner och aluminium.<br />
Genom att inkludera dessa återkopplingar beskrivs systemets komplexitet<br />
bättre än i den europeiska standardmetoden.<br />
[58]
EKV 1<br />
EKV 2<br />
Den kritiska belastningen, uttryckt som CL (acidity), beräknas som vittring<br />
(BC w) minus det kritiska ANC-läckaget (se kapitel 4), enligt formeln:<br />
CL (acidity) = BC w - ANC le, crit<br />
För att fastställa det kritiska ANC-läckaget utgår man från en nivå på baskatjon/aluminium-kvoten<br />
(BC/Al-kvoten) i markvattnet som inte bör underskridas.<br />
BC/Al-kvoten utgör alltså det kemiska kriteriet. ANC-läckaget beräknas<br />
indirekt i PROFILE med en iterativ procedur, där modellen beräknar den<br />
deposition som ger en markkemi där det kritiska kemiska värdet är uppfyllt<br />
i varje horisont. Denna depositionsnivå är den kritiska belastningen. ANCvärdet<br />
i den understa horisonten ger – muliplicerad med avrinningen – värdet<br />
på ANC le, crit . Härigenom kan ANC le, crit anta såväl positiva som negativa värden.<br />
Om värdet är positivt blir CL (acidity) lägre än om ANC le, crit antar ett<br />
negativt värde.<br />
Vid beräkningen av överskridandet av den kritiska belastningen (Exc) måste<br />
man ta hänsyn till effekten av såväl nedfall som markanvändning, eftersom<br />
även skogsproduktionen kan bidra med aciditet. Överskridandet (Exc) kan<br />
skrivas:<br />
Exc = Aktuell deposition + Markanvändning - CL (acidity)<br />
Depositionen beräknas som summan av svavel, kväve och klorid minus baskatjondepositionen.<br />
Markanvändning beskrivs i detta sammanhang som upptaget<br />
av baskatjoner (BC u ) minus de processer som fastlägger kväve i vegetation<br />
(N u ) i mark (N i ) samt det kväve som återförs till atmosfären (N de ) (se<br />
vidare kapitel 4).<br />
Markanvändningen i PROFILE<br />
Vid beräkningen av kritisk belastning kan markanvändningen beaktas på<br />
olika sätt (se kapitel 4). CL (acidity) beräknas utan markanvändningstermer.<br />
Skogens tillväxt och dess upptag av baskatjoner påverkar emellertid termen<br />
kritiskt ANC-läckage i PROFILE. Ett högt upptag av baskatjoner minskar<br />
förekomsten av baskatjoner i marklösningen och sänker den kritiska belastningen.<br />
Ett lågt upptag tenderar på motsvarande sätt att höja den kritiska<br />
belastningen. Indirekt påverkar alltså markanvändningen beräkningen.<br />
[59]
Vid beräkningen av överskridandet av kritisk belastning inkluderas nedfall<br />
och upptag av baskatjoner samt flödena av kväve i ekosystemet som konkreta<br />
termer i beräkningsformeln (ekvation 2). Markanvändningen kommer då in<br />
i beräkningen t ex genom att nedfallets storlek påverkas av skogens höjd och<br />
struktur. Vidare finns det ett samband mellan skogstillväxten och upptaget av<br />
baskatjoner och kväve, vilket i sin tur påverkar överskridandet. Indirekt kan<br />
skogsskötseln även påverka fastläggningen av kväve i marken, utryckt genom<br />
en ändring av termen N i , men detta har inte beaktats i beräkningarna.<br />
Vid beräkningar med PROFILE tar man således hänsyn till främst relativt<br />
permanenta inslag i markanvändningen, som trädslag och uttag av stamvirke.<br />
Däremot finns inte åtgärder som tillvaratagande av avverkningsrester<br />
och kalkning med i beräkningarna, även om de enkelt kan inkluderas genom<br />
förändringar av indata. Kortvariga aciditetsförändringar, t ex oxidation av svavel-,<br />
järn- och manganföreningar som har att göra med grundvattenförändringar<br />
på blöta marker, ingår inte heller i modellen. Med dagens skogsbruk<br />
har de emellertid relativt liten betydelse, eftersom dikning och markavvattning<br />
numera endast sker på relativt små arealer i Sverige.<br />
Indata till PROFILE<br />
Eftersom PROFILE är en processorienterad modell krävs indata som är<br />
representativa för verkliga fysiska och kemiska förhållanden. En översiktlig<br />
bild av vad som krävs för att köra PROFILE visas i tabell 5.1. För en fullständig<br />
beskrivning av modellens alla indata och hur de har parametriserats<br />
från de tillgängliga databaserna hänvisas till redovisningar av Warfvinge &<br />
Sverdrup, 1992 och 1995.<br />
Den slutliga databasen som använts för att beräkna kritiska belastningsgränser<br />
för skogsmark består av 1 883 punkter, fördelade över svensk skogsmark.<br />
Provpunkterna representerar endast produktiv skogsmark och således<br />
ingår inte fjäll, fjällbarrskog och lågproduktiv myrmark. Databasen baseras i<br />
stor utsträckning på information från Ståndortskarteringen/Riksskogstaxeringen<br />
vid Sveriges lantbruksuniversitet (se vidare kapitel 3). Markdata är<br />
baserade på faktiska mätningar på jordprov från varje lokal. Skogliga parametrar,<br />
t ex trädslag, virkesvolym och tillväxt, har tagits från Rikskogstaxeringens<br />
databas.<br />
[60]
TABELL 5.1 Behov av indata till PROFILE-modellen.<br />
TYP AV INDATA KÄLLA<br />
Atmosfärisk deposition SO 2-<br />
4 , NO3 - , Cl- , NH4 + ,<br />
Na<br />
IVL Svenska miljöinstitutet AB,<br />
+ , Ca2+ , Mg2+ , K + SMHI<br />
Klimatvariabler nederbörd, avrinning<br />
marktemperatur<br />
SMHI, Lunds tekniska högskola<br />
Ståndortsegenskaper BC- och N-upptag till skörd, Lunds tekniska högskola,<br />
näringscirkulation, mark- Ståndortskarteringen/<br />
fuktighet, jordart, trädslag,<br />
rotdjup, textur, jordmånstyp,<br />
horisonttjocklek (O, E)<br />
Riksskogstaxeringen (SLU)<br />
Mineralsammansättning1) K-fältspat, plagioklas, Lunds tekniska högskola,<br />
hornblände, pyroxen, epidot,<br />
kalcit, biotit, muskovit,<br />
klorit, vermikulit, apatit, kvarts<br />
Ståndortskarteringen (SLU)<br />
1) Rekonstruerad mineralogisk sammansättning baserad på kemiska totalanalyser och Uppsala-modellen.<br />
Rotdjupet är en viktig parameter, eftersom den avgör inom vilken jordvolym<br />
som vittring, växtnäringsupptag och andra processer verkar i PROFILE.<br />
Tidigare har rotdjupen 0,5 m för barrträd och 0,8 m för lövträd använts. Dessa<br />
värden har senare modifierats något efter den revision av tillgängliga data om<br />
rotfördelningar i mark som nyligen gjort inom MISTRA-projektet SUFOR<br />
(Thelin m fl, 2002). Följande rotdjup har använts i denna analys: gran 0,4 m,<br />
tall 0,5 m, björk 0,5 m, bok 0,6 m.<br />
Viktiga processer i PROFILE<br />
De viktigaste processerna i PROFILE illustreras i figur 5.2, och de beskrivs<br />
närmare i följande avsnitt.<br />
Vittring<br />
Vittring och deposition är de viktigaste källorna till baskatjoner i marken på<br />
lång sikt. Markvattnet kan kortsiktigt, via jonbyten, tillföras baskatjoner från<br />
markens förråd av joner som sitter adsorberade på markpartiklarna, men detta<br />
förråd är ändligt och processen kan därför inte räknas som en nettotillförsel.<br />
I PROFILE beräknas vittringshastigheten utifrån markens innehåll av mine-<br />
[61]
aler. Härigenom skiljer sig PROFILE från andra försurningsmodeller där<br />
vittringshastigheten beräknas från empiriska samband eller genom en kalibreringsprocedur.<br />
Vittringen beräknas med kinetiska samband för de viktigaste mineralen<br />
i marken (tabell 5.1). Viktiga indata för beräkningen i PROFILE är textur,<br />
markfuktighet, markens densitet, rotdjup, markens viktsinnehåll av de olika<br />
mineralen (kalifältspat, plagioklas, hornblende, epidot, glimmer och lermineral)<br />
samt marktemperatur. Skogens tillväxt påverkar vittringen indirekt<br />
via markkemin, t ex genom upptag av framvittrade baskatjoner, samt genom<br />
att förändra vattenflödena i marken. Biologiska processer påverkar vittringen<br />
genom att förändra partialtrycket för koldioxid och koncentrationen<br />
av organiska syror i markvattnet. Vittringen anses utnyttja ett oändligt mineralförråd;<br />
vittringen kan öka eller minska, men i egentlig mening aldrig upphöra.<br />
För varje enskilt mineral är vittringshastigheten sammansatt av fyra parallella<br />
reaktioner; reaktionen med H + , H 2 O, CO 2 och organiska syror. Processen<br />
påverkas av temperatur och fuktighet i marken och temperaturberoendet<br />
för varje individuell reaktion är inbyggt i modellen med hjälp av<br />
reaktionens aktiveringsenergi. Markfuktigheten styr vittringen genom att<br />
påverka i vilken grad mineralytorna är fuktade av markvattnet. Vittringen<br />
anses ske endast på de fuktiga ytorna. Vidare hämmas vittringen av uppbyggnaden<br />
av vittringsprodukter som kisel, baskatjoner och aluminium. I<br />
modellen beskrivs detta som att varje reaktion har såväl pådrivande som<br />
bromsande komponenter.<br />
Vittringen baseras på mätningar och uppskattningar av mineralogin på alla<br />
1 883 beräkningspunkterna från skogsmark i Sverige. Absolut mineralogi har<br />
bestämts på 140 platser. På övriga platser har mineralogin beräknas med hjälp<br />
av UPPSALA-modellen som kan användas för att rekonstruera markens<br />
mineralogi utifrån totalanalyser av minerogena markmaterialet (Olsson &<br />
Melkerud, 1991). Därefter har vittringen beräknats för dessa platser med<br />
PROFILE.<br />
Upptag av baskatjoner och kväve i biomassa<br />
Det maximala upptaget av baskatjoner är den mängd som årligen fastläggs i<br />
stamved, och som på sikt bortförs med det virke som tas ut i gallringar och slut-<br />
[62]
avverkning. Träden kan dock inte ta upp alla baskatjoner som finns i markvattenfasen,<br />
eftersom rötterna med sin mykorrhiza inte penetrerar marken fullständigt.<br />
Den andel av baskatjonerna som kan tas upp av rötterna, den s k roteffektiviteten,<br />
varierar mellan 0,5–0,8 beroende på rotdjup. Upptaget anses i<br />
första hand ske i den övre delen av markhorisonten. Om tillgången av baskatjoner<br />
i en markhorisont är för liten i förhållande till behovet flyttas upptaget till<br />
närmast underliggande skikt.<br />
Tillgången på baskatjoner i alla markhorisonter avgör hur stor mängd som<br />
träden kan ta upp, och upptaget vid kritisk belastning (kritiskt upptag) kan<br />
därför vara lägre än det maximala upptaget. Markdjupet definieras av rotdjup<br />
och trädslagsfördelning.<br />
Det maximala upptaget av kväve beräknas på motsvarande sätt som för<br />
baskatjonerna. Modellen är formulerad så att träden selektivt tar upp NH 4 +<br />
före NO 3 - . I motsats till baskatjonupptaget koncentreras kväveupptaget vanligen<br />
till den övre horisonten, förutsatt att tillräcklig mängd finns tillgänglig.<br />
Kväveomvandlingsprocesser<br />
Tillgången av kväve i markvattenfasen påverkas av en rad processer. Kväve<br />
tillförs genom mineralisering av kväve i förna och markens humus samt<br />
genom deposition. Kvävet omvandlas genom nitrifikation och bortförs genom<br />
denitrifikation, immobilisering, upptag i vegetation och utlakning (se vidare<br />
figur 8.1).<br />
Mineraliseringen beskrivs i PROFILE som en direkt överföring av kväveinnehållet<br />
i det årliga förnafallet. Denna tillförsel styrs således av skogens<br />
virkesförråd och tillväxt, och beräkningen baseras på faktiska mätdata.<br />
Kvävedepositionen utgör indata till modellen och är därmed också given för<br />
varje skogslokal.<br />
Den kvävemängd som tillförs markvattenfasen i växttillgänglig form<br />
utnyttjas i första hand för skogsträdens behov. Det kväve som inte tas upp av<br />
träden är tillgängligt för andra processer i marken. Vid nitrifikationen<br />
omvandlas ammonium till nitrat, vilket i PROFILE sker enligt en kinetisk<br />
reaktion som går snabbare ju högre koncentrationen av NH 4 i markvattnet är.<br />
Denitrifikationen omvandlar nitrat till kvävgas (eller lustgas) och vatten.<br />
Processen förekommer främst i blöt skogsmark, och kan försummas på väldränerad<br />
mark. En del av kvävet immobiliseras i mån av tillgång. Den reste-<br />
[63]
ande kvävemängden utlakas. Hur processerna formuleras och balanseras<br />
mot varandra beskrivs mer utförligt i kapitel 8.<br />
Nitrifikation och kväveutlakning är speciellt viktiga för ANC-bildningen.<br />
Vid nitrifikationen bildas en nitratjon och två vätejoner för varje omvandlad<br />
ammoniumjon. Nitrifikationen är således en försurande process. När nitratet<br />
tas upp av vegetationen sker en neutralisering av syra, och en utlakning av<br />
nitrat innebär därför en försurning av marken. Läckage av ammonium är däremot<br />
en neutraliserande process, men det ammonium som deponeras läcker<br />
praktiskt taget inte alls från skogsmark. Med den förutsättningen går det<br />
att visa att allt deponerat kväve kan räknas som potentiellt försurande, och att<br />
i princip endast den andel av kvävet som inte tas om hand av växter<br />
och markorganismer eller denitrifieras bidrar till försurningen (se vidare<br />
kapitel 8).<br />
Vattenbalansen<br />
Modellen är formulerad så att all avrinning sker vertikalt i markprofilen.<br />
Uppkoncentrering av nederbörden sker gradvis i horisonterna beroende på<br />
trädens upptag av vatten. Det vatten som lämnar nedersta skiktet utgör nettoavrinningen.<br />
Årsnederbörd och specifik areell avrinning är viktiga indata.<br />
Kemiskt kriterium<br />
För att kunna beräkna den kritiska belastningen krävs någon form av kemiskt<br />
kriterium med avseende på den påverkan man vill skydda ekosystemet från.<br />
Dessutom måste en biologisk indikator identifieras. Indikatorn bör vara den för<br />
försurning känsligaste organismen i ekosystemet. För skogsmark har hittills<br />
skogsträden använts som biologiska indikatorer, eftersom träden är den viktigaste<br />
komponenten i skogsekosystemen. Andra organismer kan vara känsligare,<br />
men det saknas ännu exakt kunskap om försurningskänsligheten hos de flesta<br />
växt- och djurarter i skog.<br />
Vid de beräkningar av kritisk belastning som gjorts i Sverige under senare<br />
år har kvoten mellan koncentrationerna av baskatjoner och aluminium i<br />
markvattnet (mol/mol) använts som kemiskt kriterium för acceptabel surhetsnivå.<br />
Detta kriterium används också av de flesta länder i Europa (Posch<br />
m fl, 1999). För att sätta numeriska värden på kvoten genomförde Sverdrup<br />
[64]
& Warfvinge (1993) en litteraturstudie, där man föreslog att kvoten (Ca +<br />
Mg + K)/Al, eller enklare BC/Al, används som parameter. Författarna föreslog<br />
specifika värden för olika trädslag med BC/Al = 1 som generellt kritiskt värde<br />
som inte borde understigas. Slutsatsen bygger till största delen på resultat<br />
från laboratorieexperiment, och bara ett fåtal fältförsök, med olika trädslag<br />
där rot- eller planttillväxt har mätts under olika förhållanden.<br />
Kartering av kritisk belastning<br />
för svensk skogsmark<br />
De inledande arbetena<br />
De första karteringarna av försurningskänsligheten för svensk skogsmark gjordes<br />
i slutet av 1970-talet och början av 1980-talet (Troedsson & Nilsson, 1980;<br />
Troedsson, 1985). Kartorna baserades på inventeringar av markens och skogens<br />
egenskaper och känsligheten angavs endast kvalitativt. Mer kvantitativa beräkningar<br />
för enskilda områden gjordes av Nilsson (1985, 1986). En första internationell<br />
redovisning av svenska beräkningar baserade på kvantitiva vittringsmodeller<br />
gjordes vid ett forskarmöte i Nordiska Ministerrådets regi (Sverdrup &<br />
Warfvinge, 1988). Dessa beräkningar gjordes på enskilda försöksområden där<br />
det fanns fältdata på vittringen, och resultaten skalades upp till nationell nivå<br />
med hjälp av geologiska kartor och annan mark-kemisk dokumentation. Som<br />
kemiskt kriterium användes pH-värdet i olika markskikt samt ANC i avrinningen.<br />
Något senare infördes ett alternativt kriterium i form av kalcium/aluminiumkvot<br />
i markvattnet (Sverdrup m fl, 1990).<br />
Redan vid dessa första beräkningar indikerade resultaten att nedfallet var<br />
tillräckligt högt för att på sikt skapa kraftiga negativa effekter på skogsmarken.<br />
Från och med 1991 utökades dataunderlaget avsevärt genom samarbete<br />
med Ståndortskarteringen vid Sveriges lantbruksuniversitet. En första samnordisk<br />
redovisning av metoder och resultat gjordes 1992 i tidskriften Ambio<br />
(Sverdrup m fl, 1992). Olika metoder för att skatta skaderisken för skogen<br />
pekade på stora effekter (Warfvinge m fl, 1992; Sverdrup m fl, 1994). Uppskattningarna<br />
varierade från omkring 10 % till upp mot 30 % nedsättning av<br />
den långsiktiga produktionsförmågan och starkt utarmade skogsjordar.<br />
Uppskattningarna väckte starka reaktioner och mycket debatt.<br />
[65]
En uppdatering av den svenska databasen för kritisk belastning har sedan<br />
skett inför de dataleveranser som under perioden 1992–2000 gjorts till<br />
Luftvårdskonventionen med ca 2 års mellanrum. Förändringar har skett både<br />
av indata samt av processbeskrivningarna. Den största förändringen skedde<br />
1994/95 när en större revision av beräkningen av markens mineralogiska sammansättning<br />
gjordes för samliga provpunkter i skogsmark samt ekosystemets<br />
interna växtnäringscirkulation lades in i modellen. Detta ledde sammantaget<br />
till en tämligen stor ökning av den beräknade vittringen, vilket i sin tur<br />
påverkade uppskattningen av kritisk belastning. Depositionsberäkningarna<br />
för baskatjoner har också reviderats vid några tillfällen under 1990-talet. Det<br />
är därför viktigt att påpeka att även om den verkliga kritiska belastningen för<br />
skogsmark inte förändras över tiden så är uppskattningarna som gjort vid<br />
olika tillfällen inte helt jämförbara.<br />
De senaste beräkningarna<br />
Inför denna redovisning har nya beräkningar gjorts, såväl av den kritiska<br />
belastningen som dess överskridande. Härvid har 1997 års deposition<br />
använts, eftersom reviderade data för deposition av försurande ämnen och<br />
baskatjoner föreligger för detta år. PROFILE har dessutom uppdaterats och<br />
delvis omarbetats, och bl a har formuleringarna av kväveprocesserna i marken<br />
ändrats något. Den största förändringen är att kväveprocesserna helt integrerats<br />
i modellen och att full återkoppling mellan de processer som påverkar<br />
markvattenfasen har åstadkommits. Dessa förändringar påverkar såväl beräkningar<br />
av försurning som övergödning.<br />
De nya beräkningarna av kritisk belastning visas i figur 5.3. Man kan se<br />
att den regionala variationen i kritisk belastning, uttryckt som 5-percentil för<br />
varje 50 x 50 km-ruta, är ganska stor inom Sverige. Variationen avspeglar<br />
främst olikheter i markens geologi, klimat och nedfall av baskatjoner. Utefter<br />
delar av Västkusten är den kritiska belastningen tämligen hög på grund av<br />
relativt snabb vittring och högt nedfall av baskatjoner, vilket tenderar att höja<br />
BC/Al-kvoten i markvattnet. Låga värden finner man t ex i östra Götalands<br />
kusttrakter, norra Svealand och delar av Norrlands inland.<br />
I södra Sverige är vittringshastigheten högre än i norr, eftersom temperaturen<br />
är högre. Dessutom har skogsmarken i söder ett större inslag av lövträd,<br />
vilka har ett större rotdjup. Generellt sett ger detta en högre kritisk belast-<br />
[66]
*<br />
FIGUR 5.3<br />
Kritisk belastning<br />
5-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
41 0 - 100<br />
43 100 - 200<br />
27 200 - 300<br />
59 300 - 500<br />
17 500 - 1 000<br />
5 1 000 - 5 000<br />
Kritisk belastning<br />
50-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
0 0 - 100<br />
1 100 - 200<br />
16 200 - 300<br />
77 300 - 500<br />
79 500 - 1 000<br />
19 1 000 - 5 000<br />
Kritisk belastning för aciditet (CL acidity) för svensk skogsmark, baserat på 1 883 provpunkter<br />
över landet, uttryckt som 5- och 50-percentil.<br />
ning. Å andra sidan är mineralogin i marken rikare i norr, men detta får inte<br />
fullt genomslag på grund av låg årsmedeltemperatur. I Mellansverige finns<br />
områden, främst delar av norra Dalarna och Härjedalen, där marken består<br />
av mycket svårvittrad berggrund, vilket ger näringsfattig och försurningskänslig<br />
mark. Den kritiska belastningen uppvisar här bland de lägsta värdena<br />
i Europa. I medeltal är den kritiska belastningsgränsen i de nordiska länderna<br />
omkring hälften av den på kontinenten (Posch m fl, 1999).<br />
Det är viktigt att påpeka att en karta över 5-percentilerna bara avspeglar<br />
känsligheten för de allra känsligaste områdena inom respektive ruta. I figur<br />
5.3 redovisas också en karta över medelsituationen (50-percentilen) inom<br />
varje ruta. Den visar avsevärt högre värden och en mer utjämnad bild över<br />
landet. Områden med mindre känslighet framstår då tydligare, t ex Västkusten,<br />
Gotland, Östergötland, östra Svealand och delar av fjällkedjan. I<br />
sprickdalslandskap, som t ex utefter norra Västkusten och Svealands och<br />
norra Götalands kustområden, växlar näringsrika tunna jordar med lerhaltiga<br />
[67]
sedimentjordar över korta avstånd. I sådana områden är variationen i kritisk<br />
belastning stor, men de känsliga områdena drar ned 5-percentilen.<br />
I tabell 5.2 redovisas olika percentiler för kritisk belastning för svensk<br />
skogsmark. Medianvärdet är drygt 500 ekv/ha och år, vilket teoretiskt sett<br />
motsvarar den försurande verkan av 25 kg ren svavelsyra (8 kg svavel) per<br />
hektar och år. Värdet för 5-percentilen, 118 ekv/ha och år, motsvarar 5,8 kg<br />
svavelsyra eller 1,9 kg svavel. Som jämförelse kan nämnas att medeldepositionen<br />
av svavel 1997 var ca 5 kg/ha och år. Värdet för 95-percentilen är högt,<br />
över 2000 ekv/ha och år, vilket visar att de kritiska belastningarna är skevt fördelade<br />
med några få mycket höga värden.<br />
TABELL 5.2. Kritisk belastning för försurning (CL acidity) för svensk skogsmark, baserat på 1 883<br />
provpunkter och 1997 års deposition. Fördelningen (5-, 50- och 95-percentil) av kritisk belastning,<br />
överskridande av kritisk belastning samt de variabler som ingår som termer i beräkningarna.<br />
Negativt överskridande = nedfallet underskrider den kritiska belastningen. Observera att värdena<br />
i varje kolumn inte är samhörande och sålunda inte kan adderas för att få den kritiska belastningen.<br />
Sort: ekv/ha . år.<br />
PERCENTILER<br />
5 % 50 % 95 %<br />
Kritisk belastning, CL(acidity) 118 516 2400<br />
Kritisk belastning, överskridande - 1975 - 203 387<br />
Vittring, BCw 138 295 1510<br />
Baskatjondeposition, BCdep 63 127 365<br />
Kritiskt ANC-läckage, ANCle, crit - 918 - 214 111<br />
Baskatjonupptag, BCu 50 179 374<br />
Kritiskt kväveupptag, Nu, crit 41 139 316<br />
Kväveimmobilisering, Ni 0 139 316<br />
Denitrifikation, Nde 0 8 69<br />
I tabell 5.2 anges också värden för de viktigaste termerna som ingår i beräkningen<br />
av kritisk belastning eller dess överskridande. I faktarutan på sid 69 redovisas<br />
två exempel på beräkningar av kritisk belastning och överskridande för två skogslokaler.<br />
Värden är angivna som ekvivalenter och ger därför en uppfattning om<br />
den relativa storlekordningen av försurande och buffrande processer. Ju högre<br />
absoluta värden desto större effekt har processen. Generellt sett tycks således<br />
vittringen vara den viktigaste syrabuffrande processen vid kritisk belastning.<br />
[68]
*<br />
F A K T A R U T A<br />
Kritisk belastning och dess<br />
överskridande på två skogslokaler<br />
LOKAL A LOKAL B<br />
Län Västra Götaland Västra Götaland<br />
Kommun Töreboda Karlsborg<br />
Skogstyp frisk/fuktig granskog frisk/fuktig tallskog<br />
Marktyp sandig – moig morän moig morän<br />
Deposition 1997 5,1 kg S/ha; 8,5 kg N/ha 4,0 kg S/ha; 5,9 kg N/ha<br />
KRITISK BELASTNING<br />
CL (acidity) = BCw - ANCle,crit Lokal A 310 = 156 – -154 (ekv/ha . år)<br />
Lokal B 1340 = 707 – - 633 (ekv/ha . år)<br />
ÖVERSKRIDANDE AV KRITISK BELASTNING<br />
Exc = Deposition + Markanvändning - CL (acidity)<br />
Lokal A 205 = 778 + -262 – 311 (ekv/ha . år)<br />
Lokal B -946 = 529 + -135 – 1340 (ekv/ha . år)<br />
Kommentar<br />
Lokal A är en relativt produktiv granskog, men marken är näringsfattig och vittringen<br />
låg. Den totala buffertförmågan är låg och den kritiska belastningen överskrids med ca<br />
200 ekv/ha.år. Den samlade markanvändningstermen är negativ, främst på grund av stor<br />
fastläggning av kväve i träd och mark. Totalt är dock markanvändningstermen ganska<br />
liten.<br />
Lokal B är en bördig tallskog. Den har något finkornigare mark med bättre mineralogi<br />
än lokal A. Vittringen och den kritiska belastningen är därför betydligt högre. Detta tillsammans<br />
med en lägre deposition innebär att den kritiska belastningen inte överskrids<br />
(negativt värde på överskridandet). Inte heller här är markanvändningstermen speciellt<br />
betydelsefull.<br />
[69]
Baskatjondeposition, som också är en neutraliserande process, bidrar genomsnittligt<br />
i betydligt mindre grad. I sydvästra Sverige är emellertid baskatjondepositionen<br />
relativt hög och ofta av samma storleksordning som vittringen.<br />
Det kritiska ANC-läckaget innebär en betydande avlastning av syra (negativa<br />
ANC-värden) på huvuddelen av den svenska skogsmarken. Nivån på det<br />
kritiska ANC-läckaget bestäms av koncentrationerna av baskatjoner och aluminium<br />
i markvattnet.<br />
Upptag och immobilisering av kväve är också neutraliserande processer i<br />
modellen, och de är av ungefär samma storlekordning. Denitrifikationen spelar<br />
en liten roll ur försurningssynpunkt. På lång sikt är fastläggningen av<br />
kväve av avgörande betydelse för försurningen, eftersom hög fastläggning<br />
kan leda till att marken kvävemättas och utläckaget av nitrat ökar påtagligt<br />
med försurning som följd (se vidare kapitel 8).<br />
Upptaget av baskatjoner är en försurande process. Kväve och baskatjoner<br />
tas enligt tabell 5.2 upp i ungefär lika mängder, vilket enligt processbeskrivningarna<br />
i PROFILE skulle kunna tolkas som att skogstillväxt och skörd inte<br />
är försurande. Detta beror på att PROFILE beskriver kvävets nettoförsurande<br />
verkan ändå från utsläpp, via omvandling i atmosfären, tills det att det tas<br />
upp i vegetation eller förloras som utlakning. Detta kan göras utan att man<br />
skiljer på olika kväveformer. I verkligheten är det emellertid av betydelse om<br />
träden tar upp kväve som ammonium eller nitrat, och om man bara ser till<br />
själva näringsupptaget är skogstillväxten en verkligt försurande process.<br />
PROFILE är emellertid inte avsedd att användas för den tillämpningen.<br />
Överskridande av kritisk belastning<br />
– i går, i dag och i morgon<br />
Nuvarande situation<br />
I dag överskrider nedfallet (1997 års deposition) den kritiska belastningen för<br />
försurning av skogsmark i stora delar av södra Sverige, upp till södra/mellersta<br />
Norrland (figur 5.4). Även delar av norra Norrlands kustland uppvisar<br />
överskridande Det är viktigt att komma ihåg att överskridandet representeras<br />
av 95-percentilen, vilket innebär att klassningen av en ruta baseras på<br />
95 %-percentilen av beräknade värden på överskridandet – inte på de allra<br />
[70]
1980 1990<br />
17<br />
24<br />
19<br />
26<br />
35<br />
71<br />
Överskridande<br />
95-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
- 0<br />
0 - 200<br />
200 - 400<br />
400 - 700<br />
700 - 1 000<br />
1 000 - 3 000<br />
1997 2010<br />
*<br />
FIGUR 5.4<br />
66<br />
40<br />
47<br />
32<br />
5<br />
2<br />
Överskridande<br />
95-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
- 0<br />
0 - 200<br />
200 - 400<br />
400 - 700<br />
700 - 1 000<br />
1 000 - 3 000<br />
44<br />
20<br />
23<br />
46<br />
34<br />
25<br />
83<br />
59<br />
40<br />
9<br />
1<br />
0<br />
Överskridande<br />
95-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
- 0<br />
0 - 200<br />
200 - 400<br />
400 - 700<br />
700 - 1 000<br />
1 000 - 3 000<br />
Överskridande<br />
95-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
- 0<br />
0 - 200<br />
200 - 400<br />
400 - 700<br />
700 - 1 000<br />
1 000 - 3 000<br />
Överskridande av kritisk belastning för försurning (CL acidity) i svensk skogsmark för åren<br />
1980, 1990, 1997 samt 2010 efter implementering av Göteborgsprotokollet.<br />
[71]
högsta värdena. Alla rutor där minst 5 % av provpunkterna uppvisar ett överskridande<br />
klassas därför som rutor med överskridande. Om man däremot<br />
utgår från arealen för varje enskild provpunkt får man att ca 24 % av den<br />
svenska skogsmarksarealen har ett överskridande. I medianprovpunkten för<br />
hela landet underskrider depositionen den kritiska belastningen med ca 200<br />
ekv/ha och år, medan provpunkten som motsvarar 95-percentilen har ett<br />
överskridande med nästan 400 ekv/ha och år (tabell 5.2).<br />
I större delen av norra och östra Sverige är överskridandet relativt måttligt,<br />
medan överskridandet är högt i sydvästra Sverige. Det högsta överskridandet<br />
i absoluta tal återfinns i delar av Skåne. Här uppgår överskridandet, uttryckt<br />
som 95-percentil, till 1000 ekv/ha och år för två 50 x 50 km-rutor, vilket innebär<br />
att nedfallet är mer än 5 gånger högre än den kritisk belastningen. I övriga<br />
Götaland är överskridandet omkring 2 gånger eller lägre.<br />
Utvecklingen från 1980 till 1997<br />
Om man ser på utvecklingen från 1980-talet fram till 1990, så har det skett en<br />
avsevärd förbättring av nedfallssituationen i Sverige (tabell 5.3, figur 5.4).<br />
Runt 1990 överskred depositionen den kritiska belastningen på ca 45 % av<br />
skogsmarksarealen och vid början av 1980-talet var motsvarande värden<br />
ca 65 % (tabell 5.3).<br />
TABELL 5.3 Översikt över utvecklingen av överskridande av kritisk belastning för skogsekosystem i<br />
Sverige (95-percentil). Tabellen visar vilken deposition som använts, vilken beräkningsmetod, vilket<br />
år beräkningen gjordes, antalet datapunkter och hur stor andel av skogsarealen som hade överskridande.<br />
Arealen produktiv skogsmark i Sverige är ca 22,6 milj ha.<br />
DEPOSITION BERÄKNNG ANTAL ÖVERSKRIDANDE<br />
FRÅN ÅR METOD UTFÖRD PROVPUNKTER % AV AREAL MILJ. HA<br />
1980/81 PROFILE 1987 23 75 17,2<br />
1980/81 PROFILE 2001 1883 66 15,1<br />
1987 PROFILE 1989 1302 85 19,5<br />
1987 PROFILE, SS<strong>MB</strong> 1991 1756 82 18,8<br />
1987 PROFILE 1992 1804 76 17,4<br />
1990 PROFILE 2001 1883 46 10,5<br />
1992 PROFILE 1995 1883 52 11,9<br />
1997 PROFILE 2001 1883 24 5,5<br />
2010 PROFILE 2001 1883 14 3,2<br />
[72]
Av tabell 5.3 framgår att beräkningar har utförts vid flera olika tidpunkter, mellan<br />
vilka såväl beräkningsmetoder som databasen har förändrats. Ingångsdata<br />
för modellberäkningarna har ändrats flera gånger under perioden, efterhand<br />
som data av bättre kvalitet kommit fram. År 1994 gjordes t ex en ny omfattande<br />
beräkning av markmineralogien baserad på ett utökat antal kalibreringspunkter<br />
samt en förbättrad UPPSALA-modell. Generellt sett gav den<br />
nya databasen högre vittringshastighet, och därmed även högre kritisk belastning.<br />
Även depositionsdata har uppdaterats. Baskatjondepositionen utgör<br />
fortfarande en betydande osäkerhetsfaktor med relativt stor inverkan på<br />
beräkningarna. PROFILE har dessutom under senare år omarbetats så att<br />
näringscirkulationen inom ekosystemet via förnafall finns med. Detta har<br />
inneburit högre beräknade baskatjonkoncentrationer i de övre markhorisonterna<br />
samt högre värden på den kritiska belastningen i vissa punkter.<br />
Situationen år 1997 visar att effekten av internationella avtal redan har slagit<br />
igenom i stor skala. Överskridandet har minskat kraftigt i hela Sverige,<br />
men fortfarande uppvisar ca 5 miljoner ha skogsmark ett överskridande.<br />
Överskridandet är speciellt stort i sydvästra Götaland. I det området kan markens<br />
aluminium och låga pH-värden utgöra ett hot mot den långsiktiga produktionsförmågan.<br />
Framtida utveckling<br />
Även det förväntade framtida överskridandet av kritisk belastning för svensk<br />
skogsmark har uppskattats (figur 5.4). Dessa framtidsbedömningar baseras<br />
på det scenario som ligger grund för det s k Göteborgsprotokollet inom Luftvårdskonventionen<br />
om utsläppsminskningar av svaveldioxid, kväveoxider,<br />
ammoniak och VOC som undertecknades 1999 (scenario WGS 31b).<br />
I figur 5.4 redovisas vilken situation som kan förväntas år 2010. Överskridandet<br />
enligt Göteborgsprotokollet kommer att omfatta ca 14 % av den svenska<br />
skogsarealen. EU:s s k Takdirektiv, som beslutades under 2001, innebär för<br />
vissa länder något större utsläppsbegränsningar. Överskridandet i Sverige kan<br />
därför bli ytterligare några procent lägre genom än vad som redovisas tabell 5.3,<br />
men ingen närmare analys av detta har gjorts här.<br />
Göteborgsprotokollet kommer således att innebära en fortsatt minskning av<br />
nedfallet och överskridandet. Kartorna visar att försurningsproblemet kommer<br />
att finnas kvar i delar av Sydsverige, men med något minskad styrka, medan<br />
[73]
det på sikt kommer att försvinna i norra Sverige. Det största kvarstående försurningsproblemet<br />
i skogsmark efter 2010 är underskottet i baskatjonförrådet<br />
samt vidare markförsurning i Sydsverige.<br />
Länsvisa beräkningar<br />
Beräkningar av kritisk belastning, deposition och oskyddad areal på länsnivå<br />
redovisas i tabell 5.4. Motsvarande data för sjöar redovisas i kapitel 6. Resultaten<br />
anges som medianvärden för varje län, istället för 5-percentilen, eftersom syftet<br />
har varit att se hur den genomsnittliga situationen varierar mellan länen.<br />
Värden för CL(acidity) och optimeringsparametern CL max (S), som båda<br />
räknats om till kilo svavel per hektar och år, ligger genomgående nära varandra<br />
eftersom beräkningarna har stora likheter (se kapitel 4). I stort speglar resultaten<br />
de regionala skillnader man har i berggrund och lösa jordlager över landet.<br />
Alla Norrlandslän samt Dalarna och Örebro län framstår som relativt sett<br />
försurningskänsliga områden, medan det motsatta gäller för t ex Uppsala,<br />
Södermanlands, Västra Götalands och Hallands län. Södermanlands län och<br />
Hallands län har de högsta värdena på CL(acidity), 14 kg S/ha och år. Det lägsta<br />
värdet, 5,0 kg S/ha och år, noteras för Västernorrlands län.<br />
CL min (N) anger det kvävenedfall som inte långsiktigt ger upphov till försurning<br />
eftersom kvävet fastläggs i mark och vegetation eller avgår till atmosfären<br />
genom denitrifikation. Denna parameter kan jämföras med kritisk<br />
belastning för övergödning som innehåller samma termer samt dessutom kritiskt<br />
kväveläckage (se kapitel 8). Kritisk belastning för övergödning uppvisar<br />
något högre värden än CL min (N) men de är nära korrelerade. Relativt höga<br />
värden för CL min (N), 4–6 kg N/ha och år, finner man normalt i södra Sverige<br />
där skogens upptag av kväve och inbindningen av kväve i marken är högre än<br />
längre norrut.<br />
Överskridandet av kritisk belastning kan inte direkt utläsas av tabell 5.4,<br />
eftersom depositionen anges som svavel och kväve. I stället anges överskridandet<br />
som procent oskyddad areal av den totala karterade arealen inom varje<br />
län. Man tar då hänsyn till såväl fördelningen av kritisk belastning inom länen<br />
som till depositionens storlek. Denna beräkning visar på ett stort överskridande<br />
i sydvästra Sverige, med 50 % oskyddad areal eller högre i Skåne,<br />
Blekinge, Hallands, Kronobergs, Jönköpings och Örebro län. För övriga län i<br />
[74]
Götaland och Svealand ligger den oskyddade arealen vanligen runt 30–40 %.<br />
Låg andel oskyddad areal noteras för större delen av Norrland. Värdet för<br />
Gotlands län baseras på ett litet antal prover och måste betraktas som mycket<br />
osäkert.<br />
TABELL 5.4 Resultat från länsvisa beräkningar för skogsmark. För alla parametrar utom oskyddad<br />
areal visas medianen (50-percentilen). Deposition och oskyddad areal baseras på 1997 års data.<br />
Enheten för CL(acidity) har räknats om från ekv/ha . år till kgS/ha . år. Medianvärden baseras på<br />
separata fördelningar för varje län och parameter, varför kolumnerna inte visar samhörande värden.<br />
Därför lämpar sig tabellen bäst för att belysa skillnader mellan länen i stället för analyser<br />
inom varje län.<br />
LÄN ANTAL AREAL CL(acidity) CLMAX(S) CLMIN(N) Sdep Ndep OSKYDDAD<br />
PROVPUNKTER km2 MEDIAN MEDIAN MEDIAN MEDIAN MEDIAN AREAL<br />
kgS/ha . år kgS/ha . år kgN/ha . år kgS/ha . år kgN/ha . år %<br />
Norrbottens län 213 104422 8,2 7,8 1,5 1,6 1,6 1<br />
Västerbottens län 188 58773 7,4 7,2 2,0 2,1 2,2 9<br />
Jämtlands län 167 53521 7,3 7,1 2,0 2,1 2,5 16<br />
Västernorrlands län 85 23083 5,0 3,9 2,7 2,5 3,0 37<br />
Gävleborgs län 143 19788 6,3 5,2 3,2 3,0 3,8 33<br />
Dalarnas län 164 30108 6,4 6,3 3,0 2,8 3,8 29<br />
Uppsala län 35 7315 13 11 4,5 4,6 6,4 25<br />
Värmlands län 85 21625 8,0 7,3 3,7 4,0 5,5 29<br />
Västmanlands län 47 6895 11 10 4,3 4,4 6,0 33<br />
Stockholms län 19 6960 8,3 6,6 4,5 5,2 6,8 36<br />
Örebro län 56 9631 6,6 5,5 4,4 4,6 6,2 56<br />
Södermanlands län 35 6999 14 13 4,6 4,8 6,4 33<br />
Östergötlands län 58 12137 8,9 8,0 4,5 3,7 5,5 39<br />
Jönköpings län 72 11694 10 10 4,8 6,3 9,1 52<br />
Västra Götalands län 134 28684 13 15 4,8 6,8 9,6 39<br />
Gotlands län 21 3139 9,8 9,6 4,0 4,0 5,7 21<br />
Kalmar län 72 11526 8,5 8,7 4,5 5,0 7,5 49<br />
Hallands län 61 5671 14 15 5,6 8,5 13 59<br />
Kronobergs län 68 9380 12 13 4,8 6,8 9,6 50<br />
Blekinge län 35 2997 8,8 8,1 5,6 7,2 11 77<br />
Skåne län 96 11316 12 11 5,7 6,7 12 59<br />
[75]
Tolkningar av resultat och osäkerheter<br />
Osäkerheter i beräkningar av kritiska belastningar och överskridande kan i<br />
princip hänföras till följande fyra huvudkomponenter:<br />
1. Osäkerheter i de parametrar som ingår i beräkningen<br />
2. Osäkerheter i uppskattningen av nedfallet<br />
3. Osäkerheter i parametrarnas representativitet och<br />
4. Osäkerheter i beräkningens grundläggande principer,<br />
t ex val av kemiskt kriterium och kritiskt kemiskt värde.<br />
Effekten av dessa olika komponenter har undersökts vid Lunds universitet<br />
(Barkman, 1998; Barkman & Alveteg, 2001). Osäkerheter i beräkningsparametrarna<br />
och i representativiteten bedöms ha den största betydelsen för<br />
resultaten i Sverige. Enbart representativitetsproblemet uppskattas stå för<br />
hälften av den totala osäkerheten. I princip är provtagningen representativ<br />
för ett område om vi har minst 50 punkter inom enheten. Detta betyder att<br />
vi i Sverige har något för få provpunkter över landet för att kunna beskriva<br />
tillståndet i 50 x 50 km-rutor på ett tillfredställande sätt, och att 1 883 insamlingspunkter<br />
inte är tillräckligt för att fånga variationen i den svenska skogsmiljön.<br />
Grovt sett skulle antalet provpunkter behöva fördubblas. Länsvisa<br />
undersökningar i Värmlands, Örebro, Jönköpings, Gävleborgs och Älvsborgs<br />
län med en avsevärt större provtäthet tyder på att det faktiska överskridandet<br />
år 1997 var ca 32 %, jämfört med 29 % för standardberäkningen. Dock bör<br />
man betänka att Sverige hör till de länder som har det bästa dataunderlaget i<br />
hela Europa.<br />
Beräkningen av överskridandet av kritisk belastning i denna rapport baseras<br />
på nationella depositionsdata. I samband med förhandlingarna om Göteborgsprotokollet<br />
redovisades olika utsläppsscenarier för försurande ämnen i<br />
Europa framtagna av IIASA. I det scenario som låg till grund för det slutliga<br />
protokollet utnyttjades depositionsdata från EMEP. Här angavs överskridandet<br />
år 2010 för svensk naturmiljö, skogsmark och sjöar sammanvägt, till 4 %<br />
av arealen. Detta kan jämföras med uppskattningen i denna rapport till 14 %<br />
för skogsmark och ca 10 % för sjöar (se kapitel 7). Det lägre överskridandet<br />
för IIASAs analyser beror på att man använt EMEP:s medeldeposition för<br />
rutor om 150 x 150 km som är lägre än den lokalspecifika deposition som<br />
använts här.<br />
[76]
Johansson (1999) har utfört omfattande studier av nationella och regionala<br />
tillämpningar av beräkningar av kritisk belastning och överskridande i<br />
Finland. Syftet har i första hand varit att förbättra underlaget för att bedöma<br />
behovet av utsläppsbegränsande åtgärder. I denna studie blev konsekvenserna<br />
av att använda mer detaljerade data (mindre rutstorlek vid beräkningarna)<br />
att överskridandet av kritisk belastning avvek betydligt från beräkningar baserade<br />
på de stora rutor som används vid europeiska bedömningar. Om överskridandet<br />
är litet eller måttligt (som t ex den beräknade svaveldepositionen<br />
år 2010) blir effekten av detaljerade data på nationell eller regional nivå i regel<br />
att arealen som överskrids ökar. Om överskridandet är stort (som t ex den<br />
nuvarande kvävedepositionen) kan effekten bli den omvända jämfört med<br />
data med sämre upplösning. Johansson (1999) beräknade en genomsnittlig<br />
osäkerhet i kritisk belastning för nationella tillämpningar i Finland till 30 %.<br />
Vi bedömer att detta också är en rimlig skattning för svenska förhållanden.<br />
Beräkningarna för kritisk belastning för skogsmark är således behäftad<br />
med en viss osäkerhet, både för enskilda provpunkter och för regionala uppskattningar.<br />
För områden där nedfallet och den kritiska belastningen är av<br />
samma storleksordning, t ex stora delar av norra Sverige, kan detta ge upphov<br />
till relativt stora osäkerheter i skattningen av arealer med överskridande.<br />
Analyser av vilka möjligheter man har att minska osäkerheten tyder på att<br />
provpunktstätheten skulle behöva ökas, speciellt i södra Sverige där variationen<br />
är störst.<br />
Vid beräkningen av kritisk belastning för enskilda skogsbestånd är markens<br />
fysiska egenskaper en känslig egenskap när det gäller att uppskatta vittringens<br />
storlek men av mindre betydelse för totalresultatet (Barkman, 1998).<br />
Däremot är valet av kritiskt värde på BC/Al-kvoten i marklösningen av speciell<br />
vikt när det gäller att reducera osäkerheten i 5-percentilen för kritisk<br />
belastning och 95-percentilen för överskridandet i norra Sverige. I södra<br />
Sverige är nedfall av svavel, kväve och baskatjoner samt växtnäringsupptag i<br />
biomassa och förnafall viktigare parametrar.<br />
Kväveomsättningen i mark är rent allmänt en källa till osäkerhet. Det är t ex<br />
svårt att beskriva vad som styr immobilisering, denitrifikation och utlakning av<br />
kväve, och i nuläget krävs ett kalibreringsförfarande för att balansera processerna<br />
mot varandra. Likaledes är det svårt att bedöma hur effekterna av den långsiktiga<br />
kväveupplagringen i mark kommer att påverka andra kväveprocesser.<br />
[77]
Här krävs både mer grundläggande kunskap om processerna och utveckling av<br />
dynamiska modeller som beskriver såväl kolets som kvävets flöden över tiden.<br />
Slutsatser<br />
*<br />
*<br />
*<br />
*<br />
*<br />
Den kritiska belastningen för försurning av svensk skogsmark varierar inom<br />
intervallet 100–1000 ekv/ha och år. I ett europeiskt perspektiv är detta låga<br />
värden. Medianvärdet för alla provpunkter är ca 500 ekv/ha och år, vilket<br />
motsvarar den försurande verkan av 8 kg svavel per hektar och år.<br />
Relativt hög kritisk belastning finns utefter delar av Västkusten och lokalt<br />
inom områden med kalkstensberggrund. Låga värden finns i områden<br />
med tunna jordar som moränfattiga kustområden eller områden med svag<br />
mineralogi t ex norra Dalarna och södra Jämtlands län.<br />
Överskridandet av kritisk belastning (95-percentil) är störst i norra Skåne<br />
och angränsande delar av södra Götaland. Även större delen av Svealand,<br />
södra Norrland och Västerbottens kustområden uppvisar regionalt överskridande,<br />
men överskridandet är här lågt.<br />
De minskningar av försurande utsläpp som skett i Europa har minskat<br />
arealen med överskridande från ca 65 % 1980, till 45 % 1990 och 24 %<br />
1997. År 1997 överskred depositionen den kritiska belastningen på drygt<br />
5 miljoner ha skogsmark.<br />
Nuvarande internationella avtal och nationella planer för utsläppsminskningar<br />
i Europa förväntas minska överskridandet i Sverige till ca 14 % av<br />
skogsmarksarealen år 2010.<br />
Referenser<br />
Barkman A (1998): Critical loads – assessments of uncertainty.<br />
Doktorsavhandling från Avd Kemisk Teknologi, Lunds Universitet.<br />
Barkman A & Alveteg M (2001): Effects of data uncertainty in the Swedish critical load assessment<br />
for forest soils. Water, Air, and Soil Pollution 125:133-156.<br />
Bertills U & Hanneberg P (red) (1995): Försurningen i Sverige – Vad vet vi egentligen?<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 4421.<br />
van Breemen N, Mulder J & Driscoll C T (1983): Acidification and alkalinization of soils.<br />
Plant and Soil 75:283-308.<br />
[78]
Eriksson E, Karltun E & Lundmark J-E (1992): Acidification of forest soils in Sweden.<br />
Ambio 21:150-154.<br />
Johansson M (1999): Integrated models for the assessment of air pollution control<br />
requirements. Doktorsavhandling. Department of Engineering, Physics and Mathematics.<br />
Helsinki University of Technology.<br />
Nilsson S I, Miller H G & Miller J D (1982): Forest growth as a possible cause of soil and water<br />
acidification: an examination of the concepts. Oikos 39:40-49.<br />
Nilsson S I (1985): The acidification sensitivity of Swedish forest soils. An analysis pertaining to<br />
concentrations, flows and stores of base cations and aluminium. SNV PM 1979.<br />
Nilsson S I (1986): Critical deposition limits for forest soils. I: Critical loads for nitrogen<br />
and sulphur. Nilsson J (red). Nordiska Ministerrådet. Miljörapport 1986:11.<br />
Olsson M & Melkerud P-A (1991):<br />
Determination of wethering rates based on geochemical properties of the soil.<br />
Geol. Survey of Finland, special paper 9:69-78.<br />
Posch M, de Smet P A M, Hettelingh J-P & Downing R J (1999):<br />
Calculation and mapping of critical thresholds in Europe. Status Report 1999,<br />
Coordination Center For Effects. RIVM Report No 259101009. Bilthoven.<br />
Staaf H & Tyler G (red) (1995): Effects of acid deposition and tropospheric ozone on forest<br />
ecosystems in Sweden. Ecological Bulletins (Copenhagen) nr 44.<br />
Sverdrup H & Warfvinge P (1988): Assessment of critical loads of acid deposition<br />
to forest soils. I: Critical loads for sulphur and nitrogen. Nilsson J (red).<br />
Report from the Skokloster Workshop. Nordiska Ministerrådet. Miljörapport 1988:15.<br />
Sverdrup H & Warfvinge P (1993): The effect of soil acidification on the growth of trees, grass<br />
and herbs as expressed by the (Ca + Mg + K)/Al ratio.<br />
Reports in ecology and engineering Report 2:1993.<br />
Sverdrup H & Warfvinge P (1995): Critical loads of acidity for Swedish forest ecosystems.<br />
Ecological Bulletins (Copenhagen) 44:75-89.<br />
Sverdrup H, de Vries W & Henriksen A (1990): Mapping critical loads.<br />
Nordiska Ministerrådet, Köpenhamn. Miljörapport 98:1990.<br />
Sverdrup H, Warfvinge P & Nihlgård B (1994): Assessment of soil acidification effects<br />
on forest growth in Sweden. Water, Air and Soil Pollution 78:1-36.<br />
Sverdrup H, Warfvinge P, Johansson M, Frogner T, Håöja A-O & Andersen B (1992):<br />
Critical loads to the forest soils in the Nordic countries. Ambio 5: 348-355.<br />
Thelin G, Sverdrup H, Holmqvist J, Rosengren U & Linden M (2002):<br />
Assessment of nutrient sustainability; A conifer-broadleaf stand at Jämjö, an area<br />
of approximately 10 ha. I: Stjernquist I & Sverdrup H (red), Developing principles<br />
for sustainable forest management. Kluwer Academic Publishers. (under tryckning).<br />
Troedsson T & Nilsson Å (1980): Skogsmarkens känslighet för försurning med<br />
hänsyn till lokalisering av kolkondenskraftverk. Statens naturvårdsverk. SNV PM 1366.<br />
[79]
Troedsson T (1985): Sensitivity of Swedish forest soils to acidification related to site<br />
characteristics. Statens naturvårdsverk, Rapport 3001.<br />
Umweltbundesamt (1996): Manual on methodologies and criteria for mapping<br />
critical levels/loads. Umweltbundesamt, Berlin. Texte 71/96.<br />
Warfvinge P & Sverdrup H (1992): Calculating critical loads of acid deposition with PROFILE<br />
– A steady state soil chemistry model. Water, Air and Soil Pollution; 63:119-143.<br />
Warfvinge P & Sverdrup H (1995): Critical loads of acidity to Swedish forests.<br />
Reports in ecology and engineering 5:1995<br />
Warfvinge P, Sverdrup H, Ågren G & Rosen K (1992): Effekter av luftföroreningar på<br />
framtida skogstilltväxt. Bilaga 16 till huvudbetänkande av 1990 års skogspolitiska kommitté,<br />
SOU 1992:76. Sid. 379-412.<br />
Warfvinge P & Bertills U (red) (2000): Naturens återhämtning från försurning.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5028.<br />
Wilander A & Lundin L (red) (2000): Återhämtning i svenska vatten och skogsmark.<br />
I: Warfvinge P & Bertills U (red). Naturens återhämtning från försurning.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5028.<br />
[80]
6. Kritisk belastning<br />
för försurning av sjöar<br />
*<br />
L R A P P, A W I L A N D E R & U B E R T I L L S<br />
Sverige har liksom de andra nordiska länderna ett mycket stort antal sjöar<br />
jämfört med övriga länder i Europa. Konceptet och metoderna för beräkning<br />
av kritisk belastning för sjöar har också utvecklats inom Norden. Förutom i<br />
Sverige, Norge och Finland beräknas idag kritisk belastning för sjöar även i<br />
Storbritannien och Irland. De riksomfattande inventeringarna av sjöar och<br />
vattendrag som har gjorts i Sverige med 5 års intervall har utgjort grunden för<br />
beräkningen av kritisk belastning för sjöar i Sverige. Kritisk belastning för<br />
vattendrag har inte beräknats eftersom underlaget är otillräckligt.<br />
Fortfarande finns försurade sjöar<br />
– men vi ser en förbättring<br />
Den sentida försurningen av sjöar och vattendrag är den mest uppenbara förändringen<br />
i Sverige på grund av försurande luftföroreningar. Tusentals sjöar<br />
och vattendrag har drabbats, inte minst genom att försurningskänsliga arter av<br />
fisk som t ex mört, öring och lax försvunnit. Trots en omfattande kalkningsverksamhet<br />
och en minskande deposition av försurande ämnen sedan 1980talet<br />
är fortfarande många sjöar och vattendrag försurade. Försurade sjöar återfinns<br />
i dag främst i Kronobergs, Västra Götalands, Blekinge, Hallands och<br />
Värmlands län. Förutom försurade sjöar finns även naturligt sura sjöar i det<br />
svenska barrskogslandskapet.<br />
Andelen försurade sjöar har uppskattats till 6–14 % (Rapp m fl, 2001a) baserat på:<br />
– <strong>Naturvårdsverket</strong>s bedömningsgrunder för miljökvalitet (<strong>Naturvårdsverket</strong>,<br />
1999) med klasserna 2–5 , dvs måttlig till extrem avvikelse<br />
– Riksinventeringen 1995 uppskalad till alla Sveriges sjöar större än 4 hektar<br />
– endast okalkade sjöar.<br />
[81]
Intervallet speglar skillnaden mellan att använda ANC (6 %) och alkalinitet<br />
(14 %) som mått på buffertkapacitet. Om även de kalkade sjöarna räknas in<br />
som försurade, dvs de antas ha varit försurade innan kalkning, blir motsvarande<br />
intervall 18–25 %.<br />
Rapp m fl (2001a) uppskattade andelen naturligt sura sjöar med förindustriellt<br />
pH mindre än 6,0 till 8 %, förutsatt att inga naturligt sura sjöar har kalkats.<br />
Vid Riksinventeringen 1995, som samordnades med samtidiga inventeringar<br />
i övriga nordiska länder visades att de svenska sjöarna har högre pHvärden<br />
än de norska sjöarna (tabell 6.1). Detsamma gäller alkaliniteten, som<br />
är ett mått på förmågan att buffra mot tillförsel av försurande vätejoner. Detta<br />
kan till viss del förklaras med den omfattande kalkningsverksamheten i<br />
Sverige, dvs de suraste sjöarna har kalkats.<br />
TABELL 6.1 Jämförelse mellan resultat från den svenska nationella sjöinventeringen 1995 (icke-kalkningspåverkade<br />
sjöar) och de övriga nordiska ländernas samtidiga undersökningar. Värdena anges som<br />
percentiler och halterna för alkalinitet och sulfat anges i mekv/liter (Wilander m fl, 1998).<br />
PARAMETER LAND PERCENTIL<br />
10 50 90<br />
pH Sverige 6,00 6,83 7,47<br />
Finland 5,68 6,58 7,08<br />
Norge 5,07 6,36 7,30<br />
Alkalinitet Sverige 0,022 0,149 0,823<br />
Finland 0,022 0,111 0,278<br />
Norge
De nordiska sjöarna har genom sin låga motståndskraft mot försurning<br />
tillhört de ekosystem som varit gränssättande för svavelutsläppen i Europa,<br />
särskilt vid framtagandet av andra svavelprotokollet (se kapitel 10).<br />
När depositionen av svavel nu minskat kraftigt och beräknas att minska<br />
ytterligare kan en förbättring av försurningssituationen förväntas. Detta kan<br />
utläsas från tidsserier över ytvattenkvalitet inom Miljöövervakningen<br />
(Warfvinge & Bertills, 2000). En nyligen publicerad studie av återhämtning i<br />
344 nordiska sjöar visar att återhämtningen från försurning påbörjades under<br />
1980-talet och har accelererat under 1990-talet. Under det sista årtiondet har<br />
sulfathalterna minskat signifikant i 69 % av sjöarna och ANC har ökat i 32 %<br />
av sjöarna (Skjelkvåle m fl, 2001).<br />
Återhämtningen i sjöarna fördröjs dock av att omgivande marker kommer<br />
att vara fortsatt sura under årtionden framöver. På lång sikt är försurningsutvecklingen<br />
beroende av att åtgärder vidtas inom skogsbruket, så att försurningstillskottet<br />
minskar på känsliga marker.<br />
Varför försuras ytvattnet och vad händer i sjön?<br />
Kvaliteten på vattnet i sjöar och vattendrag påverkas av bl a processer i tillrinningsområdet,<br />
geologi och klimat. Sedan sista istiden har en långsam,<br />
naturlig försurning av mark och ytvatten skett. Under de senaste årtiondena<br />
har försurningsförloppet accelererat främst genom nedfall av försurande luftföroreningar,<br />
men även skogsbruket har bidragit.<br />
När en sjö försuras sjunker alkaliniteten och pH-värdet medan halten av aluminium<br />
ökar. Det ger upphov till en lång rad biologiska effekter som t ex att:<br />
– försurningskänsliga arter minskar i antal eller försvinner helt, som t ex lax,<br />
mört, öring, flodpärlmussla, snäckor, dagsländor<br />
– vitmossa invaderar sjön från strandzonen, tränger undan andra växter och<br />
förstör lekbottnar<br />
– de naturliga nedbrytningsmekanismerna hämmas vilket minskar näringstillgången<br />
– tillgången på växttillgängligt kol för fotosyntes minskar då pH-värdet sjunker.<br />
Dessa förändringar leder till minskad primärproduktion och minskad biologisk<br />
mångfald i ekosystemet.<br />
[83]
Försurningsskador av mer långsiktig karaktär i ytvatten beror på att markerna<br />
i tillrinningsområdena försurats. Det förekommer emellertid även skador<br />
på vattenlevande organismer orsakade av mer kortvariga försurningsförlopp.<br />
I främst norra Sverige, där deposition av luftföroreningar är lägre, finns<br />
den största risken för försurningsskador i samband med smältande snö med<br />
ackumulerad syradeposition eller vid kraftiga höstregn. Här kan orsakerna till<br />
försurningsepisoderna dessutom också vara naturliga; genom förekomst av<br />
svavelhaltiga jordar, organiska syror, utspädning med jonsvagt nederbördsvatten,<br />
deposition av havssalt eller genom koldioxidövertryck (Laudon m fl,<br />
2000).<br />
Metoder att beräkna kritisk belastning<br />
Tre olika metoder för att beräkna kritisk belastning för sjöar används i<br />
Europa. Två av dessa har använts i Sverige och beskrivs översiktligt i det följande.<br />
En fullständig beskrivning återfinns i bilaga 1. Diatomé-modellen har<br />
aldrig använts i Sverige och beskrivs därför inte närmare.<br />
1. SSWC-modellen (Henriksen m fl, 1990a; Henriksen m fl, 1992;<br />
Henriksen m fl, 1993)<br />
2. FAB-modellen (Kämäri m fl, 1992; Downing m fl, 1993; Henriksen<br />
m fl, 1993; Posch m fl, 1997).<br />
3. Diatomé-modellen (Battarbee m fl, 1996) använder information från<br />
paleolimnologiska data. Kritisk belastning för försurning beräknas från ett<br />
empiriskt samband mellan svaveldeposition och sjöarnas kalciumhalt<br />
baserat på sammansättningen av diatoméer (kiselalger) i 41 sjöar i<br />
Storbritannien. Förindustriella kalciumkoncentrationer beräknas på<br />
samma sätt som i SSWC modellen.<br />
Huvudprincipen för alla modeller är att med empiriska samband kvantifiera i<br />
vilken omfattning en sjö har försurats, vilket ger information om den kritiska<br />
belastningen. I Sverige används sedan 1995 den s k FAB-modellen (First<br />
order Acidity Balance) som har utvecklats ur äldre modeller men som beskriver<br />
processerna för både svavel och kväve mer fullständigt. Före 1995 användes<br />
modellen Steady State Water Chemistry (SSWC) och den används fortfarande<br />
för att uppskatta vittringshastigheten i sjöarnas tillrinningsområde.<br />
[84]
EKV 1A<br />
SSWC<br />
SSWC utvecklades under 1980-talet av Arne Henriksen på NIVA (Norsk Institutt<br />
for Vannforskning) i Norge. Modellen har sedan dess modifierats, men huvudprincipen<br />
är att den ändring av sjökemi som försurningen har orsakat kan härledas<br />
från empiriska samband och dagens vattenkemi. Modellen användes bl a för att ta<br />
fram underlag för det andra svavelprotokollet. Den är enkel jämfört med andra<br />
modeller och kräver relativt lite indata.<br />
Modellen bygger på att det vattenkemiska tillståndet i en sjö kan användas<br />
som ett mått på försurande och neutraliserande processer i hela sjöns tillrinningsområde.<br />
Metodiken är att ta ett vattenprov och sedan med empiriska ekvationer<br />
bestämma hur mycket baskatjoner som har lakats ut från markens jonbytesförråd.<br />
Därefter kan vittringshastigheten beräknas, se bilaga 3.<br />
I den ursprungliga modellversionen beaktades endast deposition av svavel,<br />
och man antog att allt deponerat kväve tas upp av vegetationen. Dagens<br />
modellversion använder det verkliga kväveläckaget som ett mått på kvävets<br />
försurningseffekt.<br />
Kritisk belastning för försurning, CL(acidity), kan beräknas enligt:<br />
CL ( acidity ) = BC<br />
eller som:<br />
*<br />
*<br />
( [ ]<br />
o - ANClimit). Q- BCdep le crit ANC<br />
CL EKV 1B<br />
,<br />
w<br />
där<br />
BC<br />
acidity ( ) = -<br />
ekv/ha·år<br />
ekv/ha·år<br />
[BC*] o = sjöns förindustriella halt av baskatjoner av icke marint<br />
ursprung (vittring och deposition)<br />
ANC limit = kritiskt kemiskt värde för indikatororganism<br />
Q = medelavrinning<br />
BC dep * = deposition av baskatjoner av icke marint ursprung<br />
ANC le, crit = den kritiska utlakningen av ANC från avrinningsområdet<br />
BC w = vittringshastigheten i avrinningsområdet<br />
Enligt ekvation 1B bestäms den kritiska belastningen hos en sjö av hur stor<br />
mineralvittringen (BC w) är i avrinningsområdet jämfört med den kritiska<br />
[85]
EKV 2<br />
EKV 3<br />
utlakningen av ANC från sjön. I ekvation 1a utgår man från den förindustriella<br />
halten av icke-marina baskatjoner multiplicerat med avrinningen minus<br />
depositionen av baskatjoner som ett mått på vittringen. Detta gäller eftersom<br />
[BC*] o under förindustriell tid kan antas härröra enbart från vittring och<br />
deposition av baskatjoner, medan påverkan från jonbyten i mark och bortförsel<br />
av baskatjoner vid skogsavverkningar anses försumbar. Därmed överensstämmer<br />
ekvation 1a med ekvation 1b.<br />
Den förindustriella baskatjonkoncentrationen ([BC*] o) är normalt inte<br />
känd utan måste beräknas. Detta kan ske med hjälp av den s k<br />
F-faktorn, som anger kvoten mellan förändringen i koncentration av ickemarina<br />
baskatjoner och sulfat plus nitrat vid provtagningstillfället relativt förindustriell<br />
tid:<br />
F=<br />
F-faktorn anger hur stor del av det antropogena försurningstillskottet från<br />
både svavel och kväve (∆([SO 4*]+[NO 3])) som marken tagit hand om genom<br />
jonbytesprocesser (∆(BC*)). Eventuella ändringar i baskatjonflödet orsakade<br />
av markanvändning i avrinningsområdet innefattas också i ∆[BC*]. Om Ffaktorn<br />
är 1,0 är sjön inte försurad. F-faktorn sjunker i takt med att markens<br />
förmåga att buffra mot surt nedfall avtar.<br />
Överskridandet av kritisk belastning avseende både svavel och kväve vid<br />
steady-state kan ej beräknas eftersom de kväveprocesser som är neutraliserande<br />
(upptag, immobilisering, denitrifikation) ej ingår i modellen. Däremot<br />
kan ett momentant överskridande, som speglar den aktuella situationen vid<br />
provtagningstillfället beräknas enligt:<br />
* *<br />
Exc = Sdep +Q • [ NO3]<br />
- BCdep + f • BCu - CL(acidity)<br />
där<br />
*<br />
[ SO4 BC *<br />
[ ]<br />
( ] + [ NO3] )<br />
S * dep = svaveldeposition av icke-marint ursprung<br />
Q = medelavrinning<br />
[NO 3 - ] = halt av nitratkväve i sjön<br />
-<br />
BC * dep = deposition av icke marina baskatjoner<br />
[86]
BC u = upptag av baskatjoner, motsvarande bortförsel vid avverkning<br />
f = andelen skog i avrinningsområdet<br />
I det momentana överskridandet förutsätts att summan av kväveprocesserna<br />
(N dep-N sänkor) speglas i utlakningen av nitrat vid det tillfälle sjön provtogs.<br />
Detta mått på överskridandet är inte identiskt med överskridandet vid steadystate,<br />
som skall återspegla skillnaden mellan källor och sänkor över en lång<br />
tidsperiod.<br />
FAB<br />
För det europeiska luftvårdsarbetet, där det är nödvändigt skilja på försurning<br />
orsakad av svavel och kväve, används FAB-modellen som kan ses som<br />
en vidareutveckling av SS<strong>MB</strong> (se kapitel 4). Vittringshastigheten bestäms<br />
utifrån SSWC medan grundstommen är en ANC-balans som i SS<strong>MB</strong>. Det<br />
som skiljer FAB från SS<strong>MB</strong> är att ANC-balansen gäller för ett helt avrinningsområde<br />
i stället för en markprofil, samt att modellen är utvecklad speciellt<br />
för att passa det europeiska luftvårdsarbetet där optimeringsparametrarna<br />
CL max (S), CL min (N) och CL max (N) används.<br />
Med hjälp av FAB-modellen beräknas således kritisk belastning separat<br />
för svavel och kväve med hänsyn till flera processer i mark och sjö där kväve<br />
och svavel medverkar. Detta gör att modellen blir mer komplicerad genom<br />
att fördelningen mellan olika ägoslag (skog, myr, öppet fält) och sjöyta påverkar<br />
de olika processernas betydelse. Dessutom är denitrifikation av kväve<br />
och retention av svavel och kväve i sjön depositionsberoende vilket ytterligare<br />
komplicerar beräkningarna.<br />
Processbeskrivning<br />
Beräkningarna med FAB grundar sig på följande ANC-balans som gäller för<br />
ett avrinningsområde. Enheten blir ekvivalenter per hektar avrinningsområde<br />
och år.<br />
EKV 4<br />
Sdep + Ndep<br />
+ Cldep<br />
= f Nu<br />
+ ( 1 - r )( Ni<br />
+ Nde<br />
) + r Nret<br />
+ r S ret + BCle<br />
- ANCle<br />
S dep , N dep , Cl dep = deposition av svavel, kväve och klorid<br />
N u = nettoupptag av kväve i biomassa<br />
f = andelen skog i avrinningsområdet<br />
[87]
1-r = andelen fastmark i avrinningsområdet<br />
r = andelen sjöyta i avrinningsområdet<br />
N i = immobilisering av kväve i avrinningsområdets fastmark<br />
N de = denitrifikation i avrinningsområdets fastmark<br />
N ret , S ret = retention av kväve och svavel i sjön<br />
BC le = utlakning av baskatjoner (BC w + BC dep – f.BC u )<br />
ANC le = utlakning av ANC<br />
Uppgifter om upptag av kväve och baskatjoner hämtas från befintliga databaser<br />
och ska motsvara det långsiktiga nettoupptaget, dvs bortförsel av<br />
näringsämnen med skogsavverkning.<br />
Kväveimmobiliseringen i mark är baserad på uppskattningar för skogsmark.<br />
Den har ett värde på 2 kg N/ha och år som viktas efter andelen fastmark<br />
i avrinningsområdet.<br />
Kväveförlust till atmosfären genom denitrifikation formuleras som ett<br />
depositionsberoende och en denitrifikationskonstant. Denitrifikationskonstanten<br />
beror av andelen torvmark i avrinningsområdet eftersom den syrgasfria<br />
miljön medför högre denitrifikation. För övrig mark är denitrifikationen<br />
låg (se kapitel 8).<br />
Retention (fastläggning) av svavel och kväve i sjön formuleras som depositionsberoende<br />
processer.<br />
Vittringshastigheten (BC w ) bestäms enligt SSWC.<br />
Beräkning av kritisk belastning och överskridande<br />
Utifrån ANC-balansen (ekv 4) kan optimeringsparametrarna, CL max (S),<br />
CL min (N) och CL max (N) härledas (se bilaga 1). Dessa utgör CL-funktionen<br />
som illustrerar alla tänkbara kombinationer av svavel- och kvävenedfall som<br />
motsvarar den kritiska belastningen, figur 6.1.<br />
Eftersom det finns många kombinationer för hur svavel- och kvävenedfall<br />
kan minskas går det inte att definiera överskridandet på ett enkelt sätt med<br />
FAB. Beroende på hur stor den verkliga depositionen (S och N) är i förhållande<br />
till funktionslinjen uttrycks överskridandet på olika sätt. Ett mått på<br />
överskridande har emellertid definierats (Posch m fl, 1999) utifrån det kor-<br />
[88]
EKV 5<br />
CLmax(S)<br />
*<br />
Sdep<br />
FIGUR 6.1<br />
CLmin(N)<br />
taste avståndet mellan funktionslinjen och det verkliga nedfallet, figur 6.1.<br />
Överskridandet beräknas som summan av reduktionsbehovet för svavel och<br />
kvävedeposition:<br />
Exc = ∆S +<br />
dep<br />
∆Ndep<br />
∆Sdep<br />
I denna rapport har överskridandet beräknats på detta sätt.<br />
Indata till beräkningarna<br />
∆Ndep<br />
(Ndep, Sdep)<br />
CLmax(N)<br />
För FAB-modellen definieras överskridandet som summan av den lägsta minskning av svaveloch<br />
kvävenedfall (∆S, ∆N) som behövs för att nå kritisk belastning.<br />
Indata till beräkningarna utgörs av nutida sjökemi, klimatdata och ståndortsegenskaper<br />
för landmiljön inom avrinningsområdet, tabell 6.2.<br />
I beräkningarna används sjödata från Riksinventeringen 1995 (Wilander<br />
m fl, 1998). Data från Riksinventeringen 2000 var när denna rapport skrevs<br />
inte fullständigt genomarbetande varför vi uteslutande använder data från<br />
1995. Sjöar som är starkt påverkade av jordbruk ingår ej i beräkningarna.<br />
Kriteriet var att jordbruksarealen i avrinningsområdet skulle vara mindre än<br />
10 %. Totalt användes data från 2 378 sjöar, varav 1 702 var okalkade och 676<br />
var sjöar som korrigerats för kalkningspåverkan. Korrigeringen av varje kalkad<br />
sjö gjordes med Ca/Mg-kvoten, med närliggande sjöar som referens,<br />
samt med antagandet att Mg-koncentrationen inte ändras genom kalkning.<br />
Ndep<br />
[89]
Det senare antagandet kan orsaka att beräknad kritisk belastning blir något<br />
för högt.<br />
TABELL 6.2 Indata för beräkning av kritisk belastning och överskridande för försurning av sjöar.<br />
TYP AV INDATA KÄLLA<br />
Sjökemi [SO 2-<br />
4 ], [NO3 - ], [Cl- ],<br />
[NH +<br />
4 ], [Na + ], [Ca2+ ],<br />
[Mg<br />
Riksinventeringen 1995, SLU<br />
2+ ], [K + ]<br />
Klimat Avrinning Årsmedelvärde, 1961-90, SMHI<br />
Sdep , Ndep , Årsmedelvärde 19971 , SMHI<br />
BC* dep (ej FAB) Årsmedelvärde 1997, SMHI<br />
Ståndortsegenskaper Andel av avrinningsområdet Riksskogstaxeringen 1983-92,<br />
med skogsmark, öppet<br />
fält, myrmark och sjö<br />
SLU<br />
Näringsupptag av BC Riksskogstaxeringen/<br />
och N som bortförs med Ståndortskarteringen<br />
avverkning 1983–87, SLU<br />
1) 1997 användes som referensår när svavel- och kvävedepositionen skalades om till 1980, 1990 och<br />
2010.<br />
Depositionsdata från 1997 har använts och de motsvarar den totala depositionen<br />
för blandade ägoslag, se kapitel 3.<br />
Fördelningen av olika ägoslag inom avrinningsområdet baseras på<br />
Ståndortskarteringens provytor. I de fall då antalet provytor inom avrinningsområdet<br />
är mindre än 10, utökades arean för bestämning av ägoslagen så att<br />
antalet provytor blev 10–15 (Wilander m fl, 1998).<br />
Biologisk indikator och kritiskt kemiskt värde<br />
För att beräkna den kritiska belastningen krävs en biologisk indikator, en indikatororganism<br />
som representerar en försurningskänslig komponent i ekosystemet.<br />
Sverige har liksom övriga nordiska länder valt känsliga fiskarter, dvs<br />
lax och mört som biologiska indikatorer. Lax och mört är ungefär lika känsliga<br />
och är de fiskarter som påverkas först vid en sjöförsurning.<br />
Utgående från undersökningar av relationen mellan fiskpopulationer och<br />
olika parametrar som potentiellt kan påverka fiskars reproduktion och överlevnad,<br />
har de nordiska länderna valt ANC som kemiskt kriterium. Däri-<br />
[90]
genom är det lätt att knyta biologiska effekter till beräkningsmodellerna för<br />
kritisk belastning som nyttjar ANC-balanser. Alternativa kemiska kriterier,<br />
såsom pH-värde eller Al-halt, kräver mer information, t ex koldioxidtryck,<br />
samt modell för att kvantifiera effekten av organiska syror och aluminiumföreningar.<br />
Fördelen med ANC gentemot alkalinitet, som kemiskt kriterium, är att<br />
ANC även inbegriper de organiska anjoner (från humussyror) som inte har<br />
protonerats vid pH 5,6 vid en alkalinitetstitrering. I humösa vatten är alkaliniteten<br />
därför lägre än ANC, vilket gör att naturligt sura vatten kan tolkas som<br />
påverkade av försurning. Eftersom endast starka syror minskar ANC är det lättare<br />
att skilja på försurade och naturligt sura vatten.<br />
Sverige har liksom Finland valt ANC limit = 20 µekv/l som kritiskt kemiskt<br />
värde, vilket baseras på att ANC högre än 20 µekv/l krävs för att bibehålla stabila<br />
populationer av laxfiskar. Gränsvärdet baseras på en genomgång av ett<br />
stort datamaterial från Norge (Lien m fl, 1996; Lien m fl, 1991; Henriksen<br />
m fl, 1990b). I beräkningarna till denna rapport sattes ANC limit till 0,75 [BC*] o<br />
för de enstaka, extremt jonsvaga vatten där [BC*] o var lägre än 25 µekv/l.<br />
Detta gjordes för att undvika negativa värden på den kritiska belastningen.<br />
Norge använder en ANC limit som beror av kritisk belastning och är specifik<br />
för avrinningsområdet (Posch m fl, 1999). Denna metod ger en ANC limit som<br />
varierar mellan 2 och 50 µekv/l och med medianen 12 µekv/l.<br />
Kritisk belastning i Sverige<br />
Beräkningar och kartering av kritisk belastning för sjöar har pågått i Sverige<br />
sedan slutet av 1980-talet. Den första dokumentationen av det arbetet gjordes<br />
av Henriksen m fl, 1990a. Hittills har arbetet fokuserats mot sjöar, och<br />
inga systematiska insatser har ännu gjorts för att beräkna försurningskänsligheten<br />
för vattendrag. De nationella sjöinventeringarna som sedan 1985<br />
genomförs vart 5:e år i Sverige har varit helt avgörande för arbetet, eftersom<br />
beräkningarna till största delen baseras på sjökemi. Riksinventeringen 1990<br />
utgjorde dataunderlaget för beräkningarna inför andra svavelprotokollet<br />
(1994) medan de beräkningar som gjorts sedan 1998 baseras på Riksinventeringen<br />
1995.<br />
Av figur 6.2 framgår att variationen i kritisk belastning för sjöar är stor. I<br />
en stor del av Sverige är den kritiska belastningen, mindre än 200 ekv/ha och<br />
[91]
år. I ett europeiskt perspektiv visar detta på en mycket låg kritisk belastning<br />
dvs en hög känslighet mot försurande ämnen. Orsaken till den höga känsligheten<br />
i större delen av Sverige är tunna jordtäcken med svårvittrade jordar.<br />
Speciellt i Norrland är känsligheten hög vilket beror på låg vittringshastighet<br />
till följd av låg temperatur. Förutom i stora delar av norra Sverige finns extra<br />
känsliga områden också i Blekinge län, Kronobergs län, Hallands län, Örebro<br />
län och Dalarnas län.<br />
Även variationen i kritisk belastning inom rutorna är stor vilket framgår<br />
om medianen (50-percentilen) används i stället för 5-percentilen. De flesta av<br />
rutorna visar här en väsentligt högre kritisk belastning.<br />
Variationen för CL(acidity) för hela datamaterialet är också betydande,<br />
tabell 6.3. Nästan hälften av sjöarna har en kritisk belastning lägre än 500<br />
ekv/ha och år (8 kg S/ha och år) och 5 % har lägre än 100 ekv/ha och år (1,6<br />
kg/ha och år). Observera att tabellen baseras på fördelningar för enskilda<br />
parametrar varför kolumnerna inte visar samhörande värden. CL(acidity) och<br />
*<br />
[92]<br />
FIGUR 6.2<br />
Kritisk belastning<br />
5-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
54 0 - 100<br />
34 100 - 200<br />
40 200 - 300<br />
43 300 - 500<br />
16 500 - 1 000<br />
12 1 000 - 10 000<br />
Kritisk belastning<br />
50-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
1 0 - 100<br />
2 100 - 200<br />
8 200 - 300<br />
49 300 - 500<br />
99 500 - 1 000<br />
40 1 000 - 10 000<br />
Kritisk belastning för försurning, CL(acidity), för sjöar, ekv/ha och år. För varje ruta visas<br />
5-percentilen (vänster) och 50-percentilen (höger).
vittringen (BC w ) är dock starkt kopplade till varandra; vittringen styr till stor<br />
del den kritiska belastningen. Variationen för ANC le,crit , som är den kritiska<br />
ANC-transporten ut ur avrinningsområdet, beror på variationen i avrinning<br />
eftersom ANC limit i de flesta fall är 20 µekv/l. Baskatjondepositionen visar en<br />
gradient med högre värden i södra Sverige och högre i den västra än i den<br />
östra delen och variationen är mindre än övriga parametrar. De låga upptagen<br />
av baskatjoner och kväve återfinns främst i fjällkedjan med lite skogsmark.<br />
TABELL 6.3 Kritisk belastning (ekv/ha och år) för försurning för sjöar samt parametrar ingående i<br />
beräkningarna redovisade som 5-, 50-, resp 95-percentiler. Tabellen baseras på separata fördelningar<br />
för parametrarna varför kolumnerna inte visar samhörande värden.<br />
PERCENTIL CL(acidity) BC W ANC le, crit BC* dep BC u N u<br />
5 99 182 41 57 0 0<br />
50 555 632 72 86 99 74<br />
95 2577 2655 158 133 258 214<br />
Kritisk belastning för sjöar skiljer sig något från kritisk belastning för skogsmark.<br />
En jämförelse av situationen på västkusten visar t ex att den kritiska belastningen<br />
är mycket lägre för sjöar än för skogsmark. Detta kan till viss del förklaras<br />
med ett högt nedfall av baskatjoner som för skogsmark påverkar BC/Al-kvoten,<br />
som i sin tur påverkar den kritiska belastningen. För sjöar, där beräkningar<br />
baseras på ANC som kemiskt kriterium, påverkas inte den kritiska belastningen<br />
lika mycket av ökat nedfall av baskatjoner.<br />
I faktarutan på sid 94 ges exempel på hur beräkningar görs för enskilda<br />
sjöar.<br />
Överskridande av kritisk belastning<br />
med SSWC och FAB<br />
Som vi redogjort för tidigare finns det två sätt att beräkna överskridandet för<br />
sjöar. För att belysa skillnaden mellan dem redovisas här resultatet för båda<br />
metoderna, dvs SSWC och FAB. Depositionsdata från 1997 har använts.<br />
Generellt är mönstret för variationen i överskridande över Sverige lika för<br />
båda metoderna (figur 6.3). Det högsta överskridandet återfinns i södra<br />
Sverige och på Västkusten, där depositionen är högst. Trots låg deposition i<br />
[93]
*<br />
F A K T A R U T A<br />
Beräkning av kritisk belastning för sjöar – exempel<br />
[94]<br />
LOKAL A LOKAL B<br />
Län Örebro Västra Götaland<br />
Kommun Askersund Tibro<br />
Sjönamn Södra Asplången Örlen<br />
Marktyp sandig – moig morän moig morän<br />
pH/alkalinitet (µekv/l), 1995 7,0 / 170 7,4 / 430<br />
KRITISK BELASTNING<br />
CL (acidity) = BCw - ANCle, crit<br />
Lokal A 222 = 271 - 49 (ekv/ha . år)<br />
Lokal B 1144 = 1184 - 40 (ekv/ha . år)<br />
Den kritiska belastningen är väsentligt högre i Lokal B vilket beror på den högre vittringshastigheten.<br />
ÖVERSKRIDANDE AV KRITISK BELASTNING<br />
CLMAX (S) CLMIN (N) CLMAX (N) Ndep Sdep Ndep Sdep 1997 1997 1997 1997<br />
(ekv/ha . år) kg N/ha . år kgS/ha . år ekv/ha . år<br />
Lokal A 115 313 552 7,6 4,4 542 276<br />
Lokal B 1427 280 6167 8,4 4,0 603 251
*<br />
F A K T A R U T A<br />
600<br />
500<br />
400<br />
300<br />
200<br />
100<br />
Sdep<br />
ekv/ha·år<br />
Lokal A<br />
Exc = 219 + 106 = 325<br />
106<br />
deposition<br />
219<br />
Ndep<br />
ekv/ha·år<br />
0<br />
0 100 200 300 400 500 600<br />
0<br />
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000<br />
Överskridandet beräknas med optimeringsparametrarna och depositionen med en grafisk<br />
procedur, se tabell och figur. Optimeringsparametrarna åskådliggörs med critical<br />
load-funktionen.<br />
Överskridandet för Lokal A beräknas till 325 ekv /ha .år vilket motsvarar 5,2 kg S/ha och<br />
år. Av figuren inses att det i princip skulle räcka att minska svavel för att nå kritisk<br />
belastning. Den kortaste vägen är dock att minska både svavel (219) och kväve (106).<br />
Lokal B med ungefär samma deposition som lokal A har inget överskridande till följd<br />
av den högre kritiska belastningen. Kvävesänkorna, CLmin(N) (upptag och immobilisering),<br />
är i samma storleksordning för båda lokalerna<br />
2000<br />
1800<br />
1600<br />
1400<br />
1200<br />
1000<br />
800<br />
600<br />
400<br />
200<br />
Sdep<br />
ekv/ha·år<br />
deposition<br />
Lokal B<br />
Ndep<br />
ekv/ha·år<br />
[95]
*<br />
FIGUR 6.3<br />
Överskridande, SSWC<br />
95-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
94 - 0<br />
76 0 - 200<br />
20 200 - 400<br />
8 400 - 700<br />
1 700 - 1 000<br />
0 1 000 - 3 000<br />
Överskridande, FAB<br />
95-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
89 - 0<br />
62 0 - 200<br />
24 200 - 400<br />
14 400 - 700<br />
9 700 - 1 000<br />
1 1 000 - 3 000<br />
Överskridande, Exc(acidity), av kritisk belastning för försurning, ekv/ha och år, beräknat<br />
med SSWC (momentant överskridande) och FAB. Depositionsdata från 1997 har använts.<br />
För varje ruta visas 95-percentilen. SSWC ger markant lägre överskridande än FAB eftersom<br />
den räknar med en mindre nitratutlakning; den momentana i stället för utlakningen<br />
vid steady-state.<br />
norra Sverige förekommer överskridande även här eftersom den kritiska<br />
belastningen är låg.<br />
Överskridandets storlek varierar beroende på vilken metod som används.<br />
Det momentana överskridandet beräknat med SSWC är lägre än överskridandet<br />
beräknat med FAB. Detta illustrerar att avrinningsområdena kan tåla<br />
mer surt nedfall i nuläget (1995) än vad som kan förväntas vid steady-state.<br />
Ett annat sätt att utrycka detta är att SSWC beskriver överskridandet vid ett<br />
lågt läckage av nitrat dvs när marken fortfarande kan ta hand om nästan allt<br />
kväve som deponeras.<br />
I alla beräkningar nedan baseras överskridandet på FAB-modellen, eftersom<br />
den får anses vara den mest kompletta modellen och därför att den<br />
används i det europeiska luftvårdsarbetet.<br />
[96]
Förutom det sura nedfallet har skogsbrukets betydelse för ytvattnets kvalitet<br />
i Sverige. I beräkningen av överskridandet av kritisk belastning ingår skogsbrukets<br />
påverkan genom skogens upptag av baskatjoner och kväve. Ekvation 7<br />
och 9 i kapitel 4 visar att ett högre nettoupptag av baskatjoner ger ett högre överskridande,<br />
medan ett högre upptag av kväve sänker överskridandet. De uppskattningar<br />
av nettoupptag som har gjorts av Ståndortskarteringen och Riksskogstaxeringen<br />
visar att BC u för större delen av datamaterialet (85 %) var högre<br />
än N u . I absoluta tal var dock skillnaden inte stor; i medeltal höjdes överskridandet<br />
med 50 ekv/ha och år. För 5 % av datamaterialet höjdes överskridandet<br />
med 80 ekv/ha och år. Man kan också konstatera, att i de fall då allt kväve på<br />
något sätt tas om hand inom avrinningsområdet och ej lakas ur, så slår varje<br />
ändring i baskatjonupptaget direkt igenom på ANC i avrinningsvattnet.<br />
Överskridandet av kritisk belastning,<br />
i går, i dag och i morgon<br />
För att få en inblick i hur överskridandet har varit och hur det kan bli i framtiden<br />
redovisas här beräkningar för åren 1980, 1990, basåret 1997 och 2010<br />
enligt Göteborgsprotokollet. Överskridandet av kritisk belastning anges som<br />
95-percentil, vilket betyder att 95 % av sjöarna skyddas om överskridandet<br />
kan minskas till noll.<br />
Depositionsdata med samma goda upplösning som för 1997 finns inte tillgängliga<br />
för alla år. I stället har vi gjort på följande vis: För alla år beräknades<br />
med EMEP-modellen depositionsdata (icke marint svavel, nitrat och ammonium)<br />
för sex 150 x 150 km-rutor i olika delar i Sverige motsvarande i stort<br />
regionerna; norra Norrland, södra Norrland, Stockholm, Västkusten, Kronoberg<br />
och Blekinge. Datasetet för 1997 proportionerades om till de övriga åren<br />
med hjälp av de trender som beräknats med EMEP-modellen. Därigenom är<br />
variationen lika inom regionerna för alla år men de absoluta talen ändras. De<br />
delar av Sverige som inte täcktes av EMEP-rutorna fick data enligt närliggande<br />
rutor.<br />
Resultaten visar att överskridandet av kritisk belastning minskat sedan<br />
1980, figur 6.4. Den höga depositionen 1980 resulterar i överskridande för<br />
nästan hela Sverige, högst i södra Sverige. Minskad deposition fram till 1990<br />
ger en avsevärd förbättring och andelen sjöar med överskridande minskar<br />
[97]
1980 1990<br />
Överskridande<br />
95-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
29 - 0<br />
15 0 - 200<br />
35 200 - 400<br />
54 400 - 700<br />
25 700 - 1 000<br />
41 1 000 - 3 000<br />
1997 2010<br />
*<br />
[98]<br />
FIGUR 6.4<br />
Överskridande<br />
95-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
89 - 0<br />
62 0 - 200<br />
24 200 - 400<br />
14 400 - 700<br />
9 700 - 1 000<br />
1 1 000 - 3 000<br />
Överskridande<br />
95-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
47 - 0<br />
42 0 - 200<br />
49 200 - 400<br />
31 400 - 700<br />
11 700 - 1 000<br />
19 1 000 - 3 000<br />
Överskridande<br />
95-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
114 - 0<br />
57 0 - 200<br />
20 200 - 400<br />
7 400 - 700<br />
1 700 - 1 000<br />
0 1 000 - 3 000<br />
Överskridande, Exc(acidity), av kritisk belastning för försurning av sjöar, från 1980 fram till<br />
2010 (Göteborgsprotokollet), ekv/ha och år. Alla beräkningar är gjorda med FAB-modellen.
från 59 % till 41 %, tabell 6.4. År 1997 överskreds kritisk belastning för 22 %<br />
av de undersökta sjöarna. Fortfarande återfinns det högsta överskridandet på<br />
Västkusten där överskridandet uppgår till ca 1000 ekv/ha och år. Här överskrids<br />
områdets kritiska belastning cirka 4 gånger. I resten av Götaland överskrids<br />
den kritiska belastningen 1–4 gånger.<br />
De sjöar som ingår i beräkningarna är bara en liten del, ungefär 3 %, av<br />
alla Sveriges sjöar. Överskridandet för alla sjöar kan skattas genom att för<br />
varje län vikta antalet provtagna sjöar i viss storleksklass mot det totala antalet<br />
sjöar i denna klass. Om t ex två sjöar i ett län provtogs i en viss klass av<br />
totalt 20 sjöar i samma klass, får de provtagna sjöarna vikten 10. På detta sätt<br />
kan överskridandet för hela sjöpopulationen beräknas, tabell 6.4. Med denna<br />
beräkningsmetodik överskrids kritisk belastning för 17 % av Sveriges sjöar<br />
under 1997. Skillnaden gentemot att bara utgå från överskridandet för de<br />
provtagna sjöarna orsakas av att södra Sveriges sjöar var överrepresenterade i<br />
beräkningarna av kritisk belastning. Tidigare analyser (Wilander m fl, 1998)<br />
visar på liknade resultat. Beräkningsmetodiken i denna rapport skiljer sig<br />
dock något från de då använda.<br />
TABELL 6.4 Andel sjöar som överskrider kritisk belastning i Sverige, dels de sjöar som ingår i<br />
beräkningarna (CL-sampel), dels alla Sveriges sjöar (>4 ha). Hela sjöpopulationen skattades länsvis<br />
med hjälp av antal sjöar med en viss storleksklass. Beräkningarna baseras på FAB-modellen.<br />
ANDEL ÖVERSKRIDNA SJÖAR, %<br />
1980 1990 1997 2010<br />
CL-sampel, n = 2 377 59 41 22 12<br />
Sverige, n = 58 100 51 33 17 11<br />
År 2010 beräknas överskridandet ha minskat ytterligare och endast drygt<br />
10 % av Sveriges sjöar tar emot en deposition över kritisk belastning. I speciellt<br />
norra Sverige bestäms överskridandet mer av låg kritisk belastning än av<br />
hög deposition. Den största orsaken är att CL(acidity) är så låg att 5-percentilen<br />
var 0 för 25 av rutorna. I princip betyder detta att depositionen också<br />
måste minskas till 0, för att överskridandet ska försvinna, vilket är orimligt.<br />
Detta dilemma utreds ytterligare i kapitel 7.<br />
[99]
EKV 6<br />
Länsvisa beräkningar<br />
Beräkningar för varje län redovisas i tabell 6.5. Här väljer vi att visa medianvärdet<br />
(50-percentilen) för kritisk belastning och deposition 1997 för varje<br />
län, vilket medför en utjämning av resultatet. I stället för överskridande (Exc)<br />
redovisas oskyddad areal (%) som är den del av totala länsarealen som har<br />
överskridande av den kritiska belastningen:<br />
Andel oskyddad areal =<br />
Areal med överskridande<br />
Totala arealen<br />
• 100<br />
CL(acidity) och CL max (S) är starkt korrelerade till varandra och speciellt<br />
känsliga områden finns i Blekinge, Värmlands, Dalarnas och Kronobergs län.<br />
Om svavel vore den enda källan till surt nedfall skulle dessa områden i<br />
medeltal tåla 4–7 kg svavel per ha och år. Gotlands, Uppsala och Stockholms<br />
län utmärker sig som mycket tåliga mot surt nedfall; om kväve vore försumbart<br />
kan depositionen uppgå till mellan 50 och 100 kg svavel per ha och<br />
år. I dessa områden finns kalkrika jordar som har hög vittringsbenägenhet.<br />
Observera att detta resonemang att tolka CL max (S) förutsätter att kvävets<br />
påverkan är försumbar, vilket givetvis inte är fallet. I verkligheten är det<br />
acceptabla nedfallet av svavel mindre än vad som anges ovan eftersom också<br />
kväve har en försurande effekt.<br />
Summan av kvävesänkorna, CL min (N), kan tolkas som det maximalt<br />
acceptabla kvävenedfall som inte ger en försurande effekt. I södra Sverige<br />
kan nedfallet i medeltal uppgå till 3–5 kg kväve per ha och år utan någon försurande<br />
effekt. I norra Sverige blir det acceptabla kvävenedfallet något lägre,<br />
2–3 kg per ha och år. Gotland är ett undantag där kvävesänkorna är mindre än<br />
2 kg per ha och år.<br />
De värst försurningsdrabbade områdena finns i Blekinge, Hallands,<br />
Kronobergs, Skåne och Västra Götalands län där den kritiska belastningen<br />
överskrids för 60–95 % av länsarealen. Den överskridna arealen för dessa län<br />
utgör drygt 8 % av Sveriges totala areal, vilket är en stor del av den totalt överskridna<br />
arealen i Sverige (17 %). Uppsala, Stockholms, Gotlands och Västerbottens<br />
län är minst påverkade med oskyddad areal mellan 0 och 4 %.<br />
[ 100 ]
TABELL 6.5 Resultat från länsvisa beräkningar för sjöar. För alla parametrar utom oskyddad areal<br />
visas medianen (50-percentilen). Deposition och oskyddad areal baseras på 1997 års data. Enheten<br />
för CL(acidity) har räknats om till kgS/ha och år. Medianvärden baseras på separata fördelningar för<br />
varje län och parameter, varför kolumnerna inte visar samhörande värden. Därför lämpar sig tabellen<br />
bäst för att belysa skillnader mellan länen i stället för analyser inom varje län.<br />
LÄN ANTAL AREAL CL(acidity) CLMAX(S) CLMIN(N) Sdep Ndep OSKYDDAD<br />
km2 MEDIAN MEDIAN MEDIAN MEDIAN MEDIAN AREAL<br />
kgS/ha . år kgS/ha . år kgN/ha . år kgS/ha . år kgN/ha . år %<br />
Norrbottens län 521 104422 8,7 10,1 2,0 1,7 2,2 7<br />
Västerbottens län 278 58773 9,1 10,0 2,5 2,0 2,5 4<br />
Jämtlands län 248 53521 12,3 13,3 2,4 2,0 2,8 8<br />
Västernorrlands län 148 23083 10,7 10,9 3,2 2,4 3,4 5<br />
Gävleborgs län 131 19788 8,9 8,3 3,3 2,8 4,0 5<br />
Dalarnas län 187 30108 6,7 6,7 3,0 3,2 4,8 26<br />
Uppsala län 12 7315 61,6 66,0 4,1 4,2 6,9 0<br />
Värmlands län 125 21625 6,7 6,4 3,2 3,7 5,9 34<br />
Västmanlands län 54 6895 9,5 10,0 3,5 4,0 6,2 22<br />
Stockholms län 22 6960 40,8 48,9 3,3 4,8 7,0 0<br />
Örebro län 64 9631 7,3 6,9 3,7 4,1 6,3 41<br />
Södermanlands län 15 6999 10,0 13,2 3,6 4,2 6,7 20<br />
Östergötlands län 67 12137 12,8 13,8 3,9 4,1 7,2 12<br />
Jönköpings län 56 11694 12,4 12,6 3,8 5,3 9,5 23<br />
Västra Götalands län 173 28684 9,4 9,4 3,6 6,1 11,2 58<br />
Gotlands län 3 3139 69,2 103,4 1,9 4,6 7,0 0<br />
Kalmar län 64 11526 8,9 9,0 3,8 4,5 7,7 34<br />
Hallands län 58 5671 9,5 8,6 4,3 7,2 14,5 76<br />
Kronobergs län 75 9380 6,9 6,2 3,9 5,6 9,9 72<br />
Blekinge län 37 2997 5,4 3,9 4,7 6,1 10,6 95<br />
Skåne län 36 11316 11,5 10,9 4,7 6,4 13,5 64<br />
[ 101 ]
Osäkerheter<br />
Beräkning av kritisk belastning innefattar en lång kedja av aktiviteter som<br />
leder fram till slutresultatet i form av känslighets- och överskridandekartor.<br />
Självklart föreligger osäkerheter i varje moment i större eller mindre omfattning.<br />
Generellt kan osäkerheterna härledas till både metoder och indata.<br />
Osäkerheter i metoder<br />
Det kritiskt kemiska värdet, ANC limit har stor betydelse för resultatet. I<br />
beräkningarna används 20 µekv/l men det har hävdats att detta är för lågt för<br />
att skydda känsliga fiskarter (Andersson, 2001). Kritiska koncentrationer upp<br />
till 150 µekv/l har föreslagits. Här är det viktigt att notera att så höga ANCnivåer<br />
må vara relevanta för att skydda känsliga fiskarter, men de är inte<br />
överensstämmande med den förindustriella sjökemin baserat på SSWC för<br />
hela Sverige. Av de 2 378 sjöar som SSWC har tillämpats på hade 1 % av sjöarna<br />
ANC o mindre än 20 µekv/l, 5 % hade ANC o mindre än 50 µekv/l, 15 %<br />
hade ANC o mindre än 100 µekv/l och 35 % hade ANC o mindre än 150 µekv/l.<br />
En höjning av ANC limit betyder också att den kritiska belastningen blir negativ<br />
i större omfattning. Om ANC limit sätts till 0, 20, 50 eller 100 µekv/l blir<br />
andelen sjöar med negativ kritisk belastning 0,3, 2, 8 respektive 16 %. Slutsatsen<br />
av detta är att antingen speglar de högre ANC nivåerna en vattenkemi<br />
som aldrig har funnits, eller så beräknar SSWC en för låg vittringshastighet.<br />
Beräkningsmodellerna (SSWC och FAB) är också behäftade med osäkerheter.<br />
Fördelen med SSWC är att den är enkel att använda och kräver relativt<br />
lite indata. En osäkerhetskälla är dock att resultatet är beroende av den<br />
nutida kemin i sjön; när sjökemin ändras blir resultatet att även den kritiska<br />
belastningen, speciellt vittringshastigheten ändras (Rapp m fl, 2001b). Detta<br />
är ett problem eftersom värdet på kritisk belastning för ett avrinningsområde<br />
ska vara stabilt och representera den tillåtna belastningen över en lång tidsperiod.<br />
FAB är relativt SSWC en komplicerad modell. Trots att alla processer<br />
i modellen baseras på den senaste kunskap som finns att tillgå, är det sannolikt<br />
att betydande osäkerheter föreligger. Eftersom vittringshastigheten<br />
för FAB beräknas med SSWC är dessutom denna källa till osäkerhet gemensam<br />
för de två modellerna. Generellt har vittringshastigheten störst betydelse<br />
eftersom den som regel är större än övriga komponenter (BC dep, BC u,<br />
[ 102 ]
ANC limit), men för områden där den kritiska belastningen är låg kan vilken<br />
komponent som helst vara avgörande (Rapp, 2001).<br />
Osäkerheter i dataunderlag<br />
Flera potentiella osäkerheter kan härledas till indata. Ståndortsegenskaper, dvs<br />
upptag av baskatjoner och kväve samt ägoslag, baseras på Ståndortskarteringen<br />
och Riksskogstaxeringen som bäst lämpar sig för regionala uppskattningar.<br />
Följdaktligen blir det betydande osäkerheter då dessa data tilllämpas på små<br />
avrinningsområden. Deposition är svår att uppskatta för hela Sverige eftersom<br />
datatillgången varierar mycket. Baskatjondepositionen, som används i SSWC,<br />
är speciellt svår att uppskatta och betydande osäkerheter finns. Problem finns<br />
även med uppskattning av upptaget av baskatjoner, eftersom det beräknade<br />
upptaget i flera fall är högre än summan av tillförseln av baskatjoner via vittring<br />
och deposition. Var felet ligger är oklart eftersom det kan härledas till alla tre<br />
termerna, vittring, deposition eller upptag. Det kan även vara så att data är korrekta,<br />
men att baskatjonupptaget i verkligheten balanseras genom jonbytesprocesser.<br />
Detta pekar på en nackdel med modeller som inte kopplar ihop processerna<br />
utan strikt använder information från databaser.<br />
Riksinventeringen av sjöar 1995 har utförts på bättre grunder än Riksinventeringen<br />
fem år tidigare, 1990. En stor förbättring är att provtagningen<br />
1995 utfördes på hösten, som ger ett resultat som bättre representerar årsmedelkemin<br />
än en vinterprovtagning.<br />
Tolkning av resultat<br />
Kritisk belastning används som ett riktmärke för att minska det sura nedfallet<br />
till nivåer som inte tillfogar naturen någon nämnvärd skada på lång sikt.<br />
På grund av de osäkerheter som föreligger lämpar sig kritisk belastning bäst<br />
för stora områden. Därför är det olämpligt att göra tolkningar för enskilda<br />
avrinningsområden.<br />
Naturlig surhet, surstötar och behovet av kalkning diskuteras mycket i<br />
Sverige. Dessa frågor handlar mycket om att skydda enskilda sjöar och vattendrag<br />
vilket inte kan belysas med kritisk belastning på ett säkert sätt.<br />
Förhoppningen är att resultaten för större områden ger rimliga uppskattningar.<br />
Därför ska man vara uppmärksam på att upplösningen (50 x 50 kmrutor)<br />
för många områden är för stor.<br />
[ 103 ]
Det blir i framtiden allt viktigare att kunna motivera resultaten av våra<br />
karteringar eftersom överskridandet av kritisk belastning minskar i Sverige och<br />
närmar sig den ”osäkerhetsmarginal” som föreligger för beräkning av kritisk<br />
belastning. Scenariot för 2010 visar att det i vissa områden kvarstår ett överskridande<br />
och frågan är hur detta ska tolkas. Någon form av osäkerhetsanalys<br />
behövs för att bättre kunna bedöma åtgärdsbehovet i relation till osäkerheterna.<br />
Slutsatser<br />
*<br />
*<br />
*<br />
*<br />
*<br />
Svenska och andra nordiska sjöar tillhör de ekosystem som varit styrande<br />
för åtgärder mot försurande utsläpp i Europa genom sin höga känslighet<br />
mot försurning, dvs de har mycket låga värden på kritisk belastning.<br />
Medianvärdet för kritisk belastning ligger på cirka 550 ekv/ha och år vilket<br />
motsvarar drygt 8 kg svavel per hektar och år.<br />
Särskilt känsliga områden, där 5 % av sjöarna har en kritisk belastning lägre än<br />
100 ekv/ha och år, återfinns i norra Sveriges fjälltrakter, delar av norra<br />
Norrlands inland, Jämtland, Dalarna, Örebro, Halland och Blekinge.<br />
För ca 17 % av de svenska sjöarna överskrids idag kritisk belastning och<br />
överskridandet är särskilt stort i sydvästra Sverige.<br />
Internationella avtal och nationella planer för utsläppsbegränsningar förväntas<br />
kunna minska andelen sjöar i Sverige som överskrider kritisk<br />
belastning till cirka 10 % år 2010.<br />
Referenser<br />
Andersson H C (2001): Är nuvarande kritiskt kemiska värden relevanta för att<br />
bedöma försurningspåverkan på fisk i svenska sjöar?<br />
Institutionen för Miljöanalys, Sveriges lantbruksuniversitet, Rapport 2001:5.<br />
Battarbee R W, Allot T E H, Juggins S J, Kreiser A M, Curtis C & Harriman R (1996):<br />
Critical loads of acidity to surface waters: an empirical diatom-based palaeolimnological<br />
model. Ambio 25:366-369.<br />
Downing R J, Hetteling J P & de Smet, P A M (1993): Calculation and Mapping of Critical<br />
Loads in Europe. Status Report 1993, Bilthoven, Coordination Center of Effects.<br />
[ 104 ]
Henriksen A, Kämäri J, Posch M, Lövblad G, Forsius M & Wilander A (1990a):<br />
Critical Loads to Surface Waters in Fennoscandia, Intra- and Inter-grid Variability<br />
of Critical Loads and their Exceedance. Miljörapport 1990:17, Nord 1990:124.<br />
Henriksen A, Lien L & Traaen T S (1990b): Critical loads for Surface Waters, Chemical<br />
Criteria for Inputs of Strong Acids. Oslo, Norwegian Institute for Water Research (NIVA):45.<br />
Henriksen A, Forsius M, Kämäri J, Posch M & Wilander A (1993): Exceedance of critical loads<br />
in Finland, Norway and Sweden: Reduction requirements for nitrogen and<br />
sulphur deposition. Oslo, Norway, Norwegian Institute for Water Research (NIVA):46.<br />
Henriksen A, Kämäri J, Posch M & Wilander A (1992): Critical Loads of Acidity:<br />
Nordic Surface Waters. Ambio 21:356-363.<br />
Kämäri K, Jeffries D S, Hessen D O, Henriksen A, Posch M & Forsius M (1992):<br />
Nitrogen Critical Loads and their Exceedance for Surface Waters.<br />
Critical Loads for Nitrogen – a workshop report. P Grennfelt and E Thörnelöf (eds),<br />
Nordic Council of Ministers, Denmark. Nord 1992:41:161-200.<br />
Laudon H, Westling O, Poleo A & Völlestad A (2000):<br />
Naturligt sura eller försurade vatten i Norrland. <strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5144.<br />
Lien L, Raddum G G & Fjellheim A (1991): Critical loads for surface waterinvertebrates<br />
and fish, Oslo, Norwegian Institute for Water Research: 46.<br />
Lien L, Raddum G G, Fjellheim A & Henriksen A (1996): A critical limit for acid<br />
neutralizing capacity in Norwegian surface waters, based on new analyses of fish<br />
and invertebrate responses. Science of Total Environment 177:173-193.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> (1999): Surhet/Försurning, I Bedömningsgrunder för miljökvalitet.<br />
Sjöar och vattendrag. Rapport 4913.<br />
Posch M, de Smet P A M, Hettelingh J P, & Downing R J (1999):<br />
Calculation and Mapping of Critical Thresholds in Europe. Status Report 1999,<br />
Bilthoven, The Netherlands, Coordination Center for Effects, National Institute of Public<br />
Health and the Environment (RIVM): 165.<br />
Posch M, Kämäri J, Forsius M, Henriksen A & Wilander A (1997):<br />
Exceedance for Lakes in Finland, Norway and Sweden: Reduction requirements<br />
for acidifying nitrogen and sulfur deposition. Environmental Management 21(2):291-304.<br />
Rapp L, (2001): Critical Loads of Acid Deposition for Surface Waters:<br />
Exploring existing models and a potential alternative for Sweden. (Doktorsavhandling),<br />
Sveriges lantbruksuniversitet, Silvestria 207, ISBN 91-576-6091-3.<br />
Rapp L, Wilander A, Laudon H & Bishop K (2001a): Acidification and Natural Acidity<br />
of Swedish Lakes. Manuskript.<br />
Rapp L, Wilander A & Bishop K (2001b): Surface Water Acidification and Critical Loads:<br />
Exploring the F-factor. Manuskript.<br />
[ 105 ]
Skjelkvåle B L, Mannio J, Wilander A & Andersen T (2001):<br />
Recovery from acidification of lakes in Finland, Norway and Sweden 1990-1999.<br />
I: Hydrology and Earth System Sciences, European Geophysical Society, 5:327-338.<br />
Warfvinge P & Bertills U (red) (2000): Naturens återhämtning från försurning<br />
– aktuell kunskap och framtidsscenarier. <strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5028.<br />
Wilander A, Johnson R K, Goedkoop W & Lundin L (1998): Riksinventeringen 1995.<br />
En synoptisk studie av vattenkemi och bottenfauna i svenska sjöar och vattendrag.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 4813.<br />
[ 106 ]
7. Kritisk belastning för<br />
försurning av skogsmark<br />
och sjöar – EN SAMMANVÄGNING<br />
*<br />
L R A P P, A W I L A N D E R & U B E R T I L L S<br />
I kapitel 5 och 6 behandlades kritisk belastning för skogsmark och sjöar var<br />
för sig. Inom det europeiska luftvårdsarbetet är det dock viktigt att utforma<br />
åtgärdsstrategier som ger skydd för alla typer av ekosystem. Som ett led i den<br />
processen måste data för kritisk belastning för såväl skogsmark som sjöar<br />
vägas samman inom varje geografisk ruta. I detta kapitel redogörs för hur<br />
beräkningarna för skogsmark och sjöar kan kombineras för att få en totalbild<br />
av kritisk belastning för försurning i Sverige.<br />
Metoder för sammanvägning<br />
Kritisk belastning i Europa beräknas för flera olika ekosystem t ex granskog, tallskog,<br />
blandskog, myrmark, hedar, och sjöar (Posch m fl, 1999). Varje beräkningspunkt<br />
representeras normalt av ett ekosystem. Inom en ruta finns ett varierande<br />
antal beräkningspunkter som tillsammans skapar en fördelning av<br />
värden på kritisk belastning. Det är brukligt att använda areal som ett mått<br />
på betydelsen för en viss beräkningspunkt, dvs en beräkningspunkt som<br />
representerar en stor area får stor betydelse i den sammanlagda fördelningen.<br />
I det enklaste fallet med bara en typ av ekosystem inom en ruta, eller flera<br />
ekosystem som inte överlappar varandra, är det entydigt hur den sammanlagda<br />
arean inom en ruta skall beräknas, nämligen genom att summera arealerna<br />
för alla beräkningspunkter inom området.<br />
Sverige, Norge och Finland har en unik situation jämfört med övriga<br />
Europa genom det mycket stora antalet sjöar. Eftersom en sjös avrinningsområde<br />
innefattar flera terrestra ekosystemtyper är det inte entydigt hur den<br />
sammanlagda arean inom en ruta ska bestämmas. Om kritisk belastning har<br />
[ 107 ]
eräknats för andra ekosystem än sjöar kan den sammanlagda arealen bli<br />
(beräknad enligt ovan) större än den verkliga storleken för en ruta. Även om<br />
detta kan verka paradoxalt, så avspeglar det bara att en stor del av Sveriges<br />
skogsmark också är tillrinningsområden för sjöarna.<br />
Det finns flera tänkbara sätt att gå tillväga för att vikta samman data för kritisk<br />
belastning för olika ekosystemtyper inom en ruta:<br />
I Sjöarnas areal representerar sjöekosystemet och skogens areal representerar<br />
skogsekosystemet. Detta är beräkningsmässigt enkelt men avspeglar<br />
inte att sjökemin är ett resultat av deposition och processer i hela<br />
avrinningsområdet.<br />
II Den känsligaste ekosystemtypen bestämmer hela rutans kritiska belastning.<br />
III Den kritiska belastningen för de två ekosystemtyperna viktas till ett<br />
gemensamt värde, t ex kan sjöekosystem med tillrinningsområden och<br />
skogsekosystem anses ha samma betydelse, oavsett areell omfattning.<br />
Detta innebär att inom en ruta allokeras 50 % av den sammanlagda vikten<br />
till sjöekosystem och 50 % till skogsekosystem oberoende av ekosystemens<br />
känslighet.<br />
Ytterligare en möjlighet är att i de fall en sjös avrinningsområde och en skog<br />
överlappar varandra får det känsligaste ekosystemet bestämma det överlappande<br />
områdets kritiska belastning. Detta alternativ är tilltalande men praktiskt<br />
omöjligt att genomföra med den geografiska information som föreligger.<br />
Någon optimal lösning torde inte finnas för att kombinera överlappande<br />
ekosystem som tillgodoser all aspekter. Sveriges senaste leveranser av data<br />
för kritisk belastning till karteringen inom CLRTAP baseras på metod III.<br />
Detta alternativ passar bäst till den karteringsmetodik som utarbetats inom<br />
det europeiska luftvårdsarbetet. Bilaga 2 beskriver hur vikterna för respektive<br />
ekosystem beräknas.<br />
Sammanvägd kritisk belastning<br />
för sjöar och skogsmark<br />
Resultatet av viktningen (figur 7.1 III) är att skillnaden i kritisk belastning<br />
mellan skogsmark (figur 5.3) och sjöar (figur 6.2) jämnas ut. Båda ekosy-<br />
[ 108 ]
stemtyperna har samma chans att påverka resultatet. Om data saknas för<br />
någon ekosystemtyp bestäms känsligheten utifrån den andra ekosystemtypen.<br />
Detta kan illustreras med situationen i Skåne; de sjöar som provtogs var<br />
starkt påverkade av jordbruk varför de inte togs med i beräkningarna.<br />
Tvärtom blir det för fjällkedjan där det endast finns sjödata att tillgå.<br />
Om den känsligaste ekosystemtypen bestämmer den kritiska belastningen<br />
(den lägsta 5-percentilen), dvs metod II, blir resultatet en karta som uttrycker<br />
den maximala känsligheten för skogsmark och sjöar (figur 7.1 II). Till skillnad<br />
mot metod III kan här endast en ekosystemtyp påverka resultatet.<br />
Resultatet visar att sjöar bestämmer känsligheten i norra Norrland och<br />
västkusten medan skogsmark har den högsta känsligheten på östkusten och<br />
södra Norrland, vilket framgår av kartan till höger i figur 7.1. Det är dock viktigt<br />
att poängtera att det är de 5 % lägsta värdena på kritisk belastning som<br />
visas i varje ruta, vilket är en liten del av hela datamaterialet.<br />
*<br />
FIGUR 7.1<br />
Kritisk belastning<br />
5-percentil, viktat<br />
ekv/ha och år<br />
63 0 - 100<br />
59 100 - 200<br />
37 200 - 300<br />
42 300 - 500<br />
8 500 - 1 000<br />
8 1 000 - 10 000<br />
III II<br />
Kritisk belastning<br />
min av 5-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
87 0 - 100<br />
50 100 - 200<br />
31 200 - 300<br />
33 300 - 500<br />
8 500 - 1 000<br />
8 1 000 - 10 000<br />
Lägst kritisk<br />
belastning<br />
112 Sjöar<br />
105 Skogsmark<br />
Kombinerad kritisk belastning avseende försurning för sjöar och skogsmark (5-percentil),<br />
ekv/ha och år. Till vänster visas CL(acidity) som viktats enligt metod III som medför att<br />
skillnaden i kritisk belastning mellan sjöar och skogsmark jämnas ut. Om i stället metod II<br />
används (mitten) blir resultatet en lägre kritisk belastning. Högra kartan illustrerar i vilken<br />
grad sjöar respektive skogsmark bestämmer känsligheten.<br />
[ 109 ]
Procent<br />
100<br />
80<br />
60<br />
40<br />
20<br />
*<br />
0<br />
0 200 400 600 800 1000 1200<br />
ekv/ha och år<br />
Ett sätt att beskriva hela datamaterialet är att använda fördelningar för alla<br />
data. Det optimala vore att redovisa fördelningen för varje ruta, men detta är<br />
ohanterligt. Därför begränsar vi oss till två fördelningar, en för sjöar och en för<br />
skogsmark för hela landet (figur 7.2). Under 400 ekv/ha och år är fördelningarna<br />
likartade men vid högre kritisk belastning blir kurvan flackare för sjöar<br />
varför variationen blir större än för skogsmark. Medianvärdet för skogsmark,<br />
490 ekv/ha och år, är något lägre än för sjöar, 560 ekv/ha och år. Ungefär 10 %<br />
av hela datamaterialet har kritisk belastning lägre än 200 ekv/ha och år, vilket<br />
motsvaras av 3,2 kgS/ha och år.<br />
Inom det europeiska luftvårdsarbetet har data ofta redovisats i 150 x 150<br />
km-rutor (EMEP). Som exempel visas här CL (acidity) som är viktat mellan<br />
skogsmark och sjöar enligt alternativ III, figur 7.3. Till skillnad mot tidigare<br />
kartor redovisas det absoluta värdet för varje EMEP-ruta. Den lägre upplösningen,<br />
jämfört med 50 x 50 km-rutor, medför att resultatet jämnas ut.<br />
[ 110 ]<br />
FIGUR 7.2<br />
Exc skogsmark<br />
Exc sjöar<br />
CL skogsmark<br />
CL sjöar<br />
Kumulativa fördelningar för CL(acidity) och överskridande (Exc) 1997 för skogsmark och<br />
sjöar i Sverige. Av fördelningarna för överskridandet kan utläsas att drygt 20 % av de karterade<br />
sjöarna och skogsytorna (viktade enligt Ståndortskarteringen) har högre deposition än<br />
den kritiska belastningen år 1997 (jämför kapitel 5 och 6).
22<br />
21<br />
23<br />
0<br />
24<br />
256<br />
217<br />
20 205<br />
25<br />
142<br />
26<br />
1 097<br />
30<br />
23<br />
122<br />
109<br />
140<br />
412<br />
85<br />
74<br />
111<br />
44<br />
194<br />
27<br />
216<br />
124<br />
168<br />
208<br />
127<br />
99<br />
144<br />
28<br />
180<br />
406<br />
78<br />
226<br />
147<br />
80<br />
176<br />
19<br />
15<br />
411<br />
332<br />
32<br />
256<br />
272<br />
20<br />
21<br />
18<br />
16<br />
252<br />
Upplösningen kan minskas ytterligare genom att redovisa kritisk belastning<br />
för Sveriges riksdelar (tabell 7.1). Tabellen ger en mycket översiktlig bild av<br />
kritisk belastning i Sverige. Det kan noteras att Norrland har den minsta<br />
variationen, räknat som skillnaden mellan 95- och 5-percentilen. Svealand har<br />
den största variationen och högre andel med mycket hög kritisk belastning.<br />
Götaland har i medeltal den högsta kritiska belastningen, 10 kg S/ha och år.<br />
Av tabellen framgår också att deposition av kväve och svavel visar på en tydlig<br />
gradient från söder till norr.<br />
17<br />
*<br />
FIGUR 7.3<br />
Viktad CL(acidity) enligt<br />
metod III, för sjöar och skogsmark<br />
i EMEP-rutor (150 x<br />
150 km), ekv/ha och år. Varje<br />
ruta visar 5-percentilen.<br />
Utanför rutnätet anges rutornas<br />
identitet, t ex EMEP<br />
2 119 som täcker stora delar<br />
av Västra Götaland.<br />
[ 111 ]
EKV 1<br />
TABELL 7.1 Kritisk belastning och deposition för Sveriges riksdelar. Beräkningarna gäller för skogsmark<br />
och sjöar som viktats enligt metod III. Tabellen baseras på separata fördelningar för parametrarna<br />
varför kolumnerna inte visar samhörande värden. Enheten för CL(acidity) redovisas som kgS/ha<br />
och år.<br />
RIKSDEL ANTAL CL(acidity) Ndep 1997 Sdep 1997<br />
PROVPUNKTER kgS/ha . år kgN/ha . år kgS/ha . år<br />
PERCENTIL PERCENTIL<br />
5 50 95 5–95<br />
Norrland 2122 1,4 8,3 33 1,4–4,1 1,3–3,4<br />
Svealand 920 1,9 7,4 56 3,3–7,2 2,4–5,0<br />
Götaland 1186 2,4 10 39 5,3–15,1 3,5–8,5<br />
Viktning av optimeringsparametrarna CL max (S), CL min (N) och CL max (N)<br />
(se kapitel 4 och bilaga 1 och 2) för skogsmark och sjöar enligt metod III<br />
redovisas i figur 7.4. Jämfört med viktad, CL(acidity), figur 7.1 III, visar<br />
CL max (S) på en högre känslighet, speciellt i södra Sverige. Relationen mellan<br />
CL(acidity) och CL max (S) är:<br />
*<br />
CLmax dep u<br />
*<br />
[ 112 ]<br />
( S ) = BC - BC + CL(<br />
acidity )<br />
FIGUR 7.4<br />
Kritisk belastning<br />
Max(S) 5-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
100 0 - 100<br />
37 100 - 200<br />
30 200 - 300<br />
30 300 - 500<br />
8 500 - 1 000<br />
12 1 000 - 12 000<br />
Kritisk belastning<br />
Min(N) 5-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
38 0 - 100<br />
131 100 - 200<br />
40 200 - 300<br />
8 300 - 500<br />
0 500 - 1 000<br />
0 1 000 - 12 000<br />
Kritisk belastning<br />
Max(N) 5-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
Kritisk belastning med optimeringsparametrar, CL max (S), CL min (N) och CL max (N), viktade<br />
enligt metod III, ekv/ha och år.<br />
3 0 - 100<br />
39 100 - 200<br />
21 200 - 300<br />
72 300 - 500<br />
68 500 - 1 000<br />
14 1 000 - 12 000
Orsaken till att CL max (S) blir lägre än CL(acidity) är att baskatjonupptaget i<br />
regel är högre än depositionen av icke-marina baskatjoner i södra Sverige.<br />
Återigen ska det poängteras att det endast är 5 % av alla data i varje ruta som<br />
redovisas; om 50-percentilen används blir skillnaden mellan CL(acidity) och<br />
CL max (S) obetydlig.<br />
Det är viktigt att klargöra skillnaden mellan CL(acidity) och CL max (S).<br />
CL(acidity) uttrycker den acceptabla försurningsbelastningen för ekosystemet<br />
och där belastningen även orsakas av andra processer än av försurande<br />
nedfall av svavel och kväve, nämligen summan av; Cl dep – BC dep + markanvändning<br />
(se ekvation 2 i kapitel 4). För att uttrycka den kritiska belastningen<br />
av endast svavelnedfall, CL max (S), se bilaga 1. Vidare kan CL max (S) tolkas<br />
som det högsta acceptabla försurande nedfall vare sig det kommer från svavel<br />
eller försurande kväve.<br />
TABELL 7.2 Kritisk belastning för försurning med optimeringsparametrar, ekv/ha och år, för sjöar<br />
och skogsmark var för sig. Tabellen baseras på separata fördelningar för parametrarna varför<br />
kolumnerna inte visar samhörande värden.<br />
PERCENTIL SJÖAR SKOGSMARK<br />
CL MAX(S) CL MIN(N) CL MAX(N) CL MAX(S) CL MIN(N) CL MAX(N)<br />
5 91 120 446 15 94 197<br />
50 585 204 1329 466 187 658<br />
95 2829 343 6278 1827 409 2128<br />
Det högsta kvävenedfall som inte verkar försurande, CL min (N), visar en tydlig<br />
trend från norra till södra Sverige. CL min (N) består av de kvävesänkor som<br />
beräkningsmässigt neutraliserar vätejoner från kvävenedfall dvs nettoupptag,<br />
immobilisering och denitrifikation. När sjöar och skogsmark behandlas separat<br />
framgår det att variationen är större för skogsmark (tabell 7.2). Detta kan<br />
delvis förklaras med att kvävesänkorna för skogsmark beräknas med hjälp av<br />
lokalspecifika data (kapitel 5) medan det görs mera schablonmässigt för sjöarna.<br />
Den större andelen med höga värden på Cl min(N) för skogsmark beror<br />
på att kväveupptaget för sjöar viktas mot andelen skogsmark i avrinningsområdet.<br />
Det högsta acceptabla nedfall av kväve, om ingen påverkan sker från svavel,<br />
CL max(N), beror av värdena på CL max(S) och CL min(N). För skogsmark är<br />
[ 113 ]
CL max (N) summan av dessa, vilket inte är fallet för sjöarna (se bilaga 1). Sjöar<br />
uppvisar betydligt större variation än skogsmark vilket orsakas av att kväveoch<br />
svavelretention i sjön även ingår i CL max (N).<br />
Sammanvägt överskridande för sjöar och skogsmark<br />
För att få en samlad bild av försurningssituationen för både skogsmark och<br />
sjöar, har viktat överskridande beräknats med metod III och II (figur 7.5).<br />
Det framgår att metod II som baseras på den mest ogynnsamma situationen<br />
(maxvärdet av 95-percentilen för skogsmark och sjöar) ger ett högre överskridande<br />
än metod III. Båda metoderna ger ungefär samma fördelning över landet;<br />
störst överskridande i södra Sverige, speciellt på Västkusten, och lägre<br />
överskridande i norr.<br />
*<br />
[ 114 ]<br />
FIGUR 7.5<br />
Överskridande<br />
95-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
70 - 0<br />
62 0 - 200<br />
44 200 - 400<br />
26 400 - 700<br />
14 700 - 1 000<br />
1 1 000 - 3 000<br />
III II<br />
Överskridande<br />
95-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
57 - 0<br />
60 0 - 200<br />
50 200 - 400<br />
34 400 - 700<br />
13 700 - 1 000<br />
3 1 000 - 3 000<br />
Överskridande (95-percentil), ekv/ha och år, av kritisk belastning för försurning av skogsmark<br />
och sjöar, viktade enligt metod III (vänster) och metod II (höger). Metod III ger en<br />
utjämning av överskridandet för sjöar och skogsmark var för sig, medan metod II visar det<br />
maximala överskridandet. Depositionsdata för 1997 har använts.
EKV 2<br />
Överskridande av kritisk belastning<br />
i går, i dag och i morgon<br />
I figur 7.6 redovisas beräkningar av överskridande för både skogsmark och<br />
sjöar för åren 1980, 1990, 1997 och 2010 (Göteborgsprotokollet). Sammanvägning<br />
har gjorts med metod III eftersom den används i det europeiska luftvårdsarbetet.<br />
Kartorna illustrerar hur överskridandet har minskat till följd av<br />
de nedfallsminskningar som har skett sedan 1980-talet. Stora förbättringar<br />
har skett de senaste 20 åren, från mycket höga överskridanden, över 1000<br />
ekv/ha och år (motsvarar 16 kg S/ha och år) för nästan halva Sverige, till en<br />
avsevärt bättre situation idag, där endast Sydvästra Sverige uppvisar så höga<br />
värden. Beräkningarna indikerar dock att de förväntade nedfallsminskningarna<br />
inte räcker för att nå kritisk belastning i hela landet. Det är speciellt i<br />
södra Sverige som överskridande förväntas kvarstå även efter det att konventionsländerna<br />
har genomfört de åtgärder som man har åtagit sig.<br />
Kvävets bidrag till överskridande av kritisk belastning<br />
Kvävets försurande egenskaper i förhållande till svavlets har fått en allt<br />
större betydelse i takt med att svavelnedfallet har minskat. Aktuella beräkningar<br />
inom LRTAP av överskridande och oskyddad areal baseras på effekten<br />
av både svavel och kväve och säger ingenting om den inbördes betydelsen<br />
av dessa.<br />
Ett sätt att dela upp effekten av svavel och kväve är att utnyttja optimeringsparametrarna<br />
som definierar funktionslinjen (se figur 4.1). Överskridandet<br />
definierades som summan av den minskning av svavel- och kvävenedfall<br />
som behövs för att nå funktionslinjen den kortaste vägen (se figur 6.1). Ett<br />
mått på kvävets relativa bidrag till försurningen (%), eller överskridandet, blir<br />
därför:<br />
Kvävets andel till överskridandet =<br />
N<br />
Exc • 100<br />
Detta är bara ett sätt att definiera kvävets betydelse; ett överskridande kan<br />
tänkas vara summan av oändligt många olika kombinationer av svavel och<br />
kvävenedfall. I praktiken kommer minskningar av utsläppen att fastställas<br />
som ett resultat av en komplicerad politisk förhandlingsprocess, där marginalkostnaderna<br />
för åtgärder är en viktig faktor.<br />
[ 115 ]
1980 1990<br />
[ 116 ]<br />
Överskridande<br />
95-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
20 - 0<br />
16 0 - 200<br />
33 200 - 400<br />
47 400 - 700<br />
36 700 - 1 000<br />
65 1 000 - 3 000<br />
1997 2010<br />
*<br />
FIGUR 7.6<br />
Överskridande<br />
95-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
70 - 0<br />
62 0 - 200<br />
44 200 - 400<br />
26 400 - 700<br />
14 700 - 1 000<br />
1 1 000 - 3 000<br />
Överskridande<br />
95-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
38 - 0<br />
36 0 - 200<br />
42 200 - 400<br />
49 400 - 700<br />
26 700 - 1 000<br />
26 1 000 - 3 000<br />
Överskridande<br />
95-percentil<br />
ekv/ha och år<br />
86 - 0<br />
82 0 - 200<br />
38 200 - 400<br />
10 400 - 700<br />
1 700 - 1 000<br />
0 1 000 - 3 000<br />
Överskridande (95-percentil) av kritisk belastning för försurning av skogsmark och sjöar,<br />
viktade enligt metod III, från 1980 fram till 2010 (Göteborgsprotokollet), ekv/ha och år.
*<br />
FIGUR 7.7<br />
Kvävets effekt, kvantifierat som andel av överskridandet<br />
av kritisk belastning (%) för år 1997<br />
(1 112 överskridna objekt av totalt 4 228).<br />
Kvävets andel av överskridandet har<br />
beräknats med ekvation 2 för skogsmark<br />
och sjöar som sammanvägts enligt metod<br />
III (figur 7.7). Kvävets andel av överskridandet<br />
1997 är mellan 30 och 50 % i södra<br />
och mellersta Sverige och mellan 0 och<br />
40 % i norra Sverige.<br />
Oskyddad areal<br />
– förr, nu och i framtiden<br />
Överskridande<br />
Kvävets andel i %<br />
12 - 0<br />
8 0 - 15<br />
25 15 - 30<br />
46 30 - 40<br />
34 40 - 45<br />
36 45 - 55<br />
Oskyddad areal kan beräknas som den areal där den kritiska belastningen<br />
överskrids, ofta uttryckt som procent av den totala arealen. Ett alternativt sätt<br />
är att beräkna oskyddad areal baserat på s k ”Ecosystem protection isolines”<br />
som används i det europeiska luftvårdsarbetet.<br />
Svenska beräkningar<br />
För att få en totalbild av hur försurningens påverkan har varit och är i dag<br />
samt hur den förväntas bli i framtiden, har oskyddad areal beräknats för<br />
åren 1980, 1990, 1997 och 2010 (figur 7.8). Därvid har två tillvägagångssätt<br />
använts:<br />
AOskyddad areal enligt den metodik som utarbetats för det internationella arbetet<br />
med ”protection isolines” (bilaga 2) och viktning enligt metod III.<br />
B Oskyddad areal enligt ekvation 6 i kapitel 6 baserat på separata beräkningar<br />
för skogsmark och sjöar. För varje 50 x 50 km-ruta väljs det mest<br />
ogynnsamma värdet, dvs för den ekosystemtyp med störst oskyddad areal<br />
(metod II).<br />
[ 117 ]
En nackdel med metod A är att det behövs ett gemensamt depositionspar<br />
(N dep, S dep) för varje beräkningsruta där det finns både sjöar och skogsmark,<br />
i stället för en unik deposition för varje objekt. Principiellt är detta fel eftersom<br />
avrinningsområden mottar en utjämnad deposition beroende på variation<br />
i ägoslag, medan skog ofta har en högre specifik deposition. För att illustrera<br />
variationen i deposition har beräkningar gjorts med både max- och<br />
medeldeposition i varje ruta.<br />
Metod A visar på en dramatisk minskning av oskyddad areal från 1980 fram<br />
till 2010, från 60–70 % till 12–18 % beroende på om max- eller medeldeposition<br />
används. I absoluta tal är skillnaden i resultat, utgående från medel- eller<br />
maxdeposition, mest märkbar för 1980 och 1990. Metod A med medeldisposition<br />
är den metod som är närmast jämförbar med den metod som IIASA<br />
använt (se nedan) eftersom båda metoderna baseras på ”protection isolines”<br />
och en genomsnittlig deposition över ett område. Vid medeldeposition har<br />
oskyddad areal minskat från 60 % år 1980 till 41 % 1990, 22 % 1997 och 13 %<br />
2010. Detta motsvaras av 24, 16, 8,6 respektive 5,1 miljoner ha.<br />
Metod B ger liknande resultat som metod A (maxdeposition) med oskyddad<br />
areal om cirka 70 % 1980 och 20 % 2010. Detta är att vänta eftersom<br />
ingen viktning utjämnar skillnaderna mellan skogsmark och sjöar. Resultatet<br />
med denna metod är att betrakta som ett scenario där det värsta tänkbara presenteras,<br />
dvs störst oskyddad areal.<br />
Beräkningar på Europanivå ger annat resultat<br />
I det europeiska luftvårdsarbetet utförs beräkningar för oskyddad areal av<br />
IIASA med den s k RAINS-modellen. Dessa beräkningar (Amman m fl, 1999)<br />
ger lägre andel oskyddad areal än de svenska beräkningarna (figur 7.8). I princip<br />
kan skillnaderna härledas till metodik, deposition och kritisk belastning.<br />
I metod B används ej metodiken med ”protection isolines” och inte heller<br />
viktning mellan sjöar och skogsmark.<br />
Metod A och IIASA:s beräkningar är baserade på samma metodik men ger<br />
olika resultat. Den främsta orsaken torde vara att olika depositionsdata används;<br />
Sverige använder nationella data från SMHI och IVL för 1997 som sedan extrapoleras<br />
för andra år med hjälp av EMEP-trender, medan RAINS använder<br />
skattningar av depositionen i hela Europa med EMEP modellen. En annan<br />
tänkbar orsak är skillnader i den geografiska upplösningen av data; Sverige an-<br />
[ 118 ]
Procent<br />
80<br />
70<br />
60<br />
50<br />
40<br />
30<br />
20<br />
10<br />
0<br />
*<br />
FIGUR 7.8<br />
"Protection isolines" med maxdeposition (Metod A)<br />
"Protection isolines" med medeldeposition (Metod A)<br />
Känsligaste ekosystemtypen styr (Metod B)<br />
RAINS<br />
1980 1990 1997 2010<br />
Oskyddad areal enligt olika beräkningssätt för skogsmark och sjöar. Beräkningarna gäller för<br />
den areal som karteras för sjöar och skogsmark (391 179 km 2 ) som utgör 88 % av Sveriges<br />
totala yta. Beräkningar för några år gjorda vid IIASA med RAINS-modellen redovisas också.<br />
vänder 50 x 50 km medan RAINS använt 150 x 150 km för de resultat som redovisas<br />
här. Skillnader i den kritiska belastningen påverkar också resultatet;<br />
de svenska data som för närvarande ligger i den europeiska databasen tenderar<br />
att vara högre, speciellt för skogsmark, än de som redovisats i denna rapport.<br />
Hur mycket måste depositionen<br />
minskas ytterligare?<br />
Beräkningar av oskyddad areal, se figur 7.8 indikerar att det kommer att kvarstå<br />
ett överskridande av den kritiska belastningen även efter att effekten av nu<br />
giltiga protokoll slagit igenom. Därför är en intressant fråga hur mycket ytterligare<br />
depositionen måste minska för att nå kritisk belastning.<br />
Som ett exempel redovisas här beräkningar för EMEP-ruta 2119 som<br />
täcker stora delar av Västra Götaland. Här är överskridandet för sjöar som<br />
störst med oskyddad areal på 68 % för 1997 och 47 % för 2010 enligt Göteborgsprotokollet.<br />
Sjöarna har högre överskridande än skogsmark i detta område<br />
varför endast sjöarna behandlas.<br />
[ 119 ]
Minskningen av svavel- och kvävedeposition kan ske på många olika sätt.<br />
Här väljer vi dock endast ett sätt, nämligen att minska nedfallet av både svavel<br />
och kväve men bibehålla förhållandet mellan dessa. Utgående från 1997 års<br />
deposition minskas depositionen gradvis (konstant = N dep97 /S dep97 ) för varje<br />
sjö tills oskyddad areal i hela EMEP-rutan är noll.<br />
I ett europeiskt perspektiv är den kritiska belastningen för sjöar mycket<br />
låg. Dessa låga värden gör att det krävs mycket stora depositionsneddragningar<br />
för att nå 0 % oskyddad areal. I princip måste depositionen vara noll i<br />
de fall den kritiska belastningen är noll, vilket speglar en osäkerhet i de antaganden<br />
och beräkningar som har gjorts för den kritiska belastningen, främst<br />
ANC limit och vittringshastigheten. För att ändå få en bild av vad som händer<br />
då depositionen minskas ytterligare efter att Göteborgsprotokollet slagit igenom,<br />
redovisas beräkningar när sjöar med kritisk belastning (CL max (S)) mindre<br />
än 100 ekv/ha och år utesluts (tabell 7.3). Därvid utgår 10 sjöar som har<br />
mycket låg kritisk belastning av totalt 85 sjöar.<br />
Om således sjöar med CL max (S) mindre än 100 ekv/ha och år ignoreras<br />
krävs att depositionen av svavel och kväve måste minskas med 75 % , från år<br />
1997, för att nå under kritisk belastning. Om endast extremt känsliga objekt<br />
tas bort, CL max (S) lika med noll (n = 4), återstår 5 % oskyddad areal även då<br />
den försurande depositionen minskas med 85 % från år 1997.<br />
Denna analys indikerar att det krävs ytterligare depositionsneddragningar<br />
utöver Göteborgsprotokollet för att komma i närheten av den kritiska<br />
belastningen. För att kunna argumentera för ytterligare utsläppsminskningar<br />
är det viktigt att beräkningarna och metodiken för de känsligaste ekosystemen<br />
(se figur 7.1) för sjöar och skogsmark utvärderas ytterligare.<br />
TABELL 7.3. Uppskattad kväve-och svaveldeposition för att nå kritisk belastning för Västra Götaland<br />
(EMEP 2119) baserat på beräkningar för sjöar (CL maxS > 100 ekv/ha och år). För depositionen redovisas<br />
50-percentilen. Som jämförelse visas deposition för 1997 och 2010 enligt Göteborgsprotokollet.<br />
[ 120 ]<br />
DEPOSITION DEPOSITION DEPOSITION DÄR KRITISK<br />
1997 2010 BELASTNING EJ ÖVERSKRIDS<br />
N dep, kgN/ha . år 13,0 10,0 3,3<br />
S dep, kgS/ha . år 7,1 4,1 1,8
Diskussion och osäkerheter<br />
Viktning av skogsmark och sjöar<br />
I det europeiska luftvårdsarbetet är det nödvändigt att kombinera beräkning<br />
av kritisk belastning för skogsmark och sjöar. Sverige har valt att betrakta<br />
skogsmark och sjöar som lika betydelsefulla, metod III, vilket medför att stora<br />
skillnader i känslighet mellan ekosystemtyperna jämnas ut. Naturligtvis kan<br />
detta ifrågasättas; i en ruta med extremt känsliga sjöar får dessa minskad betydelse<br />
om skogsmarken har mycket hög kritisk belastning, och vice versa.<br />
Fördelen är dock att båda ekosystemtyperna bidrar till att ge en bild av den<br />
sammantagna känsligheten inom en ruta.<br />
Metod II betonar de extrema fallen eftersom de mest känsliga sjöarna<br />
eller skogsytorna bestämmer resultatet. Detta är enkelt och ger information<br />
om ett ”sämsta tänkbara” scenario. Det som talar mot denna metod är att ett<br />
ekosystem med begränsad utbredning kan bestämma hela områdets känslighet,<br />
och det är svårt att försvara den sämst tänkbara situationen med hänsyn<br />
till de osäkerheter som föreligger.<br />
Sammanfattningsvis är det inte entydigt hur skogsmark och sjöar ska<br />
sammanvägas för att få en totalbild av försurningssituationen i Sverige.<br />
Av denna anledning illustreras båda alternativen då oskyddad areal har beräknats.<br />
Osäkerheterna blir mer påfallande<br />
när överskridandet blir mindre<br />
Beräkningarna indikerar att det kommer att kvarstå områden där depositionen<br />
av svavel och kväve är högre än den kritiska belastningen. I runda tal är<br />
det 10–20 % av Sveriges yta som fortfarande är oskyddad, med tonvikten i<br />
södra Sverige. Här är det viktigt att understryka att det är en lång kedja av<br />
beräkningar och överväganden som ligger bakom resultatet, och varje steg är<br />
behäftat med osäkerheter.<br />
Osäkerheterna medför att det är svårt att uttala sig precist om hur stort problemet<br />
väntas bli. Situationen var annorlunda för 10–15 år sedan när depositionen<br />
var mycket högre. Eftersom depositionen börjar närma sig osäkerhetsmarginalen<br />
för den kritiska belastningen har bilden förändrats. Med andra ord blir<br />
det allt svårare att skilja ”problem från icke-problem”.<br />
[ 121 ]
En annan fråga har att göra med tidsaspekten; räcker det med att minska<br />
nedfallet till den kritiska belastningsgränsen? Kanske måste nedfallet minskas<br />
ytterligare för att en återhämtning i de försurade områdena ska kunna ske inom<br />
en rimlig tid? Frågor av denna typ kan inte belysas med begreppet kritisk<br />
belastning eftersom modellerna endast räknar fram förhållanden vid steadystate.<br />
I stället måste dynamiska modeller användas som beskriver de dynamiska<br />
förloppen under en återhämtningsprocess.<br />
Inför kommande strategier om ytterligare depositionsneddragningar<br />
måste beräkningar och metodik för de känsliga ekosystemen, både sjöar och<br />
skogsmark, utvärderas och förfinas ytterligare.<br />
Slutsatser<br />
*<br />
*<br />
*<br />
*<br />
Ytvatten bestämmer känsligheten i norra Norrland och Västkusten medan<br />
skogsmarken är känsligast i östra Sverige och södra Norrland.<br />
Kvävets andel till överskridandet av kritisk belastning är 30–50 %<br />
i södra och mellersta Sverige och mellan 0 och 40 % i norra Sverige.<br />
Den mot försurning oskyddade arealen skogsmark och sjöar, har minskat<br />
från 60 % 1980 till 41 % 1990 och 22 % 1997.<br />
Om åtagandena i Göteborgsprotokollet efterlevs kommer, enligt svenska<br />
beräkningar, ungefär 13 % av Sveriges skogs- och sjöekosystemareal vara<br />
oskyddad avseende försurning. Europeiska beräkningar visar på en oskyddad<br />
areal på knappt 4 %.<br />
Referenser<br />
Amman M, Bertok I, Cofala J, Gyarfas F, Heyes C, Klimont Z & Schöpp W (1999):<br />
Integrated Assessment Modelling for the Protocol to Abate Acidification, Eutrophication<br />
and Ground-level Ozone in Europe. Ministerie van Volkshuisvesting Ruimtelijke Ordenong<br />
en Milieubeheer, Bilthoven.<br />
Posch M, de Smet P A M, Hettelingh J P & Downing R J (1999):<br />
Calculation and Mapping of Critical Thresholds in Europe: Status Report 1999. Coordination<br />
Centre for Effects, National Institute of Public Health and Environmental Protection,<br />
Bilthoven, The Netherlands, RIVM Report No. 259101009.<br />
[ 122 ]
8. Kritisk belastning för<br />
övergödning av skogsmark<br />
*<br />
H STAAF, H SVERDRUP, L RAPP & M ALVETEG<br />
I Sverige har arbetet med att ta fram underlag för beräkning av kritisk belastning<br />
för övergödning nästan helt koncentrerats till skogsmark. Därför redovisas<br />
endast den delen här. Andra landekosystem kan vara känsligare än skog,<br />
men kunskapsunderlaget är ännu otillräckligt för att fastställa känsligheten<br />
för dessa miljöer. Internationellt finns empiriskt framtagna kritiska belastningar<br />
för övergödande kväve till bl a hedar, gräsdominerade betesmarker,<br />
mossar och kärr (Umweltbundesamt, 1996), men värdena är grovt angivna<br />
och har begränsat värde för att beskriva svenska förhållanden.<br />
Ett visst utvecklingsarbete har gjorts när det gäller att utveckla kritisk<br />
belastning för svenska jonfattiga sötvatten. Vidare pågår forskning inom<br />
MARE-projektet (MARE, 2000) för att fastställa kritiska nivåer för tillförseln<br />
av övergödande ämnen till Östersjön.<br />
Konsekvenser av ökat kvävenedfall<br />
Effekterna i naturen av det luftburna nedfallet av kväve är komplicerade, eftersom<br />
kvävet har både försurande och övergödande verkan. De senaste decenniernas<br />
höga kvävenedfall har otvetydigt påverkat växtnäringstillståndet i landmiljön<br />
i praktiskt taget hela södra Sverige; i skog, ängs- och hagmarker, hedar<br />
och myrar. En detaljerad kunskapsöversikt över effekter av kvävenedfall i skog<br />
har nyligen publicerats av <strong>Naturvårdsverket</strong> (Bertills & Näsholm, 2000).<br />
Det finns även tecken på övergödning i norska fjällvatten, och kvävenedfallet<br />
anses även där vara orsaken (Lindstrøm m fl, 2000). Det är dock inte<br />
helt klarlagt hur svenska sjöar och vattendrag påverkas av kvävenedfallet. För<br />
de flesta ytvatten har utsläppen av fosfor och kväve från avlopp, jordbruk och<br />
industrier avgjort större betydelse för växtnäringssituationen än nedfallet av<br />
kväve från luften (<strong>Naturvårdsverket</strong>, 1993).<br />
[ 123 ]
Påverkan på skogsmarken<br />
Sedan istidens slut har kväve varit det begränsande näringsämnet för vegetationen<br />
i norra Europa. Under tusentals år byggdes skogsmarkens kväveförråd<br />
upp genom bakteriers kvävefixering och atmosfäriskt nedfall. Speciellt på<br />
torra marker begränsades uppbyggnaden av skogsbränder. De senaste 100<br />
åren har emellertid skogsbränderna kontrollerats, och särskilt efter 1950-talet<br />
har det atmosfäriska nedfallet av kväve ökat drastiskt på grund av utsläppen<br />
av kväveoxider från förbränning av fossila bränslen. I dag innehåller skogsmarken<br />
mellan 1 000 och 10 000 kg N/ha, och man räknar med att den atmosfäriska<br />
depositionen under 1900-talet har ökat kväveförråden med 500–1000<br />
kg/ha i de mest belastade delarna av Sydsverige (Högberg m fl, 2000).<br />
Skogsmarken i södra Sverige har således blivit kväverikare på grund av<br />
nedfallet, men också surare. Kvävenedfallet bidrar till försurningsprocessen<br />
på flera olika sätt. Den direkta påverkan sker genom att en del av kvävet faller<br />
ned som salpetersyra. Indirekt sker dessutom en försurning genom att en ökad<br />
tillgång på kväve stimulerar trädtillväxten och ökar upptaget av baskatjoner<br />
från marken. Effekten förstärks ytterligare på de platser där nitratet inte tas<br />
upp av vegetationen utan läcker ut till vattendragen. Historiskt sett har kvävet<br />
haft mindre försurande verkan än svavlet, men modellberäkningar har visat att<br />
försurningseffekten kan öka dramatiskt om skogsmarken kvävemättas och<br />
nitratläckaget ökar (Forsius m fl, 1998).<br />
Ökat kväveläckage<br />
Högt kvävenedfall kan ge upphov till nitratläckage från skogsmark till sjöar<br />
och vattendrag. Förhöjda kvävehalter har uppmätts i markvattnet under rotzonen<br />
på många platser i södra Sverige (Hallgren Larsson m fl, 1997), främst<br />
i skog där kvävenedfallet överstiger 10 kg N/ha och år. En översikt av en stor<br />
mängd undersökningar i norra och mellersta Europa visar att nitatläckage från<br />
sluten skog är ovanligt vid ett kvävenedfall under 9 kg N/ha och år (Dise m fl,<br />
1998). Vid högre nedfall är läckage betydligt vanligare, och risken för läckage<br />
tycks öka ju kväverikare marken är. I den aktuella studien uttrycktes kvävetillståndet<br />
som C/N-kvot i markens övre del. Kopplingen mellan läckagekänslighet<br />
och markens kväverikedom bekräftas av studier på skogssjöar i<br />
södra Norge (Wright, 1999). Om detta samband visar sig vara generellt giltigt<br />
kommer risken för nitratläckage att öka ju längre tid det förhöjda nedfallet av<br />
[ 124 ]
kväve fortsätter och om kol/kvävekvoten sjunker. Verkligt högt läckage av<br />
kväve från växande skog har hittills bara noterats på några få platser i Skåne<br />
och Halland (Nohrstedt,1993).<br />
Effekter på skogsträden<br />
Kvävenedfallet påverkar skogsträden på olika sätt. Generellt sett ökar kvävetillförseln<br />
halterna av kväve i blad eller barr och tillväxten stimuleras<br />
(Näsholm m fl, 2000). Kvävedepositionens roll för skogens ökade tillväxt är<br />
ännu oklar, eftersom skogstillväxten har ökat även i områden med låg deposition.<br />
Vidare finns det studier som pekar på att kvävehalten i träden kan<br />
påverka trädens känslighet för torka, frost, insekter och svampangrepp.<br />
Sambanden är dock komplicerade och känsligheten kan öka eller minska vid<br />
ökad kvävetillgång beroende bl a på trädens ursprungliga växtnäringstillstånd<br />
(Näsholm m fl, 2000).<br />
En teori som länge diskuterats är att kvävenedfall i samverkan med markförsurning<br />
på sikt kan göra att andra ämnen än kväve blir tillväxtbegränsande.<br />
Ett sådant tillstånd skulle vara allvarligt för skogens vitalitet, eftersom<br />
skogsträd är väl anpassade för kvävebrist men sämre för brist på t ex kalium<br />
och magnesium (Ericsson m fl, 1995a). Gödslingsförsök har visat att kväve<br />
även under de senaste decennierna har varit det tillväxtbegränsande växtnäringsämnet<br />
för nordiska skogar, men det finns också försök på bördig mark<br />
som inte svarar på kvävetillförsel (Sikström & Nohrstedt, 1995). Detta senare<br />
kan vara ett tecken på begynnande kvävemättnad i vissa områden. I Skåne<br />
har halterna av kalium i förhållande till kväve i barr minskat i granskog, samtidigt<br />
som materialbalanser visar att mer kalium förbrukas genom upptag och<br />
utlakning än vad vittringen kan återföra (Thelin m fl, 1998). På nationell nivå<br />
är dock obalanserna större för magnesium än för kalium (Sverdrup & Rosén,<br />
1998). Utanför Skåne finns emellertid i dagsläget inga klara indikationer på<br />
storskaliga, nedfallsinducerade förändringar av växtnäringstillståndet hos<br />
skogen i södra Sverige (Ericsson m fl, 1995b). På kort sikt utgör därför sannolikt<br />
inte kvävenedfallet något större hot mot skogens hälsa.<br />
Förändringar av vegetation<br />
Högt kvävenedfall förändrar vegetationen i skog, på hedar, myrar och i naturbetesmarker.<br />
Gödslingsförsök i barrskog har visat att t ex kruståtel och hallon<br />
[ 125 ]
EKV 1<br />
samt örter som mjölkört, ekorrbär och skogsstjärna gynnas av kvävetillförsel,<br />
medan mossor, lavar, lingon och mykorrhizabildande svampar missgynnas<br />
(Kellner & Torstensson, 1995). Speciellt känsliga är kvävefixerande lavar.<br />
Försök med låg kvävetillförsel (
De termer i ekvation 1 som beskriver bortförsel av kväve innefattar nettoupptag<br />
i skördad trädbiomassa, utlakning, långsiktig fastläggning i marken<br />
genom immobilisering, och mikroorganismernas denitrifikation. Kvävefixering<br />
har ej tagits med i beräkningarna, eftersom den är svår att kvantifiera<br />
och kan på de flesta lokaler försummas jämfört med depositionen. Andra förluster<br />
såsom skogsbränder och upptag i däggdjur uppträder oregelbundet<br />
eller är svåra att sätta siffror på. Vi har därför valt att försumma även dessa i<br />
våra beräkningar.<br />
I Sverige används numera PROFILE-modellen för den landstäckande<br />
beräkningen av kritisk belastning för övergödning. Detta sker parallellt och<br />
integrerat med beräkningen av kritisk belastning för försurning, varför samma<br />
indata och samma beräkningspunkter utnyttjas. De kväveflöden som ingår i<br />
beräkningen (figur 8.1) är också identiska. Skillnaden mot försurningsberäkningen<br />
(se kapitel 5) är att andra miljöeffektkriterier används. PROFILEmodellen<br />
beskrivs noggrannare i kapitel 5.<br />
Huvudprincipen är som nämnts att justera nedfallet till en nivå vid vilken<br />
det långsiktigt inte finns något överskott av tillgängligt kväve i marken. De<br />
specifika kriterier som används är dels att vegetationens upptag av kväve och<br />
baskatjoner skall vara väl balanserade så att växtnäringsobalans i träden ej riskeras,<br />
och dels att halten nitratkväve i avrinningsvattnet inte får överstiga en<br />
Förnafall Deposition<br />
Denitrifikation<br />
Upptag i träden<br />
Organiskt N Mineralisering<br />
Oorganiskt N<br />
Ammonium Nitrat<br />
Immobilisering<br />
Nitrifikation<br />
*<br />
Utlakning<br />
FIGUR 8.1<br />
Översikt över de kväveflöden som ingår i beräkningen av kritisk belastning för övergödning<br />
av skogsmark med PROFILE-modellen.<br />
[ 127 ]
kritisk nivå. Det första kriteriet definieras som kritiskt kväveupptag (N u, crit )<br />
och det andra som kritiskt kväveläckage (N le, crit ).<br />
Liksom för försurningen är markvattenfasen central för kväveberäkningarna,<br />
som i stora drag sker i följande steg:<br />
– Först beräknas tillförseln av oorganiskt kväve till markvattnet via deposition<br />
samt mineralisering av organiskt material. Detta kväve, i form av<br />
ammonium och nitrat, utgör basen för de processer som omvandlar, fastlägger<br />
eller bortför kvävet.<br />
– I ett andra steg sker skogsträdens upptag av kväve från markvattenfasen.<br />
Upptaget styrs av naturgivna förhållanden som bonitet, trädslag och vittring<br />
för lokalen ifråga. Övriga kväveomvandlingsprocesser i marken påverkar<br />
inte upptaget.<br />
– Den mängd oorganiskt kväve som återstår efter trädens upptag kan antingen<br />
omvandlas genom nitrifikation och denitrifikation (N de ) eller fastläggas<br />
i marken genom immobilisering (N i ). Denitrifikationen innebär en förlust<br />
av kvävgas/lustgas (N 2 /N 2 O) till atmosfären. Immobiliseringen innebär en<br />
biologisk fastläggning av kvävet i markens organiska substans. Det frigjorda<br />
kväve som inte denitrifieras eller immobiliseras utlakas ur markprofilen.<br />
– Balansen mellan immobilisering och utlakning justeras via de parametrar som<br />
styr immobiliseringen så att medianvärdet för utlakningen i Sverige hamnar<br />
på en nivå som motsvarar dagens situation, ca 0,4 kg N/ha och år.<br />
– Den kritiska utlakningen, N le, crit, beräknas i en separat räkneoperation.<br />
Nedan beskrivs mer i detalj hur de olika termerna beräknas.<br />
Kväveupptag i biomassa<br />
Upptaget i biomassa har beräknats genom den s k näringsbegränsningsmetoden<br />
(Warfvinge m fl, 1992). Enligt denna definieras den långsiktigt uthålliga<br />
fastläggningen av kväve i vedbiomassa, det s k kritiska upptaget, som den<br />
kvävemängd som kan balanseras av en långsiktig tillgång av baskatjoner<br />
genom vittring och deposition. Så länge upptaget inte överskrider denna nivå<br />
är risken liten för att skogen skall få brist på andra växtnäringsämnen än<br />
kväve, och ett balanserat växtnäringstillstånd upprätthålls i träden. Skogens<br />
nuvarande upptagshastighet för kväve är i många fall högre än den kritiska.<br />
[ 128 ]
EKV 2<br />
EKV 3<br />
Det kritiska upptaget kan dock vara såväl högre som lägre än dagens och varierar<br />
med markens mineralogi och vittring. Denna metod har bl a använts för att<br />
beräkna hur stor den uthålliga skogstillväxten är vid en viss typ av skogsbruk<br />
(se t ex Sverdrup & Rosén, 1998).<br />
Det kritiska upptaget av kväve, nedan betecknat N u, crit, är beräknat som:<br />
N u, crit = min (BC u, crit / X (BC:N) )<br />
där BC u, crit är det kritiska upptaget av baskatjonerna kalcium, magnesium<br />
och kalium och där X (BC:N) är miniminivåer för kvoten mellan respektive baskatjon<br />
och kväve i träden. Det kritiska kväveupptaget beräknas separat för<br />
varje baskatjon, och man väljer sedan det lägsta värdet. Det kritiska upptaget<br />
för den baskatjon som förekommer i för träden mest begränsande mängd<br />
bestämmer således hur mycket kväve som kan tas upp långsiktigt.<br />
Det kritiska upptaget av varje baskatjon beror primärt på hur stort det tillgängliga<br />
förrådet är samt hur mycket av detta förråd som träden i praktiken<br />
förmår att ta upp. Denna förmåga uttrycks genom roteffektiviteten, BC u, e.<br />
Det kritiska upptaget kan skrivas:<br />
BC u, crit = min (BC u, e · (BC dep + BC w ))<br />
där BC dep är nedfallet av respektive baskatjon och BC w är vittringen. Träden<br />
kan inte ta upp hela den fysiologiskt upptagbara mängden baskatjoner, eftersom<br />
rötterna med sin mykorrhiza inte penetrerar marken fullständigt.<br />
Roteffektiviteten anger hur stor andel av markvolymen som i verkligheten<br />
penetreras och därmed hur stor andel av de framvittrade baskatjonerna som<br />
kan tas upp. Denna andel är 0,5–0,8 och stiger ju större rotdjupet är. Det<br />
effektiva rotdjupet har satts till 0,4 m för gran, 0,5 m för tall, 0,5 m för björk<br />
och 0,6 m för bok.<br />
Det kritiska upptaget av kväve i biomassa beräknas som den genomsnittliga,<br />
årliga nettofastläggningen av kväve i biomassa under en skogsgeneration.<br />
Nettofastläggningen avser kväveinnehållet i den stambiomassa som<br />
skördas vid gallringar och slutavverkning. I våra beräkningar har vi antagit att<br />
det kritiska upptaget på en skogslokal maximalt kan vara dubbelt så högt som<br />
dagens, eftersom det finns såväl en fysiologisk som en praktiskt skoglig<br />
begränsning för hur snabbt skogen kan växa vid ett givet klimat. En annan<br />
förutsättning vid beräkningarna är att summan av upptag i biomassa och<br />
[ 129 ]
EKV 4<br />
EKV 5<br />
immobilisering i mark inte kan vara större än depositionen. Om det inte finns<br />
något rörligt kväve kvar i marken efter upptag i biomassa och immobilisering<br />
i organisk substans blir läckage och denitrifikation noll.<br />
Indata för beräkningarna utgörs, precis som vid analysen av kritisk syrabelastning,<br />
av information från Riksskogstaxeringen och Ståndortskarteringen<br />
vid Sveriges lantbruksuniversitet. Samma indata i form av deposition,<br />
mark och skogstillstånd har använts (se kapitel 3 och 5), men som<br />
nämnts ovan används inte data på faktisk skogstillväxt. Vittringen av fosfor<br />
och baskatjonerna Ca, Mg och K beräknas från mineralogi, temperatur, textur<br />
och markens vattenhalt med hjälp av PROFILE-modellen (se Warfvinge m fl,<br />
1995 och kapitel 5).<br />
Nitrifikation och denitrifikation<br />
Nitrifikationen, dvs den mikrobiella omvandlingen av ammonium till nitrat,<br />
är beroende av koncentrationen av ammonium i markvattenfasen. Processen<br />
beskrivs i PROFILE med en Michaelis-Menten-reaktion enligt följande:<br />
N nitr = k nitr * [NH 4 ] / (K NM + [NH 4 ] )<br />
där k nitr är hastighetskoefficienten och K NM halva maximala reaktionshastigheten.<br />
För vidare information se Warfvinge & Sverdrup (1995).<br />
Denitrifikationen innebär en omvandling av nitratkväve till gasformig kvävgas<br />
eller lustgas. Hastigheten hos denitrifikationsprocessen stiger med ökande<br />
halt av nitrat i markvattnet enligt följande ekvation:<br />
N de = k de * [NO 3 ] / (K m + [NO 3 ])<br />
Parametrarna k de och K m beror av markens surhetsgrad och klimatfaktorer så<br />
att denitrifikationshastigheten stiger med ökande pH, samt med ökande temperatur<br />
och markfuktighet (Ineson m fl, 1996). Vid denitrifikationen bildas<br />
kvävgas och i vissa fall lustgas. På de flesta marker denitrifieras dock endast<br />
en mindre del av den tillgängliga kvävemängden.<br />
Immobilisering<br />
Immobiliseringen är en mycket viktig faktor i beräkningen av kritisk kvävebelastning<br />
för skogsekosystem. Den långsiktiga fastläggningen av kväve i<br />
skogsmark har tidigare uppskattas genom en metod där man dividerar mar-<br />
[ 130 ]
EKV 6<br />
kens nuvarande kväveförråd med den tid som förlöpt sedan istidens slut (se<br />
t ex Rosén m fl, 1992). Denna uppskattning ignorerar dels de tillfälliga kväveförluster<br />
som uppkommer i samband med skogsbränder samt även de mer<br />
kortsiktiga effekterna av olika skogsbruksåtgärder. På så sätt har immobiliseringen<br />
uppskattats till 0,5–1,5 kg N/ha och år, ett värde som ligger mycket<br />
lägre än gjorda uppskattningar av den nuvarande immobiliseringshastigheten.<br />
I dagsläget ackumulerar skogsmarken i södra Sverige 1,5–15 kg N/ha och<br />
år (Nilsson m fl, 1998).<br />
Vi har valt att beräkna immobiliseringen som en kinetisk process. Immobiliseringen<br />
styrs av mikroorganismernas nedbrytningsaktivitet och beror på<br />
hur mycket kväve som tillförs marken via förnan och därefter mineraliseras.<br />
Processen modifieras av mark- och klimatfaktorer enligt formeln:<br />
N i = k i * [N] * f(pH) * z(T)<br />
där [N] är totala kvävekoncentrationen i markvattenfasen och funktionerna<br />
f(pH) och z(T) justerar för effekten av pH i marken och för marktemperaturen.<br />
I princip ökar den andel av det tillförda kvävet som immobiliseras ju<br />
snabbare den biologiska nedbrytningen av det organiska materialet sker, dvs<br />
ju högre pH-värdet och temperaturen är. Uttrycket är en del av en modell för<br />
kolomsättning i skog som är under utveckling, och funktionerna kan härledas<br />
från uttryck beskrivna i ett arbete av Walse m fl (1998).<br />
Immobiliseringen är delvis nedfallsberoende, och koefficienten k i<br />
i ekvation 6 måste därför kalibreras. Beräkningsmodellen har kalibrerats med<br />
hjälp av empiriska data för två extremsituationer inom landet; dels för den<br />
nordligaste och dels för den sydligaste delen av Sverige. I norra Sverige uppskattades<br />
den långsiktiga immobiliseringen i mark till i genomsnitt 0,5 kg/ha<br />
och år vid ett mark-pH av 5,5 och en N-deposition av 2 kg/ha och år. För sydligaste<br />
Sverige uppskattades immobiliseringen till 15 kg/ha och år vid markpH<br />
4,2 och en kvävedeposition av 20 kg/ha och år. Dessa uppskattningar av<br />
dagens immobilisering bygger på studier av Ineson m fl (1996) och Nilsson<br />
m fl (1998). Immobiliseringen vid kritisk belastning har sedan beräknas för<br />
varje provpunkt över Sverige genom nedskalning av depositionen från den<br />
nuvarande till den kritiska med hjälp av ekvation 6.<br />
[ 131 ]
Kritisk utlakning av kväve<br />
Vid beräkning av den högsta acceptabla kväveutlakningen, N le, crit, utgår man<br />
från en kritisk koncentration i markvattnet. Så länge koncentrationerna<br />
underskrider den kritiska undviks kväveinducerade förändringar i skogens<br />
vegetation och förhöjda halter av nitrat i vattenmiljön. Som kritiskt värde har<br />
valts att kvävehalterna inte får överskrida den övre klassgränsen för tillståndsklass<br />
1, dvs låga halter (< 0,3 mg kväve/liter), enligt <strong>Naturvårdsverket</strong>s bedömningsgrunder<br />
för sjöar och vattendrag (<strong>Naturvårdsverket</strong>, 1998). Det årliga<br />
läckaget av kväve erhålls genom att multiplicera denna halt med avrinningen.<br />
En avrinning på 300 mm per år, vilket är en ganska vanlig nivå för skogsmark,<br />
motsvarar då ett läckage på 0,9 kg N per ha och år.<br />
Kritisk belastning för övergödande kväve<br />
Den kritiska belastningen för övergödande kväve till skogsmark framgår<br />
av figur 8.2. Uttryckt som 5-percentil för 50 x 50 km-rutor ligger den i stora<br />
delar av Götaland mellan 3 och 6 kg/N per ha och år; i enstaka rutor upp till<br />
*<br />
[ 132 ]<br />
FIGUR 8.2<br />
Kritisk belastning<br />
5-percentil<br />
kg N/ha och år<br />
0 0 - 2<br />
83 2 - 3<br />
33 3 - 4<br />
46 4 - 5<br />
20 5 - 6<br />
10 6 - 10<br />
Kritisk belastning<br />
50-percentil<br />
kg N/ha och år<br />
0 0 - 2<br />
39 2 - 3<br />
39 3 - 4<br />
34 4 - 5<br />
45 5 - 6<br />
35 6 - 10<br />
Kritisk belastning för övergödning av skogsekosystem baserat på depositionsdata för 1997,<br />
uttryckt som 5- och 50-percentil (kg N/ha och år).
10 kg N/ha och år. Generellt sett minskar sedan nivån ju längre norrut man<br />
rör sig. I mellersta Sverige har de flesta rutor en kritisk belastning mellan 3<br />
och 5 kg N/ha och år och i stora delar av norra Sverige underskrider den 3 kg<br />
N/ha och år. Uttrycker man den kritiska belastningen som 50-percentil är gradienten<br />
över Sverige från söder till norr ännu mer renodlad. Medelkänsligheten<br />
kan sägas vara 5–10 kg N/ha och år i Götaland, 4–6 kg N/ha och år i<br />
Svealand och under 4 kg N/ha och år i Norrland.<br />
Medianvärdet för alla provpunkter i Sverige är 4,6 kg N/ha och år och fem<br />
procent av skogsmarksarealen har en kritisk belastning av 8 kg N/ha och år<br />
eller mer (tabell 8.1). I Centraleuropa ligger vanligen den kritiska belastningen<br />
för 150 x 150 km-rutor mellan 5 och 10 kg N/ha och år, dvs ungefär<br />
som i Sydsverige (Posch m fl, 2001). I södra Europa är däremot den kritiska<br />
belastningen i skog vanligen något lägre, eftersom skogstillväxten och därmed<br />
kväveupptaget där är relativt lågt.<br />
TABELL 8.1 Kritisk belastning för övergödande kväve till svensk skogsmark; 5-, 50-, och 95-percentiler.<br />
Motsvarande percentiler anges också för de fyra termer som ingår i beräkningsformeln (ekv 1).<br />
Observera att värdena i tabellen visar fördelningen av de enskilda parametrarna och därför inte kan<br />
summeras radvis för att ge kritisk belastning. Sort kg N/ha och år. Antal provpunkter = 1 883.<br />
KRITISK KRITISKT IMMOBILI- DENITRI- KRITISK<br />
BELASTNING UPPTAG SERING FIKATION UTLAKNING<br />
Nu, crit Ni Nde Nle, crit<br />
5-percentil 2,5 0,6 0,0 0,0 0,6<br />
50-percentil 4,6 2,0 1,8 0,1 0,9<br />
95-percentil 8,1 4,4 2,0 1,0 1,7<br />
Variationen i kritisk belastning inom Sverige beror till stor del på att skogstillväxten<br />
och därmed kväveupptaget är högre i söder än i norr. Eftersom man vid<br />
beräkningarna använder sig av det kritiska kväveupptaget blir den kritiska<br />
belastningen speciellt hög på bördiga och samtidigt baskatjonrika marker i<br />
Götaland. Kustnära delar av östra Svealand har också hög kritisk belastning på<br />
grund av god tillgång på baskatjoner. Även immobiliseringen spelar en relativt<br />
stor roll för nivån på den kritiska belastningen (tabell 8.1). Fastläggningen av<br />
kväve i marken är högre i söder än i norr på grund av högre markbiologisk aktivitet<br />
och större kväveflöden. På mellan 5 % och 10 % av skogsmarksarealen<br />
sker ingen immobilisering av kväve vid kritisk belastning. Detta beror på<br />
[ 133 ]
eräkningsgången i PROFILE där trädens upptag har prioritet, och på vissa<br />
marker blir inget kväve över för andra kväveprocesser i marken.<br />
Det kritiska kväveläckaget är en medelstor term i beräkningen. Observera<br />
dock att läckaget är beräknat som en potential, och att dagens kväveläckage<br />
ofta är lägre än det kritiska. Läckaget av oorganiskt kväve under rotzonen i<br />
sluten skog i södra Sverige är vanligen under 0,5 kg/ha och år (Hallgren<br />
Larsson m fl, 1995). Vid beräkning av kritisk belastning beaktas emellertid en<br />
hel skoglig rotationsperiod, inklusive hyggesfasen, vilket gör att läckaget i<br />
princip är fördubblat jämfört med den slutna skogen (Westling m fl, 2001).<br />
Denitrifikationen har liten betydelse på huvuddelen av skogsmarksarealen.<br />
I områden med fuktig skogsmark på näringsrikt minerogent underlag<br />
kan dock denitrifikationen vara betydande, men endast på ca 5 % av skogsmarksarealen<br />
uppgår den till 1 kg N/ha och år eller mer.<br />
Nuvarande överskridande av kritisk belastning<br />
Beräkningen av överskridande har gjorts på motsvarande sätt som för försurningen.<br />
Den kritiska belastningen i varje provpunkt jämförs med nedfallet<br />
inom den aktuella 50 x 50 km-rutan. Ett överskridande föreligger när nedfallet<br />
är högre än den kritiska belastningen.<br />
Om man bara ser till antalet 50 x 50 km-rutor där den kritisk belastningen<br />
överskrids i kartan för 1997 (figur 8.3) så är överskridandet cirka 60 %. Sålunda<br />
uppvisar praktiskt taget alla rutor i södra och mellersta Sverige överskridande.<br />
En ruta klassas med överskridande när nedfallet är högre den<br />
kritiska belastningen i minst 5 % av provpunkterna (arealen) i rutan; dvs 95percentilen<br />
för överskridandena har ett visst värde större än noll. Om man<br />
däremot beräknar överskridandet utifrån det sätt som normalt brukar göras,<br />
dvs antalet provpunkter och viktat för den areal de representerar, får man har<br />
ett överskridande på 30 % av skogsmarksarealen.<br />
Stora områden i mellersta Sverige, från norra Götaland till södra Norrland,<br />
har ett tämligen litet överskridande i absoluta tal, mellan 0 och ca 3 kg N/ha<br />
och år. I norra Svealand och södra Norrland är såväl nedfall som kritisk belastning<br />
så låga att bedömningen om man har överskridande eller inte blir mycket<br />
osäker. Det kan tolkas som att risken för kvävepåverkan är liten i denna<br />
del av landet, men å andra sidan kan ekosystemen i norra Sverige vara mer<br />
känsliga för ett litet överskridande än i söder. I sydvästra Götaland är nedfal-<br />
[ 134 ]
let högre och rutorna har vanligen ett överskridande av 3–9 kg/N ha och år,<br />
med undantag för några områden utefter Västkusten som har ännu högre<br />
överskridande. Nedfallet i de mest utsatta områden överskrider vanligen den<br />
kritiska belastningen med en faktor 2.<br />
Effekten av internationella avtal<br />
Av den högra kartan i figur 8.3 framgår vilket överskridande man kommer att<br />
ha i Sverige om Göteborgsprotokollet om utsläppsminskningar i Europa (se<br />
kapitel 10) implementeras. Effekten för Sverige av detta avtal är relativt sett<br />
något mindre för övergödning än för försurning (jämför kapitel 5). Överskridandet<br />
för skogsmark ur försurningssynpunkt fram till år 2010 enligt Göteborgsprotokollet<br />
har uppskattats minska från 24 % till 14 % (se kapitel 5,<br />
tabell 5.3), medan överskridandet ur övergödningssynpunkt sjunker från ca<br />
30 % till 19 %. Vissa områden i Svealand och östra Götaland avlastas och den<br />
absoluta nivån på överskridandet i sydvästra Götaland minskar. Övergöd-<br />
1997 2010<br />
*<br />
FIGUR 8.3<br />
Överskridande<br />
95-percentil<br />
kg N/ha och år<br />
82 - 0<br />
30 0 - 1<br />
44 1 - 3<br />
22 3 - 6<br />
11 6 - 9<br />
3 9 - 15<br />
Överskridande<br />
95-percentil<br />
kg N/ha och år<br />
103 - 0<br />
34 0 - 1<br />
34 1 - 3<br />
19 3 -.6<br />
2 6 - 9<br />
0 9 - 15<br />
Överskridande av kritisk belastning för övergödning av skogsekosystem, uttryckt som<br />
95-percentil, för a) 1997 års deposition, och b) år 2010 enligt Göteborgsprotokollet.<br />
[ 135 ]
*<br />
ningsproblemet i skog kommer således att kvarstå även efter 2010 i relativt<br />
stor omfattning (ca 4 miljoner ha skogsmark) men kvävebelastningen minskar<br />
och stora överskridanden över kritisk belastning begränsas till delar av<br />
västra Götaland.<br />
Av figur 8.4 framgår hur överskridandet har utvecklats sedan 1980.<br />
Arealen med överskridande har minskat långsammare för övergödning än för<br />
försurning. Detta illustrerar att åtgärdsarbetet mot luftföroreningar i Europa<br />
har varit relativt sett mer framgångsrikt för svavel än för kväve.<br />
Framtida miljöeffekter och osäkerheter<br />
Nedfallet kommer sannolikt under relativt lång tid att ligga över den kritiska<br />
belastningen i södra Sverige, vilket innebär en förhöjd risk för ytterligare vegetationsförändringar<br />
och på lång sikt även kväveläckage. Den nuvarande metodiken<br />
är i första hand en skattning av risken för kväveläckage, medan vegetationsförändringar<br />
endast beaktas indirekt och utan hänsyn till vilken vegetationstyp<br />
skogen har. Det är därför troligt att den kritiska belastningen underskattas<br />
med den metodik som hittills använts, åtminstone för vissa skogstyper.<br />
Vegetationsförändringar i skog kommer sannolikt snabbare än egentlig<br />
kvävemättad. Resultat från traditionella gödslingsexperiment tyder på att<br />
lavrika skogsmarker förändras till moss- och risdominans samt att kvävegynnade<br />
örter och gräs fortsätter att expandera (Bertills & Näsholm, 2000).<br />
Lavrika skogstyper är tämligen ovanliga i sydligaste Sverige och den mest<br />
sannolika storskaliga förändringen är här ökat inslag av gräs i skogen. Även<br />
skogsskötseln har givetvis stor betydelse för hur markvegetationen kommer<br />
att påverkas.<br />
[ 136 ]<br />
FIGUR 8.4<br />
Procent överskridande av<br />
kritisk belastning för försurning<br />
och övergödning av<br />
svensk skogsmarksareal<br />
1980–1997 samt bedömning<br />
för 2010.<br />
Procent<br />
70<br />
60<br />
50<br />
40<br />
30<br />
20<br />
10<br />
0<br />
Försurning Övergödning<br />
1980 1990 1997 2010
Risken för nitratläckage har visat sig vara knuten till nedfallets storlek,<br />
men också till markens kvävehalt. Risken för nitratläckage kan därför komma<br />
att öka ju längre tid det förhöjda nedfallet av kväve fortsätter och om<br />
kol/kväve-kvoten i marken sjunker. I den nuvarande metodiken utnyttjas<br />
inte denna kvot, även om den indirekt finns med i uppskattningen av den<br />
långsiktigt acceptabla fastläggningen i mark. Inte heller beaktas skogsekosystemets<br />
dynamik i form av upplagring av kväve i skogsmarken. Immobiliseringen<br />
är en central process i det sammanhanget, men den utgör också den<br />
besvärligaste och osäkraste termen i beräkningarna och här finns ett stort<br />
behov av vidare utvecklingsarbete.<br />
Det är således angeläget att vidareutveckla metoderna för att beräkna kritisk<br />
belastning för övergödande kväve till skogsmark. Andra miljöer än skog kan vara<br />
känsliga för övergödande kvävenedfall och bättre metoder för beräkning av kritisk<br />
belastning i andra naturtyper bör således tas fram. Myrmarkernas känslighet<br />
för kväve är ett sådant exempel. Men även risken för övergödning av sjöar<br />
och vattendrag i skogslandskapet bör studeras.<br />
Slutsatser<br />
*<br />
*<br />
*<br />
*<br />
*<br />
Den i Sverige använda metoden för beräkning av kritisk belastning av<br />
övergödande kväve till skogsmark baseras på en uppskattning av risken<br />
för framtida kväveläckage. Indirekt beaktas också risken för vegetationsförändringar.<br />
Den kritiska belastningen för skogsmark, uttryckt som 5-percentil för<br />
rutor om 50 x 50 km, är vanligen 3–6 kg N/ha och år i Götaland, 3–5 kg i<br />
Svealand och mindre än 3 kg i Norrland.<br />
Variationen i kritisk belastning beror till stor del på fastläggningen<br />
av kväve i marken samt skogens långsiktiga förmåga att ta upp kvävet.<br />
I mindre grad påverkas den av denitrifikation och kritiskt kväveläckage.<br />
Vid dagens (1997 års) nedfall av kväve överskrids den kritiska belastningen<br />
för ca 30 % av skogsmarksarealen. Överskridandet är högst i sydvästra<br />
Götaland.<br />
Nedfallet av kväve i Sverige har endast minskat marginellt under 1990talet.<br />
Existerande internationella avtal och nationella planer för utsläppsbegränsningar<br />
i Europa förväntas minska överskridandet från ca 30 % till<br />
19 % av skogsmarksarealen fram till år 2010.<br />
[ 137 ]
Referenser<br />
Bertills U & Näsholm T (red) (2000): Effekter av kvävenedfall på skogsekosystem.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5066.<br />
Brunet J, Diekmann M & Falkengren-Grerup U (1998): Effects of nitrogen depostion on the<br />
field layer vegetation in south Swedish oak forests. Environmental Pollution, Supplement 1,<br />
102:35-40.<br />
Dise N B, Matzner E & Forsius M (1998): Evaluation of organic horizon C:N ratio<br />
as an indicator of nitrate leaching in conifer forests across Europe.<br />
Environmental Pollution 102, 453-456.<br />
Ericsson T, Göransson A, Van Oene H & Gobran G (1995a): Interactions between aluminium,<br />
calcium and magnesium – Impacts on nutrition and growth of forest trees.<br />
Ecological Bulletins (Copenhagen) 44:191-196.<br />
Ericsson A, Walheim M, Nordén L-G & Näsholm T (1995b): Concentrations of mineral nutrients<br />
and arginine in needles of Picea abies trees from different areas in southern Sweden in relation<br />
to nitrogen deposition and humus form. Ecological Bulletins (Copenhagen) 44: 147-157.<br />
Falkengren-Grerup U (1992): Mark- och floraförändringar i sydsvensk ädellövskog.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 4061.<br />
Falkengren-Grerup U, Ericson L, Gunnarsson U, Nordin A, Rydin H & Wallén B (2000):<br />
Förändras floran av kvävenedfallet? I: Bertills U & Näsholm T (red)<br />
Effekter av kvävenedfall på skogsekosystem. <strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5066.<br />
Forsius M, Guardans R, Jenkins A, Lundin L & Nielsen K E (red) (1998):<br />
Integrated monitoring: Environmental assessment through model and empirical<br />
analysis. Finnish Environment Institute, Helsingfors, Rapport 218.<br />
Hallgren-Larsson E, Knulst J C, Lövblad G, Malm G, Sjöberg G & Westling O (1997):<br />
Luftföroreningar i södra Sverige 1985–1995. IVL-Rapport B 1257.<br />
Högberg P, Bengtsson G, Berggren D, Högberg M, Nilsson I, Nohrstedt H-Ö, Persson T<br />
& Sjöberg M (2000): Hur påverkas kvävedynamiken i skogsmarken?<br />
I: Bertills U & Näsholm T (red) Effekter av kvävenedfall på skogsekosystem.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5066.<br />
Ineson P, Coward P A, Sverdrup H & Benham D (1996): Nitrogen critical loads; denitrification.<br />
ITE Final report to DOE 1996. Merlewood Research Station, Grange-over-Sands.<br />
Kellner O & Redbo-Torstensson P (1995): Effects of elevated nitrogen deposition on the fieldlayer<br />
vegetation in coniferous forests. Ecological Bulletins (Copenhagen) 44:227-237.<br />
Lindstrøm E-L, Kjellberg G & Wright R F (2000): Tålegrensen for nitrogen som næringsstoff<br />
i norske fjellvann: ökt "grønske"? NIVA rapport LNR 4187-2000.<br />
MARE 2000. MARE – Kostnadseffektiva åtgärder för närsaltsreduktion till Östersjön.<br />
Årsrapport 2000. www.mare.su.se.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> (1993): Eutrofiering av mark, sötvatten och hav. <strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 4134.<br />
[ 138 ]
<strong>Naturvårdsverket</strong> (1998): Bedömningsgrunder för miljökvalitet – Sjöar och vattendrag.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 4913.<br />
Nilsson S I, Berggren D & Westling O (1998): Retention of deposited NH 4 -N and<br />
NO 3 -N in coniferous forest ecosystems in southern Sweden. Scandinavian Journal<br />
of Forest Research 13:393-401.<br />
Nohrstedt H-Ö (1993): Den svenska skogens kvävestatus. Skogforsk, Redogörelse nr 8.<br />
Näsholm T, Nohrstedt H-Ö, Kårén O, Kytö M & Björkman C (2000): Hur påverkas träden?<br />
I: Bertills U & Näsholm T (red) Effekter av kvävenedfall på skogsekosystem.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5066.<br />
Posch M, de Smet P.A.M, Hettelingh J-P & Downing R.J (2001): Modelling and mapping<br />
of critical thresholds in Europe. Status Report 2001, Coordination Center for Effects, RIVM<br />
Report No 259101010, Bilthoven.<br />
Rosén K, Gundersen P, Tegnhammar L, Johansson M & Frogner T (1992):<br />
Nitrogen enrichment of Nordic forest ecosystems, the concept of critical loads.<br />
Ambio 21:364-368.<br />
Sikström U & Nohrstedt H-Ö (1995): Näringstillgång som kritisk faktor för trädens tillväxt<br />
och vitalitet – erfarenheter från fältförsök. Kungliga Skogs- och Lantbruksakademiens<br />
Tidskrift 134: 111-128.<br />
Sverdrup H & Rosén K (1998): Long-term base cation mass balances for Swedish forests<br />
and the concept of sustainability. Forest Ecology and Management 110:221-236.<br />
Thelin G, Rosengren-Brinck U, Nihlgård B & Barkman A (1998):<br />
Trends in needle and soil chemistry of Norway spruce and Scots pine stands<br />
in South Sweden 1985–1994. Environmental Pollution 99:149-158.<br />
Umweltbundesamt (1996): Manual on methodologies and criteria for mapping critical<br />
levels/loads. Umweltbundesamt, Berlin. Texte 71/96.<br />
Warfvinge P & Sverdrup H & Rosén K (1992): Calculating critical loads for N to Swedish soils.<br />
I: Grennfelt P & Thörnelöf E (red) Critical Loads for Nitrogen. Nord 1992:41.<br />
Nordiska Ministerrådet. Köpenhamn.<br />
Warfvinge P & Sverdrup H (1995): Critical loads of acidity to Swedish Forest soils.<br />
Reports in ecology and environmental engineering. Lunds universitet,<br />
Avdelningen för Kemisk teknologi, Report 5:1995.<br />
Walse C, Berg B & Sverdrup H (1998): Review and synthesis of experimental data on organic matter<br />
decomposition with respect to the effect of temperature, moisture and acidity.<br />
Environmental Review 6:25-40.<br />
Westling O, Löfgren S & Akselsson C (2001): Arealförluster från skogliga avrinningsområden<br />
i Västra Götaland. Skogsstyrelsen Rapport 2001:2.<br />
Wright R F (1999): Risk of N leaching from forests to waters in Norway.<br />
NIVA, Report SNO 4030-99.<br />
[ 139 ]
9. Kritiska nivåer för<br />
direkteffekter på vegetation<br />
*<br />
H PLEIJEL, L SKÄRBY & G LÖVBLAD<br />
Höga halter av svaveldioxid, kväveoxider och ammoniak kan liksom en del andra<br />
gasformiga luftföroreningar skada växter. Denna typ av direkta skador är till stor<br />
del av en annan karaktär än skador som sker indirekt genom att deponerade luftföroreningar<br />
ger upphov till förändringar i mark och vatten och som i sin tur kan<br />
leda till näringsobalans eller toxiska effekter på växterna, t ex genom urlakning<br />
av baskatjoner och förhöjda aluminiumhalter.<br />
Den gasformiga förorening som i dag utgör det viktigaste hotet mot växtligheten<br />
är ozon. Effekter av ozon behandlas inte vidare i denna rapport. För information<br />
om kritiska haltnivåer för ozon hänvisas till en annan rapport (Pleijel,<br />
1999). I detta kapitel kommer vi att koncentrera oss helt på svaveldioxid (SO 2 ),<br />
kväveoxider (NO x ) och ammoniak (NH 3 ).<br />
För Sverige, liksom för de flesta andra länder i Europa, ingår inte halter av<br />
gasformiga luftföroreningar som en del i den internationella rapporteringen.<br />
Orsaken är att de haltnivåer av svaveldioxid och kväveoxider som förekommer<br />
utanför svenska tätorter är låga och att det i de allra flesta områden är så att de<br />
indirekta effekterna av nedfallet är styrande ur åtgärdssynpunkt.<br />
I luftvårdskonventionens gemensamma manual (Umweltbundesamt,<br />
1996) finns riktlinjer för kartering av kritiska halter av svaveldioxid, kväveoxider<br />
och ammoniak.<br />
Effekter på växter av svaveldioxid – SO2<br />
Under en stor del av 1900-talet betraktades svaveldioxid som den viktigaste luftförorening<br />
som orsakade skador på växter och människor. Skador på växtlighet,<br />
som måste ha uppstått till följd av svaveldioxid från malmbearbetning, finns<br />
beskrivna sedan antiken. Inom detta område finns en lång tradition av forskning<br />
[ 140 ]
FOTO: HÅKAN PLEIJEL<br />
*<br />
FIGUR 9.1<br />
Lavfloran påverkas starkt av halten av svaveldioxid och andra föroreningar. Inne i förorenade<br />
tätorter finns på lövträdstammarna ofta bara en skorpa av tunna, ofta grön-blåaktiga<br />
lavar samt algen trädgröna (till vänster).<br />
I renare miljö på landsbygden finner man på lövträdstammar en rad blad- och buskformiga<br />
lavar i olika färger som på bilden rosettlav (Physcia aipolia, grå) och vägglav (Xanthoria<br />
parietina, orange) (i mitten).<br />
Vissa stora, bladiga lavar, som skrovellaven (Lobaria scrobiculata) på bilden, är mycket<br />
känsliga även för måttligt förhöjda svaveldioxidhalter (till höger).<br />
och man känner relativt väl till hur svaveldioxiden påverkar växter (se till exempel<br />
Wellburn, 1988 och Darrall, 1989 för en översikt).<br />
Mest studerade, åtminstone i vårt land, är svaveldioxidens effekter på<br />
lavar. De tycks utgöra den grupp av växter där man finner de allra svaveldioxidkänsligaste<br />
arterna (figur 9.1). Ett flertal studier under årens lopp har<br />
visat att en utarmad lavflora hänger samman med höga halter av luftföroreningar<br />
(Nylander, 1866; Sernander, 1912; Skye, 1968). Viktiga fysiologiska<br />
reaktioner på SO 2 hos lavar finns beskrivna i t ex Sundström & Hällgren<br />
(1973).<br />
Även hos andra växter än lavar har man påvisat viktiga effekter av svaveldioxid.<br />
Den skogsdöd som observerats i bergsområden i östra Centraleuropa<br />
har sannolikt sin huvudsakliga grund i de extremt stora utsläpp av svaveldioxid<br />
som åtminstone till relativt nyligen förekom i detta område. Liknande<br />
effekter har även observerats mer eller mindre lokalt i andra delar av Europa<br />
och Nordamerika (se t ex Amundson m fl, 1990). Man har även visat att det på<br />
[ 141 ]
platser med höga SO 2-halter sker en selektion som ger upphov till former av<br />
växter som har ökad resistens mot svaveldioxid (Taylor m fl, 1986).<br />
Storleken på upptaget av svaveldioxid i växten styrs hos kärlväxter i allt<br />
väsentligt av klyvöppningarnas (stomatas) öppningsgrad. Denna beror i sin tur<br />
av ljus (stomata stänger i mörker), temperatur samt fuktighet i luft och mark.<br />
Svaveldioxidexponering kan i sig öka stomatas öppningsgrad. Det innebär<br />
att närvaro av föroreningen stimulerar ytterligare upptag. Det förefaller dock<br />
som om denna effekt främst förekommer vid relativt låga SO 2-halter och att<br />
växterna vid skadligt höga SO 2-halter snarare har en tendens att stänga klyvöppningarna<br />
(Darrall, 1989).<br />
Lavar saknar i likhet med mossor klyvöppningar. De saknar dessutom rötter.<br />
Deras gasutbyte och näringsupptag sker över hela bålens yta och står därför<br />
under svagare kontroll än hos kärlväxter. Detta är sannolikt ett av skälen<br />
till att lavar och mossor i många fall är mycket känsliga för föroreningar. Olika<br />
egenskaper hos en lavbål avgör hur stort upptaget av föroreningar och andra<br />
ämnen blir. En del är genetiska, t ex viktiga egenskaper hos lavbålens struktur,<br />
t ex om den har en stor luftexponerad yta. Andra är miljöberoende.<br />
Lavbålen är fysiologisk aktiv endast om den är fuktig, varigenom klimatförhållanden<br />
påverkar föroreningsdosen.<br />
När väl svaveldioxiden kommit in i växterna beror dess skadeverkningar<br />
på en rad modifierande faktorer. Lavar anses ha en sämre förmåga att stabilisera<br />
pH-värdet i cellerna än kärlväxter, vilket är ytterligare en orsak till lavarnas<br />
höga känslighet för SO 2 (Wellburn, 1988). Svavlet som tas upp kan<br />
omvandlas i växternas celler på olika sätt. En mellanprodukt vid omvandlingen<br />
är sulfitjonen, som kan bilda fria radikaler med starkt oxiderande och<br />
skadliga egenskaper. Till skydd mot starkt oxiderande ämnen har växterna<br />
olika så kallade antioxidantsystem. Styrkan hos dessa varierar mellan växtarter,<br />
mellan blad av olika ålder osv, vilket därför påverkar känsligheten för<br />
bl a svaveldioxid. Svavlet kan även omvandlas till svavelväte som i gasform<br />
kan avgå ur växten, som därmed avgiftas.<br />
Effekter på växter av gasformiga kväveföreningar<br />
– NO2, NO och NH3<br />
Reaktionsmekanismerna hos växter på kvävedioxid liknar på flera sätt de för<br />
svaveldioxid. Försurning av cellvätskan och radikalbildning är viktiga även i<br />
[ 142 ]
den stress som uppstår ur kvävedioxid. Tidigare ansågs endast NO 2 vara av<br />
betydelse för växtskador, men det anses numera vara klarlagt att även NO kan<br />
ha viktiga effekter på växter (Wellburn, 1990; Neighbour m fl, 1990), i vissa fall<br />
vid lägre halter än NO 2. NO har på senare år kommit att uppmärksammas<br />
mycket inom biokemin. Detta ämne har viktiga funktioner som signalsubstans<br />
i t ex däggdjurens immunförsvar och har troligen även en likartad roll i växter<br />
(Delledonne m fl, 1998). Därför är det inte särskilt förvånande att exponering<br />
för NO kan påverka växter. Kunskapsläget är dock svagt.<br />
Kväve till skillnad från svavel är ett tillväxtbegränsande näringsämne som<br />
växterna behöver stora mängder av. Upptag genom barr och blad av NO 2 och<br />
NH 3 kan därför under vissa omständigheter utgöra en ej försumbar kvävekälla.<br />
Främst tycks upptag till skottet av kväve vara av betydelse hos växter som<br />
växer långsamt, men detta är å andra sidan ett vanligt tillstånd i naturen<br />
(Näsholm, 1998). Gasformiga kväveföreningar kan leda till eutrofieringseffekter,<br />
t ex på lavfloran på trädstammar i tätorter.<br />
Allmänt anses risken för negativa effekter av kväveoxider vid en given<br />
halt vara mindre än för svaveldioxid. Kväveoxider i måttliga halter i yttre<br />
miljö bedöms leda till toxiska effekter främst om också andra luftföroreningar<br />
(ozon eller svaveldioxid) förekommer i relativt höga halter.<br />
Gasformig ammoniak i atmosfären utgör liksom NO 2 en potentiell kvävekälla<br />
för växter. På platser med stora emissioner av ammoniak finns en klar<br />
risk för övergödningseffekter. Allt upptag av ammoniak påverkar växternas<br />
metabolism, men verkligt toxiska effekter uppstår först vid mycket höga halter<br />
(Van der Eerden, 1982).<br />
Kritiska nivåer och riktvärden för gasformiga<br />
svavel- och kväveföreningars effekter på vegetation<br />
Kritiska nivåer<br />
Kritiska nivåer (critical levels) har definierats för att ange den lägsta koncentration<br />
av luftföroreningar i gasfas som med dagens kunskap anses ge upphov<br />
till direkta skador på vegetation. Sådana kritiska nivåer har fastställts för svavel-<br />
och kväveföreningar samt för ozon. De värden för svavel- och kväveföroreningar<br />
som i dag har störst vetenskaplig tyngd togs fram vid en internationell<br />
UNECE-workshop i Egham, England 1992, och de används för närva-<br />
[ 143 ]
ande av Konventionen om gränsöverskridande luftföroreningar, CLRTAP<br />
(Umweltbundesamt, 1996). Dessa haltnivåer presenteras i tabell 9.1.<br />
TABELL 9.1 Kritiska nivåer av gasformiga svavel- och kväveföreningar för vegetation.<br />
(Umweltbundesamt, 1996)<br />
LUFTFÖRORENING KÄNSLIG KRITISK NIVÅ MEDELVÄRDE<br />
VEGETATION µg/m3 ÖVER TIDSPERIOD<br />
Svaveldioxid Lavar som innehåller<br />
cyanobakterier<br />
10 År<br />
Skogsekosystem inkl<br />
undervegetation<br />
20 År och vinterhalvår*<br />
Naturlig vegetation 20 År och vinterhalvår*<br />
Jordbruksgrödor 30 År och vinterhalvår*<br />
Kväveoxider, All vegetation 30 År<br />
summan av NO2 Skydd mot ekofysio- 95 4 timmar<br />
och NO logiska effekter<br />
Ammoniak All vegetation 3300 1 timme<br />
270 1 dygn<br />
23 1 månad<br />
8 1 år<br />
* Oktober till mars<br />
Som framgår av tabellen har olika kritiska nivåer satts för olika växtgrupper.<br />
Vissa typer av lavar anses vara klart känsligast. En del mossor är troligen nästan<br />
lika känsliga, men bedöms vara skyddade om värdet för lavar inte överskrids.<br />
Jordbruksgrödor har bedömts vara minst känsliga. Värdet för skogsträd<br />
gäller egentligen med det tillägget att i kalla klimat (delar av Nordeuropa och<br />
bergsområden i Mellaneuropa) förefaller träden vara känsligare för SO 2 . Då<br />
anses 15 µg /m 3 snarare än 20 µg/m 3 SO 2 som långtidsmedelvärde vara tillräckligt<br />
för att ge upphov till skador.<br />
Värdena för NO 2 och NO avser summan av dessa båda ämnens halter.<br />
Detta är en approximation eftersom man ännu inte vet särskilt mycket om<br />
exakt hur NO verkar på växter. En grov bedömning ger dock vi handen att<br />
de båda kväveoxiderna är ungefär lika skadliga, vilket ligger till grund för<br />
denna avvägning.<br />
För ammoniak finns ett relativt gott faktaunderlag från Nederländerna<br />
om vilka nivåer som ger effekter. I detta fall har man därför kunnat ta relativt<br />
noggrann hänsyn till vilken halt som är kritisk i förhållande till varaktigheten<br />
hos exponeringen.<br />
[ 144 ]
Riktvärden och gränsvärden<br />
Utöver de kritiska nivåerna, som baseras på den naturvetenskapliga kunskapen<br />
om de lägsta nivåerna som skadar vegetation, har administrativa värden<br />
och mål ställts upp för att skydda vegetation. Dessa kan vara lägre än de kritiska<br />
om det finns så goda möjligheter till åtgärder att säkerhetsfaktorer kan<br />
användas för att komma under skadliga nivåer med viss marginal. De kan även<br />
vara högre än de kritiska nivåerna, och utgör då endast inledande steg eller<br />
etappmål i åtgärdsarbetet för att skydda vegetation.<br />
I EU:s nya luftkvalitetsdirektiv (Ramdirektiv för luft, 96/62) och de dotterdirektiv<br />
för olika luftföroreningar som är kopplade till det, finns gränsvärden<br />
för NO x uppställda för att skydda vegetation i icke-urbana områden<br />
(tabell 9.2). Dessa gränsvärden är satta med utgångspunkt från halter som ger<br />
upphov till effekter på växter. För att skydda vegetation från effekter av kväveoxider<br />
har man liksom för de kritiska nivåerna utgått från att summan av<br />
kväveoxider avspeglar risken för effekter bättre än halten NO 2 . Sverige har<br />
i sin lagstiftning vidare infört såväl gränsvärden som miljökvalitetsnormer för<br />
kvävedioxid och svaveldioxid. Dessa är dock huvudsakligen satta för att<br />
skydda mot effekter på hälsa och är oftast relevanta endast i tätorter. En miljökvalitetsnorm<br />
finns för att skydda vegetation mot kvävedioxid.<br />
TABELL 9.2 Gränsvärde inom EU för att skydda vegetation mot effekter av kväveoxider.<br />
LUFTFÖRORENING MEDELVÄRDESPERIOD HALT µg/m 3 KOMMENTAR<br />
Kväveoxider År 30 Summan av NO och<br />
i landsbygdsmiljö NO 2 angiven som NO 2<br />
Halter av SO2, NO2, NO och NH3 i Sverige<br />
Inom den nationella miljöövervakningen som finansieras av <strong>Naturvårdsverket</strong>,<br />
görs kontinuerligt mätningar av haltnivåer i bakgrundsluft, dvs<br />
utanför tätorter och på avstånd från betydande utsläppskällor. Data för SO 2 ,<br />
NO 2 , partikelbunden sulfat, totalammonium (summan av gasformig NH 3 och<br />
partikelformig NH 4 + ) och totalnitrat (summan av gasformig HNO 3 och partikelbunden<br />
NO 3 - ) kan hämtas från datasammanställningen på IVL:s hemsida<br />
(www.ivl.se).<br />
[ 145 ]
Med Sverige-modellen (MATCH), som baseras på såväl mätdata som<br />
beräkningar, karteras halter av svavel- och kväveföreningar (samma parametrar<br />
som mäts i bakgrundsluft). Beräkningar har hittills gjort för några år under<br />
perioden 1991–1996 med en upplösning av 20 x 20 km, samt för 1997 med<br />
upplösningen 11 x 11 km. I områden med lokala utsläpp varierar naturligtvis<br />
halterna på en mycket finare skala än så. Men för att göra uppskattningar över<br />
vilka halter som skog, grödor och naturlig vegetation exponeras för över<br />
Sverige är den upplösning som Sverige-modellen ger acceptabel.<br />
Halterna i svensk bakgrundsluft är genomgående låga. För att skydda<br />
vegetation är långtidshalterna de mest relevanta. Årsmedelhalterna av SO 2<br />
överskrider inte 2,5 µg/m 3 med den upplösning som modellen ger. De högsta<br />
halterna av NO 2 i bakgrundsluft observeras i närheten av storstäderna och<br />
når vanligen som högst 5 µg/m 3 . De högsta årsmedelhalterna av totalammonium,<br />
dvs summan av gasformig ammoniak och partikelformig ammonium är<br />
ca 2,5 µg/m 3 .<br />
Givetvis finns platser med något högre värden. Osäkerheter i karteringen<br />
ligger främst i de lokala variationerna. För svaveldioxid är variationerna i de<br />
flesta 20 x 20 km-rutor numera små, eftersom de lokala utsläppen är små.<br />
Utsläppen har minskat kraftigt i Sverige sedan 1970-talet och skillnaden i<br />
halter mellan tätorter och landsbygd idag är avsevärt mindre än tidigare.<br />
Under vinterhalvåret 1997/98 var halterna i tätorter en faktor 2 till 3 högre än<br />
i bakgrundsluften i Mellansverige. I södra Sverige och i Norrland var halterna<br />
endast ca en faktor 1,5 till 2 högre i tätorterna. Halterna av SO 2 i bakgrundsluft<br />
varierade från ca 0,2 µg/m 3 i Norrlands inland till ca 1,5 µg/m 3 i<br />
södra Sverige (data från IVL:s Urbanprojekt).<br />
För kväveoxider som huvudsakligen härrör från biltrafik är de lokala variationerna<br />
mycket stora, beroende på trafiktäthetens variation. Skillnaden<br />
mellan tätort och landsbygd var under vinterhalvåret 1997/98 ungefär en faktor<br />
två i södra Sverige till en faktor 5 till 8 från Mellansverige och norrut.<br />
Halterna i bakgrundsluft minskade från ca 8 µg/m 3 i söder till ca 2 µg/m 3 i<br />
norr.<br />
Ännu större lokala variationer föreligger troligen för ammoniak. Dock<br />
saknas i stort sett mätdata annat än för ett fåtal stationer och för dessa finns<br />
enbart data för summan av gasformig ammoniak och partikelbunden ammonium.<br />
[ 146 ]
Slutsatser<br />
*<br />
*<br />
*<br />
Direkteffekter av svaveldioxid i svensk natur förekommer sannolikt<br />
endast mycket lokalt. Skog, vilda växter och grödor i landsbygdsmiljö<br />
exponeras vanligtvis för svaveldioxidhalter som underskrider de kritiska<br />
nivåerna på 20–30 µg per m 3 och år, med relativt god marginal. Ett undantag<br />
kan vara vissa lavar och mossor med mycket hög känslighet för SO 2<br />
(kritisk nivå 10 µg per m 3 ). De kan vara påverkade även utanför tätorter<br />
och industriområden.<br />
Sannolikt har kväveoxiderna övertagit rollen som viktigaste skadliga förorening<br />
för lavar i de flesta svenska tätorter. Även för kväveoxider bedöms<br />
dock överskridanden av kritiska nivåer (30 µg per m 3 ) främst ske mycket<br />
lokalt där trafiktätheten är som störst, medan risken för överskridanden i<br />
övrigt är mycket liten.<br />
För ammoniak finns en viss risk för effekter främst i nära anslutning till<br />
mycket stora djurstallar. Kunskapsläget när det gäller halter och exponering<br />
är dock något sämre jämfört med svaveldioxid och kväveoxider. Den<br />
kritiska nivån för ammoniak är 8µg per m 3 som årsmedelvärde, men även<br />
månads-, dygns- och timgränsvärden finns uppsatta.<br />
Referenser<br />
Amundson R G, Walker R B, Schellhase H U & Legge A H (1990): Sulphur gas emissions<br />
in the boreal forest: the West Whitecourt case study, VIII. Pine tree mineral nutrition.<br />
WASP 50, 219-232.<br />
Darrall N M (1989): The effect of air pollutants on physiological processes in plants.<br />
Plant Cell and Environment 12, 1-30.<br />
Delledonne M, Xia Y, Dixon R A & Lamb C (1998): Nitric oxide functions as a signal in plant<br />
disease resistance. Nature 394, 585-588.<br />
van der Eerden L (1982): Toxicity of ammonia to plants. Agric. Environ. 7, 223-235.<br />
Neighbour E A, Pearson M & Mehlhorn H (1990): Purafil-filtration prevents the development of<br />
ozone-induced frost injury: a potential role for nitric oxide. Atmospheric Environment 24A,<br />
711-715.<br />
Nylander W (1866): Les Lichens du Jardin du Luxembourg. Bull. Soc. Bot. France 13, Paris,<br />
Näsholm T (1998): Qualitative and quantitative changes in plant nitrogen acquisition induced<br />
by anthropogenic deposition. New Phytologist 139, 87-90.<br />
[ 147 ]
Pleijel H (red) (1999): Marknära ozon – ett hot mot växterna. <strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 4969.<br />
Sernander R (1912): Studier över lafvarnas biologi. I. Nitrofila lafvar. Svensk Botanisk Tidskrift 6.<br />
Skye E (1968): Lichens and air pollution, A study of cryptogamic epiphytes and environment<br />
in the Stockholm region. Acta Phytogeographica Suecica 52.<br />
Sundström K-R & Hällgren J-E (1973): Using lichens as physiological indicators of sulfurous<br />
pollutants. A<strong>MB</strong>IO 2, 13-21.<br />
Taylor G E, Tingey D T & Gunderson C A (1986): Photosynthesis, carbon allocation and growth<br />
of sulphur dioxide ecotypes of Geranium carolinianum L. Oecologia (Berlin) 68, 350-357.<br />
Umweltbundesamt (1996): Mapping critical levels/loads and geographical areas where they are<br />
exceeded. Umweltbundesamt, texte 71/96, Berlin.<br />
Wellburn A (1988): Air pollution and acid rain, The biological impact.<br />
Longman Scientific & Technical.<br />
Wellburn A R (1990): Why are atmospheric oxides of nitrogen usually phytotoxic and not<br />
alternative fertilizers. New Phytologist 115, 395-429.<br />
[ 148 ]
10. Utsläppsminskningar och<br />
kostnadseffektivitet i internationella<br />
åtgärdsprogram<br />
*<br />
C ÅGREN & P GRENNFELT<br />
Det internationella luftvårdsarbetet inleddes med tillkomsten av konventionen<br />
om gränsöverskridande luftföroreningar (CLRTAP). Eftersom luftföroreningarna<br />
samverkar, och olika länder prioriterar olika problemområden,<br />
utvidgades det internationella luftvårdsarbetet att omfatta också ozon, eutrofiering<br />
och – så småningom – även direkta hälsoskador. Aktuella föroreningar<br />
blev då, förutom svavel, också kväveoxider, flyktiga organiska ämnen,<br />
ammoniak och fina partiklar.<br />
Efterhand har EU kommit att spela en allt större roll för miljölagstiftningen<br />
i Europa. På luftvårdssidan blev detta särskilt tydligt under andra<br />
hälften av 1990-talet, då EU tog en rad nya initiativ, som t ex strategierna mot<br />
försurning och marknära ozon, vilka ledde fram till direktivet om nationella<br />
utsläppstak för fyra luftföroreningar.<br />
Begreppet kritisk belastning har, genom att användas som en indikator för<br />
långsiktig hållbarhet, fungerat som en drivkraft för 90-talets luftvårdsarbete i<br />
Europa. Användandet av datormodeller har underlättat en konsekvensanalys<br />
av olika åtgärdstrategier, och har dessutom bidragit till utvecklingen av<br />
betydligt mer kostnadseffektiva lösningar. Genom att i en och samma åtgärdsstrategi<br />
beakta flera föroreningsproblem, har samordningsvinster gjorts vilket<br />
ytterligare ökat kostnadseffektiviteten. Detta har dessutom lett till att olika<br />
regioners ofta varierande miljöproblem – t ex försurning i norra Europa,<br />
respektive marknära ozon i södra och centrala Europa – kunnat beaktas och<br />
vägas samman.<br />
[ 149 ]
Konventionen om långväga<br />
gränsöverskridande luftföroreningar<br />
I början av 1970-talet hävdade Sverige och Norge att försurningen av sjöar<br />
och rinnande vatten i de båda länderna berodde på långväga transport av luftföroreningar<br />
från andra länder (Elvingson & Ågren, 1998). Många tvivlade då<br />
på detta, men vid mitten av 1970-talet efter en Europaomfattande mätkampanj<br />
i luft och nederbörd, kom fakta som styrkte teorierna (OECD, 1979).<br />
Efter några år av förhandlingar skrev ett trettiotal stater under en konvention<br />
om långväga gränsöverskridande luftföroreningar 1979 (UN ECE, 1996).<br />
Förhandlingarna bedrevs inom ramen för UN ECE (FN:s ekonomiska kommission<br />
för Europa), som omfattar alla Europas länder samt USA och Kanada.<br />
Konventionstexten, som är mycket allmänt formulerad, säger bl a att undertecknande<br />
stater ska ”bemöda sig om att så långt som möjligt gradvis minska<br />
och förhindra luftföroreningar”. För att uppnå detta ska man ”använda bästa<br />
tillgängliga teknik som är ekonomiskt möjlig”. Konventionen trädde i kraft<br />
1983, sedan nödvändiga två tredjedelar av de undertecknande staternas lagstiftande<br />
organ godkänt (ratificerat) texten.<br />
Till konventionen har efterhand en rad protokoll förhandlats fram (tabell<br />
10.1), som mer specifikt beskriver åtaganden om åtgärder mot utsläppen.<br />
EMEP-protokollet<br />
Det första protokollet till konventionen innefattade ett beslut om långsiktig<br />
finansiering av ett europeiskt miljöövervakningsprogram, EMEP. Detta program<br />
tar fram data över utsläpp, halter, och nedfall av luftföroreningar, dels<br />
för uppföljning av befintliga avtal och dels som underlag till nya/reviderade<br />
avtal. Programmet innehåller såväl ett nätverk med mätningar på ett hundratal<br />
stationer över Europa, som en avancerad datormodell för beräkningar av<br />
hur luftföroreningarna sprids. EMEP ger årligen ut rapporter som bl a redovisar<br />
nationella utsläpp samt export och import av luftföroreningar mellan<br />
länder (http://www.emep.int).<br />
Första svavelprotokollet<br />
Det första svavelprotokollet tillkom 1985, då ett tjugotal länder förband sig<br />
att minska sina gränsöverskridande utsläpp av svavel med minst 30 % under<br />
perioden 1980 till 1993. Några länder med stora utsläpp valde dock att inte<br />
[ 150 ]
TABELL 10.1 Protokoll till konventionen om långväga gränsöverskridande luftföroreningar – den<br />
aktuella situationen i oktober 2001. 1)<br />
PROTOKOLL TILLKOMST IKRAFT- MÅL ANTAL SOM ANTAL SOM<br />
TRÄDANDE2) UNDERTECKNAT RATIFICERAT<br />
Europeiska 1984 1988 Finansiering av 22 38<br />
övervakningsprogrammet<br />
(EMEP)<br />
EMEP-programmet<br />
Första svavel- 1985 1987 Minska försurning 19 22<br />
protokollet genom minskade<br />
svavelutsläpp<br />
NOx-protokollet 1988 1991 Minska försurning<br />
och marknära ozon,<br />
genom minskade<br />
utsläpp av kväveoxider<br />
25 28<br />
VOC-protokollet 1991 1997 Minska marknära<br />
ozon genom minskade<br />
utsläpp av flyktiga<br />
organiska ämnen (VOCs)<br />
23 21<br />
Andra svavel- 1994 1998 Minska försurning 28 23<br />
protokollet genom ytterligare<br />
minskade svavelutsläpp<br />
Tungmetall- 1998 Minskade utsläpp 36 10<br />
protokollet av tungmetaller<br />
POP- 1998 Minskade utsläpp 36 7<br />
protokollet av persistenta organiska<br />
föroreningar (POP)<br />
Göteborgs- 1999 Minska försurning, 31 1<br />
protokollet eutrofiering och marknära<br />
ozon, genom<br />
minskade utsläpp av<br />
svavel, kväveoxider,<br />
VOC och ammoniak<br />
1) Uppdaterad information finns på konventionens hemsida:<br />
http://www.unece.org/env/lrtap/conv/lrtap_s.htm<br />
2) Det krävs sexton ratifikationer för ett protokoll ska träda i kraft.<br />
skriva på, bl a Storbritannien, Polen och Spanien. I efterhand kan konstateras<br />
att alla länder som skrev på, klarade sina åtaganden, och även att flera av de<br />
som valde att inte underteckna, minskade utsläppen med mer än 30 % (UN<br />
[ 151 ]
ECE, 1999). De allra största minskningarna, med 75–80 % under perioden,<br />
skedde i Finland, Norge, f d Västtyskland, Schweiz, Sverige och Österrike.<br />
För hela Europa minskade svavelutsläppen med cirka 45 % mellan 1980 och<br />
1993, och de har fortsatt minska sedan dess (se tabell 10.2) (Vestreng, 2001).<br />
TABELL 10.2 Förändringar i Europas utsläpp av svaveldioxid (SO 2 ), kväveoxider (NO x ), flyktiga<br />
organiska ämnen (VOC) och ammoniak (NH 3 ) (Vestreng, 2001). EU15 är EU:s medlemsländer,<br />
Icke EU är övriga länder i Europa. Europa är dessa två grupper tillsammans plus utsläpp från<br />
internationell sjöfart.<br />
SO2 NOX VOC NH3 1980–99 1990–99 1980–99 1990–99 1980–99 1990–99 1980–99 1990–99<br />
EU15 -74% -59% -26% -25% -27% -27% -6% - 5%<br />
Icke-EU -59% -51% -14% -31% -27% -31% -28% -26%<br />
Europa -63% -50% -18% -24% -27% -29% -18% -17%<br />
NO x-protokollet<br />
Efter svavelprotokollet följde 1988 ett om kväveoxider, som undertecknades<br />
av 25 länder. Detta återspeglade dock tydligt de svårigheter många länder vid<br />
denna tid såg med att minska sina NO x -utsläpp. Åtagandet innebär endast en<br />
stabilisering, dvs efter 1994 får utsläppen inte överskrida 1987 års utsläppsnivåer.<br />
Som en markering av sitt missnöje med detta svaga protokoll undertecknade<br />
tolv länder en fristående deklaration (Elvingson & Ågren, 1998). I<br />
denna lovade man att minska NO x -utsläppen med cirka 30 % till 1998, jämfört<br />
med utsläppsnivån under valfritt år perioden 1980–86. Av dagens statistik<br />
att döma är det flera länder som inte klarade protokollets stabiliseringsmål<br />
(UN ECE, 1999a). Av de tolv som utlovade en minskning med 30 % till 1998<br />
är det färre än hälften som klarat det. I detta sammanhang är det värt att<br />
påpeka att konventionen och dess protokoll inte innehåller några straff för<br />
länder som inte uppfyller sina åtaganden. Hur utsläppen av kväveoxider har<br />
utvecklats i de europeiska länderna från 1980 till idag framgår av tabell 10.2.<br />
Andra svavelprotokollet<br />
För att få åtgärdsarbetet mer miljöeffektrelaterat, tillsattes i slutet av 1980talet<br />
en arbetsgrupp under konventionen för att arbeta fram förslag till<br />
[ 152 ]
åtgärdsstrategier baserade på kritiska belastningsgränser. Resultatet av dess<br />
arbete användes som underlag för det andra svavelprotokollet. Syftet var att<br />
uppnå största möjliga miljöförbättring – i form av minskad överbelastning av<br />
de kritiska belastningsgränserna för nedfall av försurande svavel – till lägsta<br />
möjliga kostnad för Europa som helhet. Ett annat krav var att alla områden<br />
skulle få ta del av förbättringen.<br />
Med hjälp av datormodellen RAINS, som utvecklats av forskningsinstitutet<br />
IIASA (International Institute for Applied Systems Analysis), analyserades<br />
olika åtgärdsstrategier (Amann, 1993). Gemensamt var att de alla beaktade<br />
variationen i försurningskänslighet, i vilken utsträckning utsläppen i de<br />
olika länderna bidrog till överbelastningen, samt de olika ländernas kostnader<br />
och potential för att minska utsläppen. Arbetet resulterade i ett nytt svavelprotokoll,<br />
som 1994 undertecknades av 26 länder samt EU (UN ECE,<br />
1996). Det nya i detta protokoll är att olika krav ställdes på de enskilda länderna,<br />
i form av bindande nationella utsläppstak. Utgångspunkten för fördelningen<br />
av utsläppsminskningarna var att uppnå största möjliga effekt i miljön<br />
till lägsta sammanlagda kostnad. Protokollet innehåller också vissa – dock<br />
inte särskilt långtgående – utsläppskrav för bl a stora förbränningsanläggningar.<br />
Om alla länder som skrivit under håller vad de lovar, förväntas de samlade<br />
europeiska utsläppen av svavel jämfört med år 1980 minska med drygt<br />
50 % till år 2000 och med nästan 60 % till 2010.<br />
Göteborgs-protokollet<br />
Efter flera års förberedelsearbete och nästan ett år av förhandlingar undertecknades<br />
den 1 december 1999 ett nytt protokoll av 27 länder (UN ECE,<br />
2000). Liksom det andra svavelprotokollet bygger det på kritiska belastningsgränser<br />
och kostnadseffektivitet. Mot bakgrund av s k tillfälliga miljömål<br />
för försurning, eutrofiering och marknära ozon, föreskriver det nya protokollet<br />
varierande utsläppstak för de fyra berörda luftföroreningarna (SO 2 ,<br />
NO x , VOC och NH 3 ) för de olika länderna, att uppnås till år 2010. Därutöver<br />
finns också vissa minimikrav i form av utsläpps- och bränslenormer. Tillsammans<br />
med övrig lagstiftning väntas det nya protokollet medföra att<br />
Europas samlade utsläpp av svaveldioxid minskar med nästan två tredjedelar,<br />
utsläppen av kväveoxider och flyktiga organiska ämnen minskar med ca 40 %,<br />
medan de av ammoniak endast minskar med 17 %, jämfört med utsläppen<br />
[ 153 ]
under basåret 1990 (Amann, 1999b). De förväntade utsläppsminskningarna i<br />
respektive land framgår av tabell 10.3.<br />
TABELL 10.3 Europeiska länders utsläpp av svaveldioxid, kväveoxider, flyktiga organiska ämnen<br />
och ammoniak 1990, och förväntade utsläppsnivåer 2010 enligt Göteborgsprotokollet (Amann,<br />
1999b).<br />
UTSLÄPP I SO 2 NO X VOC NH 3<br />
1000-TALS TON 1990 2010 1990 2010 1990 2010 1990 2010<br />
Belgien 336 106 351 181 374 144 97 74<br />
Danmark 182 55 274 127 182 85 77 69<br />
Finland 226 116 276 170 213 130 40 31<br />
Frankrike 1250 400 1867 860 2382 1100 807 780<br />
Grekland 504 546 345 344 336 261 80 73<br />
Irland 178 42 113 65 110 55 127 116<br />
Italien 1679 500 2037 1000 2055 1159 462 419<br />
Luxemburg 14 4 22 11 19 9 7 7<br />
Nederländerna 201 50 542 266 490 191 233 128<br />
Portugal 284 170 208 260 212 202 71 108<br />
Spanien 2189 774 1162 847 1008 669 352 353<br />
Storbritannien 3805 625 2839 1181 2667 1200 329 297<br />
Sverige 119 67 338 148 511 241 61 57<br />
Tyskland 5280 550 2662 1081 3122 995 757 550<br />
Österrike 93 39 192 107 352 159 77 66<br />
EU15 16339 4044 13226 6648 14031 6600 3578 3128<br />
Albanien* 72 55 24 36 31 41 32 25<br />
Bosnien-<br />
Herzegovina*<br />
487 415 80 60 51 48 31 23<br />
Bulgarien 1842 856 355 266 195 185 141 108<br />
Estland* 275 175 84 73 45 49 29 29<br />
Jugoslavien* 585 269 211 152 142 139 90 82<br />
Kroatien 180 70 82 87 103 90 40 30<br />
Lettland* 121 107 117 84 63 136 43 44<br />
Litauen* 213 145 153 110 111 92 80 84<br />
Makedonien* 107 81 39 29 19 19 17 16<br />
Moldavien 197 135 87 90 50 100 47 42<br />
[ 154 ]
UTSLÄPP I SO 2 NO X VOC NH 3<br />
1000-TALS TON 1990 2010 1990 2010 1990 2010 1990 2010<br />
Norge 52 22 220 156 297 195 23 23<br />
Polen 3001 1397 1217 879 797 800 505 468<br />
Rumänien 1331 918 518 437 503 523 292 210<br />
Ryssland* 5012 2352 3486 2653 3542 2786 1282 894<br />
Schweiz 43 26 163 79 278 144 72 63<br />
Slovakien 548 110 219 130 151 140 60 39<br />
Slovenien 200 27 60 45 55 40 23 20<br />
Tjeckien 1873 283 546 286 442 220 107 101<br />
Ukraina* 3706 1457 1888 1222 1161 797 729 592<br />
Ungern 913 550 219 198 204 137 120 90<br />
Vitryssland* 843 480 402 255 371 309 219 158<br />
Icke-EU 21599 9930 10170 7327 8609 6990 3980 3151<br />
Europa 37938 13974 23396 13975 22640 13590 7558 6279<br />
* Länder som i oktober 2001 ännu inte hade undertecknat protokollet. Utsläppsdata för 2010<br />
för dessa länder baseras på förväntade utsläppsnivåer enligt det s k referensscenariet. Observera<br />
att utsläpp från internationell sjöfart anges ej i tabellen.<br />
Som ett resultat av Göteborgsprotokollets utsläppsminskningar kommer<br />
också miljöskadorna att krympa (Amann, 1999b). Arealen av försurningskänsliga<br />
ekosystem i Europa utsatta för nedfall som är större än den kritiska<br />
belastningen var 1990 drygt 93 miljoner hektar. Till 2010 väntas dessa områden<br />
ha minskat med 84 %, men fortfarande väntas mer än 15 miljoner ha<br />
överskrida kritisk belastning (se figur 10.1). Som jämförelse kan nämnas att<br />
Belgien har en total yta på cirka 3 miljoner ha. Beräkningarna för Sverige<br />
pekar på en minskning med 77 %, från 6,3 till 1,5 miljoner ha. Den beräkningsmetod,<br />
med större upplösning, som används i Sverige indikerar att vi<br />
har en kvarvarande oskyddad areal på minst 5 miljoner hektar. Beträffande<br />
eutrofiering är förbättringen inte lika påtaglig. Den areal som överskrider kritisk<br />
belastning väntas bara minska med ungefär en tredjedel, från 165 till 108<br />
miljoner ha (se figur 10.2). Specifikt för Sverige förutses dock en minskning<br />
med två tredjedelar, från 2,6 till 0,9 miljoner ha. Den svenska beräkningsmetoden<br />
ger ett kvarvarande överskridande på cirka 4 miljoner hektar.<br />
[ 155 ]
a<br />
b<br />
[ 156 ]<br />
10<br />
Procent<br />
- 0 8<br />
0 - 1<br />
1 - 5 6<br />
5 - 10<br />
10 - 25<br />
25 - 50 4<br />
50 - 100<br />
2<br />
Efter Amman m fl 1999<br />
12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38<br />
12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38<br />
36<br />
34<br />
32<br />
30<br />
28<br />
26<br />
24<br />
22<br />
20<br />
18<br />
16<br />
14<br />
12<br />
36<br />
34<br />
32<br />
30<br />
28<br />
26<br />
24<br />
22<br />
20<br />
18<br />
16<br />
14<br />
12<br />
10<br />
Procent<br />
- 0 8<br />
0 - 1<br />
1 - 5 6<br />
5 - 10<br />
10 - 25<br />
25 - 50 4<br />
50 - 100<br />
2<br />
Efter Amman m fl 1999<br />
*<br />
FIGUR 10.1<br />
Andel ekosystem utsatta<br />
för surt nedfall som överskrider<br />
kritisk belastning<br />
för försurning 1990 (a)<br />
respektive 2010 (b), efter<br />
att utsläppen minskats i<br />
enlighet med 1999 års<br />
multiprotokoll. (Amann<br />
m fl, 1999b)
a<br />
b<br />
10<br />
Procent<br />
- 0 8<br />
0 - 1<br />
1 - 5 6<br />
5 - 10<br />
10 - 25<br />
25 - 50 4<br />
50 - 100<br />
2<br />
Efter Amman m fl 1999<br />
12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38<br />
12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38<br />
36<br />
34<br />
32<br />
30<br />
28<br />
26<br />
24<br />
22<br />
20<br />
18<br />
16<br />
14<br />
12<br />
36<br />
34<br />
32<br />
30<br />
28<br />
26<br />
24<br />
22<br />
20<br />
18<br />
16<br />
14<br />
12<br />
10<br />
Procent<br />
- 0 8<br />
0 - 1<br />
1 - 5 6<br />
5 - 10<br />
10 - 25<br />
25 - 50 4<br />
50 - 100<br />
2<br />
Efter Amman m fl 1999<br />
*<br />
FIGUR 10.2<br />
Andel ekosystem utsatta<br />
för kvävenedfall som<br />
överskrider kritisk belastning<br />
för eutrofiering<br />
1990 (a) respektive<br />
2010 (b), efter att<br />
utsläppen minskats i<br />
enlighet med 1999 års<br />
multiprotokoll. (Amann<br />
m fl, 1999b)<br />
[ 157 ]
Andra internationella avtal<br />
Någon motsvarighet till konventionen om gränsöverskridande luftföroreningar<br />
finns inte någon annanstans i världen. Vissa länder, t ex USA och<br />
Kanada, har ingått mellanstatliga avtal om att minska de gränsöverskridande<br />
luftföroreningarna. I sydöstra Asien har ett antal länder, inklusive bl a Japan<br />
och Kina, samarbetat om kartläggning av nedfall och kritiska belastningsgränser.<br />
Dessutom har scenarier över framtida utsläpp och nedfall tagits fram<br />
(Streets, 1999). Länderna i södra Asien, från Iran till Bangladesh, har undertecknat<br />
den så kallade Malé-deklarationen, där man förklarar att man insett<br />
vidden av vad ökade emissioner kan leda till, liksom behovet av att vidta<br />
åtgärder. Deklarationen innebär även ett åtagande att utreda nuvarande situation<br />
och de kunskapsluckor som finns, vilket kan vara första steget mot ett<br />
mer konkret åtagande gentemot föroreningsutsläpp.<br />
En viktig, men än så länge nästan helt oreglerad, källa till utsläpp av svavel-<br />
och kväveoxider är sjöfarten. De senaste beräkningarna från EMEP<br />
pekar på att utsläpp från internationell sjöfart 1998 bidrog med ungefär 13<br />
och 16 % av nedfallet av svavel respektive oxiderade kväveföreningar över<br />
Sverige (Jonson, 2000). Efter påtryckningar från framför allt Sverige och<br />
Norge antogs 1997 ett nytt annex om luftföroreningar till den så kallade<br />
MARPOL-konvention under FN:s sjöfartsorganisation (International Maritime<br />
Organization). Härigenom kommer på sikt Östersjön och Nordsjön att<br />
klassas som s k SO 2 -kontrollområden. När annexet träder i kraft, vilket sannolikt<br />
lär dröja ytterligare några år, måste fartyg som färdas på Östersjön och<br />
Nordsjön använda bränsle med en svavelhalt lägre än 1,5 %.<br />
Utsläppsminskningar av försurande ämnen kan bli följden även av Klimatkonventionen,<br />
som undertecknades av ett stort antal stater vid FN:s konferens<br />
om miljö och utveckling i Rio de Janeiro 1992. Målet med denna är att<br />
minska utsläppen av växthusgaser, framför allt koldioxid, och därmed också<br />
användningen av fossila bränslen (kol, olja, naturgas). Om eldningen av fossila<br />
bränslen minskar reduceras också utsläppen av svavel- och kväveoxider.<br />
Genom klimatkonventionens Kyoto-protokoll från 1997, har de industrialiserade<br />
länderna förbundit sig att minska sina utsläpp av koldioxid och fem<br />
andra växthusgaser med cirka 5 % till år 2008–2012, jämfört med basåret<br />
1990. För EU och dess medlemsländer är ambitionsnivån något högre – en<br />
minskning med 8 %. Hittills har emellertid mycket av arbetet under klimat-<br />
[ 158 ]
konventionen, i likhet med arbetet för att reglera sjöfartens utsläpp, karaktäriserats<br />
av stora svårigheter att få till meningsfulla bindande åtaganden. Och<br />
liksom i fallet med sjöfarten förmår ett fåtal motvilliga stater – i regel med<br />
stora ekonomiska intressen i hanteringen av olja och kol – att bromsa och förhala<br />
reella framsteg.<br />
EU:s luftvårdarbete<br />
De senaste åren har en rad initiativ tagits även inom EU för att begränsa<br />
utsläppen av gränsöverskridande luftföroreningar (se faktaruta). Eftersom<br />
det är EU-länderna som bidrar mest till nedfallet av svavel och kväve över<br />
Sverige är detta givetvis mycket viktigt för våra ekosystem. Det finns idag<br />
EU-direktiv som reglerar utsläpp av luftföroreningar från stora förbränningsanläggningar,<br />
från personbilar, tunga fordon och arbetsmaskiner samt ett<br />
direktiv som begränsar svavelhalten i olja. Det finns också direktiv som reglerar<br />
luftkvaliteten, dvs som sätter gränsvärden för maximalt tillåtna halter av<br />
bl a svaveldioxid, kväveoxider och små partiklar. I tillägg till detta har utarbetats<br />
strategier mot försurning och oxidantbildning samt ett direktiv om<br />
nationella utsläppstak, som är något mer långtgående än det nya Göteborgsprotokollet.<br />
Genomförandet av dessa strategier och direktiv kommer att<br />
vara mycket viktiga för minskade utsläpp i Europa. Genom att direktiven är<br />
en del av EU:s regelverk, ger uppföljningen av dem bättre möjligheter till<br />
rättsliga återknytningar än de överenskommelser som tas fram inom ramen<br />
för konventionen om långväga gränsöverskridande luftföroreningar.<br />
Efter initiativ från Sverige beslutade EU-kommissionen 1995 att ta fram<br />
en samlad strategi mot försurningen (CEC, 1997). Försurningsstrategin byggde<br />
till mycket stor del på det arbetsätt med kritisk belastning och datormodellanalys,<br />
som tidigare utvecklats i konventionen om långväga gränsöverskridande<br />
luftföroreningar. Strategin presenterades våren 1997, och följdes<br />
två år senare av en motsvarande strategi mot marknära ozon (CEC, 1999).<br />
Därmed löpte EU:s arbete med försurnings- och ozonstrategierna i stora drag<br />
parallellt med konventionens arbete med att ta fram förhandlingsunderlaget<br />
till Göteborgsprotokollet (Amann, 1999a). Det är också värt att notera både<br />
konventionen och EU-kommissionen använde i stort sett samma tillfälliga<br />
miljömål för 2010 som utgångspunkt för förhandlingarna. Den viktigaste<br />
utsläppsbegränsande lagstiftningen från EU:s försurnings- och ozonstrategier<br />
[ 159 ]
*<br />
F A K T A R U T A<br />
Exempel på beslutade och föreslagna EU-direktiv som direkt<br />
eller indirekt syftar till att begränsa utsläppen av försurande<br />
och ozonbildande luftföroreningar<br />
– Sommaren 1999 presenterade EU-kommissionen ett förslag till ett direktiv om<br />
nationella utsläppstak för vissa luftföroreningar (KOM(99)125). Syftet var att genom<br />
bindande nationella utsläppstak för SO 2 , NO x , VOC och NH 3 till år 2010 uppnå de<br />
tillfälliga miljömål som lagts fram i EU:s försurnings- och ozonstrategier. Det slutliga<br />
direktivet, som antogs i september 2001, blev emellertid inte lika ambitiöst som<br />
kommissionens förslag. Enligt direktivet ska – mellan 1990 och 2010 EU:s utsläpp<br />
av SO 2 minska med 77 %, NO x med 51 %, VOC med 54 % och NH 3 med 14 %.<br />
En första översyn och revidering av direktivet ska genomföras 2004.<br />
– Sedan 1988 finns ett direktiv (88/609/EG) som reglerar utsläppen av SO 2 och NO x<br />
från större förbränningsanläggningar, dvs anläggningar med en tillförd effekt på mer<br />
än 50 megawatt. I juli 1998 lade EU-kommissionen fram förslag till att revidera<br />
detta direktiv (KOM(98)415. Det nya direktivet antogs i september 2001 och innebär<br />
både skärpta utsläppskrav på nytillkommande anläggningar (från 2003) och krav<br />
på minskade utsläpp också från befintliga anläggningar.<br />
– Ett nytt direktiv som begränsar svavelhalten i olja (99/32/EG) antogs våren 1999. Här<br />
föreskrivs att fr o m 2003 får svavelhalten i tung eldningsolja inte överstiga 1 %. Vidare<br />
att svavelhalten i lätta eldningsoljor inte får vara högre än 0,2 %, och fr o m 2008<br />
sänks gränsen till högst 0,1 %.<br />
– Sedan början av 1970-talet finns en rad direktiv som reglerar utsläppen av luftföroreningar<br />
(bl a NO x och VOC) från olika slags vägfordon. Det senaste direktivet<br />
(98/69/EG) fastställer nya, skärpta krav för personbilar och lätta lastbilar, att införas<br />
i två steg, från år 2000 respektive 2005. Ett motsvarande nytt direktiv (99/96/EC)<br />
med krav för tunga fordon (lastbilar och bussar) antogs i december 1999. Genom ett<br />
annat direktiv (99/70/EG) regleras bl a svavelinnehållet i fordonsbränslen, som bensin<br />
och diesel. Också här skärps kravnivåerna stegvis. Det finns även direktiv (t ex<br />
97/68/EG) som reglerar utsläppen av luftföroreningar från vissa typer av ”icke vägfordon”,<br />
som t ex arbetsmaskiner.<br />
– Under ramdirektivet om luftkvalitet (96/62/EG) finns en rad s k dotterdirektiv som<br />
anger gränsvärden för högsta tillåtna halter av olika luftföroreningar. Det första –<br />
direktiv 99/30/EG – innehåller gränsvärden för SO 2 , NO 2 , bly och partiklar, medan<br />
det andra (00/69/EC), behandlar koloxid och bensen. Ett tredje om marknära ozon<br />
föreslogs av EU-kommissionen sommaren 1999, och väntas antas våren 2002.<br />
Vidare pågår förberedelsearbete för fler dotterdirektiv omfattande arsenik, kadmium,<br />
nickel, PAH och kvicksilver.<br />
[ 160 ]
är direktivet om nationella utsläppstak för fyra luftföroreningar: svaveldioxid,<br />
kväveoxider, flyktiga organiska ämnen och ammoniak, som presenterades sommaren<br />
1999 (CEC, 1999), och som efter intensiva förhandlingar slutgiltigt<br />
antogs i september 2001.<br />
Den process som inletts i och med att tio länder i Central- och Östeuropa<br />
ansökt om EU-medlemsskap, förväntas bidra till minskade utsläpp i dessa<br />
länder. De beslut som tas inom unionen har redan i dag viss betydelse för<br />
ansökarländerna, eftersom harmonisering av lagstiftningen med EU:s regelverk<br />
ses som ett sätt att markera sitt intresse för ett medlemskap.<br />
Beräkning av kostnader och nytta<br />
Vid uppskattningar av kostnaderna för att minska utsläppen används också<br />
IIASAs datormodell RAINS (Amann, 1999b). En viktig utgångspunkt för<br />
analysen är den förväntade aktivitetsnivån för målåret ifråga. För både<br />
Göteborgsprotokollet och EU:s direktiv om nationella utsläppstak är målåret<br />
satt till 2010. Den förväntade aktivitetsnivån beskrivs i scenarier som innehåller<br />
antaganden för varje land om bl a energianvändning (och dess fördelning<br />
på olika energikällor), transportarbete, industri- och jordbruksproduktion.<br />
Mot denna bakgrund fås uppgifter om utsläppens storlek. De åtgärder<br />
och utsläppsminskningar som förväntas som ett resultat av redan befintlig<br />
lagstiftning, liksom de kostnader och miljövinster som dessa väntas medföra,<br />
beskrivs i ett s k referensscenario. Större delen av de utsläppsminskningar<br />
som anges i tabell 10.3 sker redan i referensscenariet, medan åtagandena i<br />
Göteborgsprotokollet innebär ytterligare åtgärder och kostnader (dvs utöver<br />
referensscenariet) för ett antal länder.<br />
Med hjälp av RAINS-modellen uppskattades den årliga kostnaden år<br />
2010 för referensscenariet till 67 miljarder euro för 36 länder i hela Europa.<br />
Den årliga merkostnaden för de ytterligare åtagandena i Göteborgsprotokollet<br />
har uppskattats till 2,7 miljarder euro för år 2010. Det är i sammanhanget<br />
värt att notera att det finns en rad faktorer som bidrar till att dessa<br />
kostnader är överskattade (se nedan).<br />
Med en annan datormodell, kallad ALPHA, har nyttan av att minska<br />
utsläppen uppskattats (Holland, 1999). Analysen är begränsad till att omfatta<br />
enbart de skador som anses gå att värdera i ekonomiska termer, dvs främst<br />
minskade skador på människors hälsa, moderna byggnader och material, samt<br />
[ 161 ]
jordbruksgrödor. De sammanlagda årliga vinsterna av att minska utsläppen i<br />
enlighet med referenscenariet beräknas uppgå till 183 miljarder euro för år<br />
2010, alltså nästan tre gånger mer än kostnaderna. Den tillkommande vinsten<br />
av Göteborgsprotokollets utsläppsminskningar har uppskattats till 12,8 miljarder<br />
euro årligen, motsvarande nästan fem gånger kostnaden.<br />
Göteborgsprotokollet innebär ytterligare ett litet steg framåt för luftvårdsarbetet<br />
i Europa – men resultatet kunde varit bättre. Om Europas länder<br />
istället valt att leva upp till de tillfälliga miljömål för 2010 som man så sent<br />
som i januari 1999 enades om att använda som utgångspunkt för förhandlingarna,<br />
skulle stora skador på människors hälsa och miljö kunnat undvikas.<br />
T ex skulle den areal som utsätts för överbelastning med avseende på försurning<br />
nästan halveras, ner till cirka 8 miljoner hektar. I sammanhanget kan<br />
nämnas att merkostnaden (alltså kostnader utöver referensscenariet) för detta<br />
alternativ uppskattats till 8,5 miljarder euro, medan vinsterna uppskattas till<br />
42 miljarder euro. Det innebär att Europas regeringar genom Göteborgsprotokollet<br />
valde ett alternativ som ger en samhällsekonomisk vinst på ca 10<br />
miljarder euro, framför ett som skulle ge en vinst på 34 miljarder euro. I sammanhanget<br />
kan nämnas att den uppskattade kostnaden på 8,5 miljarder euro<br />
motsvarar cirka 12 euro, dvs ungefär 100 kronor, som genomsnittskostnad per<br />
år för varje person i Europa år 2010.<br />
Det är allmänt bekant att såväl kostnads- som vinstuppskattningar är<br />
behäftade med tämligen stor osäkerhet (Ågren, 2000). Nuvarande datormodellers<br />
begränsning till att i kostnadsuppskattningar enbart väga in rent tekniska<br />
utsläppsbegränsande åtgärder innebär med nödvändighet att en rad,<br />
oftast billigare, åtgärder förbises. Det är ett av skälen till varför de beräknade<br />
kostnaderna är överskattningar. Det energiscenario, som ligger till grund för<br />
analysen, skulle innebära att EU:s samlade utsläpp av växthusgasen koldioxid<br />
skulle öka med 9 % mellan 1990 och 2010. Detta står i total motsättning<br />
till EU:s åtagande i klimatkonventionens Kyotoprotokoll, enligt vilket EU<br />
under samma tidsperiod ska minska utsläppen av växthusgaser med 8 %. De<br />
analyser som gjorts med alternativa energiscenarier – där CO 2 -utsläppen<br />
istället minskas med 10–15 % – visar att den uppskattade kostnaden för att<br />
nå de tillfälliga miljömålen till 2010 då skulle minska med mellan hälften och<br />
två tredjedelar.<br />
[ 162 ]
Slutsatser<br />
*<br />
*<br />
Det internationella luftvårdsarbetet i CLRTAP och EU har starkt bidragit<br />
till att påskynda åtgärder för att minska utsläppen av försurande luftföroreningar.<br />
Sedan 1980 har Europas utsläpp av svavel minskat med<br />
nästan två tredjedelar, och utsläppen av kväveoxider och ammoniak med<br />
en femtedel. Genom bl a Göteborgsprotokollet och EU:s direktiv om<br />
nationella utsläppstak, väntas utsläppen fortsätta minska också de nästkommande<br />
tio åren.<br />
För att komma ner under den kritiska belastningen måste det försurande<br />
nedfallet i många områden i Europa minska med 80–90 % jämfört med<br />
1990 års nivåer. Många länder måste dessutom vidta åtgärder mot skogsbrukets<br />
försurande påverkan. Även om man når en nivå i naturen där den<br />
kritiska belastningen underskrids kan det ändå ta lång tid för naturen att<br />
återhämta sig.<br />
Referenser<br />
Amann M, Klaassen G & Schöpp W (1993): Closing the gap between the 1990 deposition and<br />
the critical sulfur deposition values. Background paper prepared for the UN/ECE Task Force<br />
on Integrated Asessment Modelling. June 7-8, 1993. IIASA, Laxenburg.<br />
Amann M, Bertrok I, Cofala J, Gyarfas F, Heyes C, Klimont Z, Makowski M, Schöpp W, Syri S<br />
(1999a): Cost-effective control of acidification and ground-level ozone.<br />
Seventh interim report to the European Commission, DGXI. IIASA, Laxenburg.<br />
Amann M, Bertrok I, Cofala J, Gyarfas F, Heyes C, Klimont Z, Schöpp W (1999b):<br />
Integrated assessment modelling for the Protocol to abate acidification, eutrophication<br />
and ground-level ozone in Europe. Publicatiereeks lucht & energie nr. 132,<br />
Ministry of housing, spatial planning and the environment, Haag.<br />
CEC (1997): Meddelande till rådet och parlamentet om en gemensam strategi för att<br />
motverka försurning. KOM(97)88 slutlig. Europeiska gemenskapernas kommission,<br />
Bryssel.<br />
CEC (1999): Förslag till Europaparlamentets och Rådets direktiv om nationella utsläppstak för<br />
vissa luftföroreningar, samt förslag till Europaparlamentets och Rådets direktiv om ozon i<br />
luften. KOM(1999)125 slutlig. Europeiska gemenskapernas kommission, Bryssel.<br />
Elvingson P & Ågren C (1998): Luftföroreningar & försurning.<br />
Internationella försurningssekretariatet, Göteborg.<br />
Holland M, Forster D, King K (1999): Cost-benefit analysis of the Protocol to abate acidification,<br />
eutrophication and ground-level ozone in Europe. Publicatiereeks lucht & energie nr. 133,<br />
Ministry of housing, spatial planning and the environment, Haag.<br />
[ 163 ]
Jonson J, Tarrason L, Bartnicki J (2000): Effects of international shipping on European<br />
pollution levels. EMEP MSC-W Note 5/00, Meteorological Synthesizing Centre – West,<br />
Norwegian Meteorological Institute, Oslo.<br />
OECD (1979): The OECD programme on long range transport of air pollutants,<br />
Measurements and findings. Second edition. OECD, Paris.<br />
Streets D G, Carmichael G R, Amann M & Arndt R L (1999): Energy consumption and acid<br />
deposition in Northeast Asia. Ambio Vol. 28, No. 2, March 1999.<br />
UN ECE (1996): 1979 Convention on long-range transboundary air pollution and its protocols.<br />
EB.AIR/1999/1. United Nations Economic Commission for Europe, Geneve, Schweiz.<br />
UN ECE (1999): Strategies and policies for air pollution abatement: Major review.<br />
United Nations Economic Commission for Europe.<br />
UN ECE (2000): Protocol to the 1979 Convention on long-range transboundary air pollution<br />
to abate acidification, eutrophication and ground-level ozone. United Nations Economic<br />
Commission for Europe, Geneve.<br />
Vestreng, V. (2001): Emission data reported to UNECE/EMEP: Evaluation of the spatial<br />
distribution of emissions. EMEP MSC-W Note 1/01. Meteorological Synthesizing Centre<br />
– West, Norwegian Meteorological Institute, Oslo.<br />
Ågren C (2000): Transboundary air pollution: The profit potential of further reductions.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong>.<br />
[ 164 ]
11. Biologiska effekter av<br />
svavel- och kvävenedfall<br />
– KUNSKAPSLÄGE OCH FÖRVÄNTAD<br />
SITUATION EFTER ÅR 2010<br />
*<br />
H P L E I J E L & I A N D E R S S O N<br />
Kritisk belastning och kritisk haltnivå utgör kriterier för den kemiska luftmiljön<br />
eller för tillförseln av föroreningar till ekosystem, som bör underskridas<br />
för att inte negativa miljöeffekter ska uppstå. Dessa kriterier säger egentligen<br />
inget direkt om de biologiska effekter som kan förväntas i ekosystemen<br />
då de överskrids eller hur snabbt förändringar sker. De avspeglar inte heller<br />
den biologiska förmågan till återhämtning som kan förväntas om åtgärder<br />
leder till underskridande av kriterierna eller om den dynamik i återhämtningsförloppet<br />
som kan väntas.<br />
Pleijel m fl (1999) har på uppdrag av Internationella försurningssekretariatet<br />
och <strong>Naturvårdsverket</strong> utrett de viktigaste riskerna för biologiska effekter<br />
av försurning som kan förväntas omkring år 2010, om planerade och<br />
beslutade åtgärder genomförts i Europa. Delar av studien sammanfattas i<br />
detta kapitel. Även effekter av eutrofiering i landmiljön på grund av atmosfäriskt<br />
kvävenedfall kommer att behandlas.<br />
Hotade arter<br />
Man kan betrakta biologiska förändringar i ekosystemen ur olika synvinklar.<br />
Från en i första hand etisk horisont utgör hot mot rödlistade eller sällsynta<br />
arter och naturskyddade områden en viktig aspekt. Frågan blir då om nedfallet<br />
av svavel och kväve utgör ett hot mot vissa arters långsiktiga överlevnad i<br />
en region, i Sverige eller i värsta fall över ett större område. De sällsynta arterna<br />
är dock endast undantagsvis av stor betydelse för ekosystemets funktion.<br />
[ 165 ]
Från ett funktionellt perspektiv, med koppling till ekosystemets långsiktiga<br />
produktionsförmåga, är det i de flesta fall av större betydelse om vanliga arter<br />
försvinner och tillkommer. Om vitaliteten hos ekosystemens dominanta arter<br />
avtar och kanske ersätts av nya dominanter, som en följd av försurning eller<br />
eutrofiering, kan funktionen hos ekosystemen förändras betydligt.<br />
I tabell 11.1 redovisas arter som var rödlistade och som av ArtDatabanken<br />
vid Sveriges Lantbruksuniversitet (SLU) har bedömts vara hotade i första<br />
hand av luftföroreningar i den så kallade landstudie av hoten mot biologisk<br />
mångfald i Sverige som presenterades 1994 (Bernes, 1994).<br />
TABELL 11.1 Arter som försvunnit (hotkategori 0), är hotade (hotkategori 1), rödlistade (samtliga<br />
hotkategorier) till följd av luftföroreningar (skogs- och odlingslandskap) och försurning (sötvatten).<br />
Siffrorna anger: försvunna/hotade/rödlistade. Från En landstudie (Bernes, 1994).<br />
ARTGRUPP SKOGSLANDSKAP ODLINGSLANDSKAP SÖTVATTEN<br />
Kärlväxter 0 / 0 / 0 0 / 1 / 1 0 / 1 / 1<br />
Mossor 6 / 14 / 25 3 / 6 / 14 1 / 3 / 12<br />
Lavar 6 / 30 / 38 0 / 6 / 9 0 / 0 / 0<br />
Svampar 0 / 20 / 45 0 / 10 / 16 0 / 0 / 0<br />
Ryggradsdjur 1 / 1 / 1 1 / 2 / 4 0 / 1 / 12<br />
Ryggradslösa djur 1 / 11 / 23 0 / 2 / 4 0 / 15 / 41<br />
När det gäller hotbilden i sjöar och vattendrag använde man ”försurning”<br />
som en enskild faktor i landstudien. För skogslandskapet och jordbrukslandskapet<br />
angavs istället ”luftföroreningar”. Här skilde man alltså inte på effekter<br />
av försurning och eutrofiering. Luftföroreningar kan i detta fall även vara<br />
gasformiga föroreningar, t ex svaveldioxid och kväveoxider. Uppgifterna i<br />
tabell 11.1 avser alltså endast försurning för ytvatten, men luftföroreningar<br />
generellt för skogs- och odlingslandskapet.<br />
Rödlistade arter delades när landstudien gjordes in i olika hotkategorier<br />
på en skala från 0 till 4. Dessa hotkategorier står för: 0 = försvunnen, 1 = akut<br />
hotad, 2 = sårbar, 3 = sällsynt, 4 = hänsynskrävande. Numera används en delvis<br />
annorlunda, internationellt accepterad uppsättning kategorier av rödlistade<br />
arter.<br />
Att notera i tabell 11.1 är att kärlväxter rent allmänt är svagt representerade<br />
och att svampar och lavar inte spelar någon roll i akvatiska ekosystem. Det<br />
[ 166 ]
senare beror naturligtvis på att lavar och svampar i ringa utsträckning förekommer<br />
i sötvattensmiljöer. Möjligen är hotbilden när det gäller kärlväxter<br />
underskattad med tanke på vad som i övrigt är känt (se nedan). Ändrad markanvändning<br />
är av mycket stor betydelse för många växters och djurs tillbakagång<br />
i Sverige. Denna faktor samspelar på olika sätt med föroreningarnas<br />
effekter. Både igenväxning till följd av utebliven hävd och tillförsel av näring<br />
kan leda till likartade effekter och därmed förstärka varandras negativa effekter<br />
på olika organismer. Minskad intensitet i hävd (främst slåtter eller bete)<br />
ökar känsligheten för atmosfäriskt nedfall av kväve. Stora skördeuttag i t ex<br />
skogsbruket ökar känsligheten för försurande nedfall.<br />
Landstudien redovisade även hot mot arter i våtmarker och fjällen.<br />
Luftföroreningar anges som hot i dessa miljöer endast mot ett fåtal arter<br />
(3 hotade och 7 övriga rödlistade arter i våtmarker, av dessa 10 utgörs 7 av<br />
ryggradslösa djur; 1 art anses hotad och 3 övriga är rödlistade i fjällen av denna<br />
faktor) (Bernes, 1994).<br />
*<br />
FIGUR 11.1<br />
Klockgentiana (Gentiana pneumonanthe), en art som hotas av såväl igenväxning som kvävetillförsel<br />
och försurning (till vänster).<br />
Den även internationellt mycket sällsynta alkonblåvingen (Maculinea alcon) har i Sverige<br />
klockgentiana som enda värdväxt (till höger).<br />
[ 167 ]<br />
FOTO: HÅKAN PLEIJEL
I detta kapitel berörs fortsättningsvis biologiska effekter i skogslandsskapet<br />
och myrar samt i ytvatten. Växter i t ex odlingslandskapet behandlas inte<br />
ytterligare. Det kan dock vara värt att påpeka att tillbakagången av vissa<br />
hävdberoende arter i odlingslandskapet kan vara hotade av markförsurning.<br />
Studier i Nederländerna (Houdijk m fl, 1993) tyder på att försurning är viktigare<br />
än övergödning för vissa sådana arter, däribland den rödlistade klockgentianan<br />
(Gentiana pneumontanthe) som dessutom är värdväxt för den mycket<br />
sällsynta och rödlistade alkonblåvingen (Maculinea alcon) (figur 11.1).<br />
Effekter av försurning och<br />
övergödning i skogslandskapet<br />
Diskussionen om effekter av försurande och övergödande nedfall i skogslandskapet<br />
har av naturliga skäl, inte minst ekonomiska, kommit att fokuseras<br />
på trädens tillväxt och vitalitet. Inte desto mindre finns belägg eller indikationer<br />
på effekter på andra organismer i Sverige och i andra länder.<br />
Möjligen kan man göra den övergripande bedömningen att dokumentationen<br />
av sådana effekter är bäst när det gäller övergödningseffekter, men starka<br />
indikationer finns också när det gäller försurningseffekter.<br />
Kärlväxter<br />
Skogsflora<br />
I skogsmark är det tydligt att vissa arter ökar som en följd av kväveackumulation.<br />
Det gäller t ex vissa gräs (bland annat kruståtel, Deschampsia flexuosa),<br />
hallon, nässla och vissa ormbunkar. Det finns också från södra Sverige en rad<br />
floristiskt inriktade undersökningar som indikerar betydande kväveeffekter<br />
på florans sammansättning i lövskogar. Den övergripande bilden som litteraturen<br />
ger vid handen är att eutrofieringseffekter orsakade av kvävenedfallet<br />
är betydligt viktigare än försurning för effekter på kärlväxtfloran. Denna bild<br />
får stöd av en omfattande statistisk undersökning av förändringar i Skånes<br />
kärlväxtflora under 1900-talet (Tyler & Olsson, 1997). Eftersom kvävenedfallet<br />
dessutom inte kan förväntas minska i alls samma grad som det totala försurande<br />
nedfallet är eutrofieringseffekterna på sitt sätt en viktigare framtidsfråga<br />
när det gäller effekter på kärlväxter. En jämförelse av floran i ekskogar i Skåne<br />
med den i nordöstra Småland, där kvävenedfallet varit betydligt lägre än i<br />
[ 168 ]
Skåne, leder till en likartad slutsats (Tyler, 1987). Försök i norra Sverige<br />
har visat att blåbärsris kan påverkas av förhöjda halter kväve (Nordin<br />
m fl, 1998). Parasitiska svampar, vars angrepp blir mer omfattande på blåbärsris<br />
med hög kvävehalt, kan ha stor betydelse för att förskjuta konkurrensen<br />
mellan ris och gräs (Strengbom m fl, 2002).<br />
Undersökningar i skånska ädellövskogar har visat att bland arter som kräver<br />
ett relativt högt pH-värde finns några som är rödlistade: skugglosta (Bromus<br />
ramosus), strävlosta (Bromus benekenii), samt skogskorn (Hordelymus europaeus).<br />
Ytterligare en sällsynt art som tas upp som försurningskänslig i denna undersökning<br />
är stor häxört (Circaea lutetiana) (Falkengren-Grerup, 1992; Falkengren-Grerup<br />
m fl, 1995; Falkengren-Grerup, 1998).<br />
Kvävets effekter på skogsfloran beskrivs mer i detalj i Falkengren-Grerup<br />
m fl, 2000.<br />
Myrars vegetation<br />
I bland annat Danmark och Nederländerna har man konstaterat betydande<br />
vegetationsförändringar i högmossar, dvs myrar som försörjs med vatten<br />
enbart via nederbörden. De är normalt mycket näringsfattiga. Kvävdepositionen<br />
kan leda till genomgripande förändringar i artsammansättningen i denna<br />
typ av miljö, vilket i sin tur kan påverka mossens vattenbalans genom att de<br />
växter som ökar har en högre transpiration. Förändringarna omfattar såväl<br />
kärlväxtflora som mossflora. Vissa typer av mossor minskar medan t ex halvgräs<br />
som ängsull (Eriophorum angustifolium) ökar.<br />
Även i Sverige har myrar studerats med avseende på effekter av kvävetillförsel<br />
och försurning. Studier av större myrkomplex på sydsvenska höglandet<br />
och i Dalarna tyder på att kärlväxt- och mossfloran påverkats negativt<br />
av eutrofiering respektive försurning (Gunnarsson, 2000).<br />
En kärrväxt som minskat mycket kraftigt i södra Sverige är kärrspira<br />
(Pedicularis palustris). Detta kan bero på en eutrofieringseffekt, men orsakssammanhangen<br />
är inte helt klarlagda. (Mora Aronsson, ArtDatabanken,<br />
muntligen).<br />
Mossor<br />
Studier i Storbritannien tyder på att mossläktena Ulota och Orthotricum,<br />
som ofta växer på trädstammar, ganska generellt är känsliga för luftförore-<br />
[ 169 ]
ningar. En rödlistad sådan art är päronulota (Ulota coarctata). Den växer på<br />
lövträd nära vattendrag eller i raviner och branter med hög luftfuktighet.<br />
Huvuddelen av lokalerna är belägna i Halland och den nederbördsrika västra<br />
halvan av Västergötland.<br />
Ett exempel på en mossa som är mycket sällsynt i Sverige och endast förekommer<br />
i landets sydvästra delar är skirmossa (Hookeria lucens, figur 11.2).<br />
Denna vackra mossa förekommer i källflöden och längs bäckar med rent,<br />
oförsurat vatten i fuktiga delar av det område där överskridande av kritisk<br />
belastning kan förväntas även i framtiden.<br />
Ett annat exempel på en föroreningskänslig och sällsynt mossa som<br />
endast förekommer i sydvästra Sveriges nederbördsrika delar är bokfjädermossa<br />
(Neckera pumila) (Hallingbäck, 1989). Den har ännu relativt många<br />
lokaler, bland annat i delar av Halland, men förutom att den har minskat, har<br />
även dess växtplats förändrats så att den numera förekommer på träd som<br />
naturligt har rikare bark (ask) och på yngre bokar än den tidigare gjorde<br />
(Tomas Hallingbäck, ArtDatabanken, muntligen).<br />
*<br />
[ 170 ]<br />
FIGUR 11.2<br />
Skirmossa (Hookeria lucens) en sällsynt och försurningshotad mossa.<br />
FOTO: HÅKAN PLEIJEL
I rikkärr med stora naturvärden i centrala Västergötland har man iakttagit<br />
stora förändringar i vattenkemi (bl a sjunkande pH-värden) och mossflora<br />
sedan 1940-talet (Hedenäs & Kooijman, 1996). Förändringarna, som måste<br />
betraktas som mycket genomgripande, kan vara orsakade av nedfallet av svavel<br />
och kväve. Såväl försurnings- som eutrofieringseffekter kan vara inblandade.<br />
Denna typ av förändringar, där typiska rikkärrsmossor trängs undan av vitmossor,<br />
har skett i stor skala på kontinenten, bl a i Nederländerna och Tyskland.<br />
Möjligen pågår nu liknande förändringar i svenska rikkärr, men i en långsammare<br />
takt och med en eftersläpning i tiden jämfört med de mest kvävebelastade<br />
områdena i Europa. Där har processen gått så snabbt att den inte hunnit<br />
dokumenterats särskilt väl. Den kan komma att förvärras även i vårt land till<br />
följd av fortsatt relativt högt kvävenedfall.<br />
Lavar<br />
Det är allmänt vedertaget att många lavar är mycket känsliga för luftföroreningar.<br />
Främst har man visat att förhöjda halter av svaveldioxid i tätorter och<br />
kring större punktkällor varit en huvudorsak till utarmad lavflora (Hawksworth<br />
& Rose, 1970).<br />
För en del lavarter har man observerat en tillbakagång även i landsbygdsmiljö,<br />
på stort avstånd från tätorter och punktkällor. Det finns starka skäl att tro<br />
att luftföroreningar haft en viktig roll i tillbakagången av t ex olika lunglavar<br />
(Lobaria-arter) och en rad andra arter med liknande miljökrav (fuktigt klimat<br />
och ekologisk kontinuitet). Hit hör en rad rödlistade så kallade oceaniska lavar<br />
(dvs arter som främst förekommer i regnigt, klimat med milda vintrar), t ex<br />
olika arter av släktena ärrlavar (Sticta) och gytterlavar (Pannaria). En art som<br />
minskat mycket kraftigt är västlig gytterlav (Pannaria rubiginosa, figur 11.3).<br />
*<br />
FIGUR 11.3<br />
Västlig gytterlav (Pannaria rubiginosa)<br />
är en sällsynt, fuktälskande<br />
lav som minskat kraftigt i<br />
Sverige. Den har sina fåtaliga<br />
lokaler koncentrerade till landets<br />
sydvästra delar.<br />
[ 171 ]<br />
FOTO: HÅKAN PLEIJEL
FOTO: HÅKAN PLEIJEL<br />
FOTO: HÅKAN PLEIJEL<br />
Lunglavarna tycks ha försvunnit på många lokaler där tillbakagången inte<br />
kan förklaras av ändrad markanvändning (Hallingbäck, 1986). I experiment<br />
har dessa stora bladiga lavarter visat sig vara mycket känsliga för försurande<br />
ämnen. Det kan ändå i vissa fall vara svårt att klart skilja på vad som är försurningseffekter<br />
och vad som är kväveeffekter eller toxiska effekter av gasformiga<br />
luftföroreningar. Mycket tyder på att den regionala föroreningsbelastningen<br />
har haft en stor betydelse för dessa lavars kraftiga tillbakagång<br />
under 1900-talet. I flera europeiska länder har denna tillbakagång varit ännu<br />
större än i Sverige.<br />
I Sverige har Lobaria-arterna och de nämnda oceaniska lavarna sin huvudutbredning<br />
i de sydvästra delarnas mest fuktiga partier, dvs där depositionen<br />
[ 172 ]<br />
*<br />
FIGUR 11.4<br />
Jättelaven (Lobaria amplissima) är en av de<br />
lavar som blir störst i vårt land. Liksom flera<br />
andra lavar som minskat kraftigt under 1900talet<br />
är den fuktälskande och har en oceanisk,<br />
västlig utbredning. Den anses vara mycket föroreningskänslig.<br />
*<br />
FIGUR 11.5<br />
Lunglav (Lobaria pulmonaria) är vanligare<br />
och har ett större utbredningsområde<br />
än t ex jättelaven. Även lunglaven<br />
är dock mycket känslig för luftföroreningar<br />
och har gått tillbaka i<br />
delar av södra Sverige.
av försurande luftföroreningar kan förväntas vara ganska stor även i framtiden.<br />
Denna utbredning har i hög grad örtlav (Lobaria virens) och jättelav<br />
(figur 11.4) (Lobaria amplissima). Lunglav (Lobaria pulmonaria) (figur 11.5)<br />
har en vidare utbredning, men bedöms vara mycket känslig för luftföroreningar.<br />
I Skåne anses lunglaven ha gått tillbaka starkt till följd av föroreningsbelastningen<br />
(Hallingbäck & Olson, 1987). Skrovellav (Lobaria scrobiculata)<br />
finns även i fjällen, där den inte minskat på samma sätt som i sydvästra<br />
Sverige. När det gäller skrovellaven har man iakttagit en liknande, regional<br />
tillbakagång i delar av Kanada (Tomas Hallingbäck, ArtDatabanken,<br />
muntligen).<br />
Svampar<br />
Det är väl känt att förhöjd kvävetillförsel leder till förändring i svampfloran<br />
(uttryckt som synlig fruktkroppsbildning). Detta har visats bland annat i<br />
gödslingsförsök (Rühling & Tyler, 1991) och anses ligga bakom förändringar<br />
i skogarnas svampflora i Nederländerna. När det gäller specifika försurningseffekter<br />
är kunskapsläget mindre tydligt. Det är dock känt att olika svamparter<br />
och svampgrupper har olika toleransområden när det gäller surhetsgrad.<br />
Champinjoner (Agaricus), bläcksvampar (Coprinus) och trådskivlingar<br />
(Inocybe) undviker de suraste jordarna. Studier av svampfloran i södra<br />
Sveriges skogar tyder på att en viss typ av spindelskivlingar (Cortinarius,<br />
undersläkte Phlegmacium) är en svampgrupp som sannolikt trängts undan av<br />
markförsurningen. Denna grupp är numera mycket svagt representerad i den<br />
sydsvenska lövskogen, vilket troligen beror på att få lokaler numera har tillräckligt<br />
högt pH eller basmättnadsgrad (Tyler, 1992).<br />
Ökad kvävetillförsel har visat sig minska förekomsten av mykorrhizafruktkroppar.<br />
När det gäller svampförekomst i stort, och inte minst när det<br />
gäller skogens mykorrhizasvampar måste man hålla isär den synliga, ovanjordiska<br />
fruktkropssbildningen från omfattningen av mykorrhizainfektion på<br />
trädens rötter. Kvävetillförsel kan leda till minskad eller utebliven fruktkroppsbildning<br />
även om andelen svampkoloniserade rotspetsar är hög eller<br />
oförändrad. Dessutom kan artsammansättningen förändras drastiskt vid ökad<br />
kvävetillgång (Pleijel m fl, 2001).<br />
[ 173 ]
Ryggradslösa djur<br />
Den ryggradslösa djurgrupp i skogslandskapet som anses vara mest påverkad<br />
av luftföroreningar och försurning är landsnäckorna (Gärdenfors, 1987; Bernes,<br />
1994). Utarmningen av markens förråd av kalcium tycks vara av stor betydelse<br />
för snäckornas möjligheter att överleva. Det finns belägg för en mycket kraftig<br />
tillbakagång av landsnäckor i vissa delar av södra Sverige. Bland landsnäckorna<br />
finns flera arter som är rödlistade och förekommer i landets mest försurningspåverkade<br />
delar. Hit hör lamellsnäcka (Spermodea lamellata). Denna art lever i<br />
bokskogar och lövskogar i de nederbördsrika delarna av sydvästra Sverige (von<br />
Proschwitz, 1998). När det gäller markfauna har man även visat att småringmaskar<br />
kan påverkas negativt, såväl av försurning som kvävebelastning (Pleijel<br />
m fl, 2001).<br />
Effekter av försurning av ytvatten<br />
I detta avsnitt koncentrerar vi oss på rena försurningseffekter. Eutrofieringseffekter<br />
i sötvatten har ofta till stor del sin grund i lokala utsläpp, särskilt<br />
av fosfor, och har inte lika tydlig koppling till nedfall av luftföroreningar<br />
som försurningen.<br />
Kärlväxter<br />
De sötvattensmiljöer som försurats i Nederländerna är i huvudsak av en<br />
annorlunda karaktär (t ex småsjöar i dyn- och hedlandskap) än de försurade<br />
sjöarna i Sverige. De kärlväxter som på kontinenten diskuteras som hotade av<br />
försurning, strandpryl (Littorella uniflora), notblomster (Lobelia dortmanna,<br />
figur 11.6), braxengräs (Isoëtes spp) m fl, skadas av försurning även i Sverige.<br />
Här är dessa arter dock relativt vanliga, medan de i andra delar av Europa är<br />
mycket sällsynta och därför där drar till sig större uppmärksamhet från naturvården.<br />
Längs bäckar finner man ibland bäckbrässma (Cardamine amara).<br />
Den anses kunna överleva endast i vatten med relativt högt pH och kan<br />
trängas undan av försurningen. En vattenväxt som är sällsynt i Sverige och<br />
som pekats ut som försurningskänslig är klotgräs (Pilularia globulifera)<br />
(Fiskesjö & Ingelög, 1985). Det finns också exempel på kärlväxter som tycks<br />
öka i försurade sjöar. Ett exempel på en sådan är löktåg (Juncus bulbosus), en<br />
art som dock i norska sörlandssjöar visats öka kraftigt också i samband med<br />
kalkning (Brandrud & Roelofs, 1995).<br />
[ 174 ]
FOTO: HÅKAN PLEIJEL<br />
FIGUR 11.6<br />
Notblomster (Lobelia dortmanna)<br />
växer vid stränder och på grunt<br />
vatten i näringsfattiga sjöar.<br />
Den missgynnas av försurning.<br />
I Sverige är arten dock relativt<br />
vanlig, medan den är mycket<br />
sällsynt och hotad av försurande<br />
nedfall i vissa länder på kontinenten.<br />
Mossor<br />
Det finns mossor som ökar som ett resultat av förurningen. Det viktigaste exempel<br />
är hornvitmossan (Sphagnum lescurii, tidigare S. auriculatum) som bl a växer i<br />
bäckar och på botten av sjöar. I sydvästra Sverige har den i många fall brett ut<br />
sig över bottnarna i starkt försurade klarvattensjöar. Den har då trängt undan<br />
den naturliga bottenvegetationen av bl a rosettväxter.<br />
Alger<br />
De flesta makroalger växer i havet. Det finns dock även alger i sötvatten. I<br />
försurade sjöar anses artantalet bland fastsittande alger minska. Det sker dock<br />
en ökning av ett fåtal trådformiga grönalger och cyanobakterier (blågrönalger),<br />
som i vissa fall kan ha massförekomster i försurade sjöar.<br />
Bland de sötvattensalger som brukar tas upp som försurningskänsliga<br />
finns flera arter i gruppen kransalger (Characeae). Studiet av dessa arter har<br />
intensifierats under senare år i Sverige. Man har då kommit fram till att vissa<br />
*<br />
[ 175 ]
sällsynta kransalger hotas av försurning. Flera kransalger i släktet Nitella lever<br />
i den typ av sjöar som relativt lätt försuras och försurningen bedöms utgöra<br />
ett hot mot dessa. Ett par av de arter som man misstänkt är försurningskänsliga<br />
har inga aktuella förekomster i Sverige. (Aronsson m fl, 1995). Kransalgen<br />
Nitella gracilis som anses vara hotad av försurning och hör till hotkategori 2<br />
i Sverige diskuteras även som hotad av försurning i Storbritannien (Tickle<br />
m fl, 1995).<br />
En art av cyanobakterier, Nostoc zetterstedtii, på svenska kallad sjöhjortron<br />
beroende på sitt utseende bör kanske nämnas här. Arten är sällsynt och<br />
uppenbarligen känslig för miljöpåverkan och kommer sannolikt att rödlistas i<br />
framtiden. I ett par fall verkar den ha påverkats av försurning och möjligen<br />
även av stora kalkgivor som syftade till att motverka försurningen, varvid den<br />
i det senare fallet försvunnit (Bengtsson, 1998).<br />
Ryggradslösa djur<br />
När det gäller sötvattensekosystemen hör många försurningskänsliga arter<br />
hemma inom grupperna snäckor och musslor, kräftdjur samt dagsländor.<br />
Dessutom finns känsliga arter inom grupperna nattsländor och bäcksländor.<br />
Exempel på arter där populationer försvunnit eller hotas finns framför allt<br />
bland de allra känsligaste arterna, där påverkan kan förekomma även inom<br />
sjöar och vattendrag med måttlig eller endast tillfällig försurningspåverkan.<br />
Hit hör bland annat dagsländorna Ephemera vulgata och E. danica, märlkräftan<br />
Gammarus lacustris och de i fjällvatten sällsynt förekommande (endast i<br />
fisktomma småvatten) sköldblad-/gälbladfotingarna Lepidurus arcticus samt<br />
Polyartemia forcipata och Branchinecta paludosa, som Lingdell & Engblom<br />
(1990) anser vara akut hotade, samt några arter av nattsländor och bäcksländor.<br />
Bland snäckorna, vilka som grupp har en mycket hög känslighet för försurning,<br />
finns ett förhållandevis stort antal sällsynta arter med specifika krav<br />
på sin miljö. Många sådana arter förekommer endast i näringsrika och/eller<br />
kalkhaltiga vatten.<br />
Hotbilden mot de små musslorna inom familjen Sphæridæ är oklar, men<br />
det finns ett antal rödlistade arter som förekommer i de södra, kraftigt försurningsdrabbade<br />
delarna av landet där överskridandet av kritisk belastning<br />
för försurning kommer att kvarstå. Arternas livsmiljöer liksom deras förekomst<br />
är dåligt kända.<br />
[ 176 ]
Flodpärlmusslan (Margaritifera margaritifera) som lever i rinnande vatten,<br />
är i vissa områden akut hotad och åtskilliga populationer i åar och bäckar<br />
inom försurningsdrabbade områden i södra Sverige är utslagna (Henrikson,<br />
1996). Flodpärlmusslan är rödlistad.<br />
En rödlistad skalbagge som lever i rinnande vatten och i strandkanten av<br />
vissa sjöar är bäckbaggen (Stenelmis canaliculata). Den finns upp till Hälsingland<br />
men har sina svenska huvudförekomster i sydväst. Bäckbaggen är en<br />
indikator på rent och oförsurat vatten. Den hotas, förutom av försurning, även<br />
av syrebrist orsakad av övergödning eller utsläpp av syreförbrukande ämnen.<br />
Förväntade biologiska effekter år 2010<br />
Genom Göteborgsprotokollet från 1999 inom konventionen om gränsöverskridande<br />
luftföroreningar i Europa (CLRTAP) finns ett åtagande om att<br />
skära ner utsläppen av svavel, kväve och flyktiga organiska föreningar. För svavel<br />
är detta åtagande relativt stort, en minskning med 60 % jämfört med 1990. För<br />
kväveoxider är minskningen endast 40 % för samma period och för ammoniak<br />
innebär det samlade europeiska åtagandet en minskning som understiger 20 %.<br />
Svavel minskar snabbare än kväve<br />
Det finns två viktiga skäl till att man inte i samma grad kan vänta sig en återhämtning<br />
från kvävets eutrofierande effekter som när det gäller försurningen.<br />
Det ena är att svavelnedfallet, som trots allt dominerat försurningen, förväntas<br />
minska betydligt mer under perioden 1990–2010 än kvävedepositionen.<br />
Särskilt emissionerna av ammoniak kommer alltså att ligga kvar på en<br />
hög nivå, men även när det gäller kväveoxider är utsläppsminskningen klart<br />
mindre än för svavel under den aktuella perioden.<br />
Det andra skälet till att vara mindre optimistisk när det gäller kvävets<br />
eutrofierande effekter är att kväve som tillförs ekosystemen till en stor del<br />
ackumuleras i ekosystemen. Detta gäller inte minst de mest kvävefattiga<br />
ekosystemen, där de största negativa effekterna av kväve på ovanliga arter<br />
kan förväntas. En måttligt minskad kvävedeposition kommer alltså endast att<br />
reducera takten i kväveackumulationen i vissa ekosystem, men den kommer<br />
inte att upphöra, åtminstone inte i landets södra och sydvästra delar. De kritiska<br />
belastningsgränser som diskuteras för eutrofieringseffekter i de känsligaste<br />
ekosystemen ligger på ca 2–6 kg N per ha och år. Denna belastnings-<br />
[ 177 ]
nivå kommer sannolikt att överskridas över stora områden även i framtiden.<br />
Den fortsatta kväveackumulationen sker i en situation då svaveldepositionen<br />
i en del tidigare försurningsdrabbade områden når ner till nivåer där syrabelastningen<br />
inte längre överstiger kapaciteten hos de neutraliserande processerna.<br />
Även om situationen är komplex och även om en snabb återhämtning<br />
från försurningen inte är att vänta även om depositionen når under kritisk<br />
belastning, blir den övergripande prognosen för perioden efter 2010 sämre<br />
när det gäller kvävets eutrofierande effekter än när det gäller försurningen.<br />
Samband mellan markanvändning och föroreningar viktiga<br />
Både när det gäller försurningen och eutrofieringen av kväve finns i flera<br />
typer av ekosystem ett viktigt samspel mellan deposition/tillförsel av svavel,<br />
kväve och baskatjoner å ena sidan och markanvändning å den andra. Skördeuttag<br />
i ett system innebär borttransport av näring (kväve och baskatjoner).<br />
Uttag av baskatjoner är försurande och påverkar ekosystemet i samma riktning<br />
som urlakningen av baskatjoner. Det minskar alltså den kritiska belastningen<br />
för försurande nedfall. Detta har en viktig koppling till skogsbruket<br />
och eventuellt ökat biomassauttag. Å andra sidan innebär uttaget av kväve en<br />
minskad risk för eutrofiering. Rent allmänt kommer det intima samspelet<br />
mellan försurning, övergödning och skötselåtgärderna i ekosystemen att<br />
spela en allt större roll i diskussionen om luftföroreningarnas effekter i framtiden.<br />
Eftersom kväve ackumuleras i de flesta naturliga eller seminaturliga<br />
ekosystem innebär en viss minskning av belastningen i ett område inte nödvändigtvis<br />
att problemen börjar avta. I många fall leder den endast till att hastigheten<br />
i ökningen av ekosystemets kväveinnehåll, med åtföljande effekter,<br />
avtar något. Fortsatt försämring förväntas alltså, men i en långsammare takt,<br />
trots viss minskning i nedfallet.<br />
Framtida förändringar i skoglandskapet<br />
Risken för ytterligare försämringar i förutsättningarna för sällsynta djur och<br />
växter till följd av regional spridning av luftföroreningar är troligen större när<br />
det gäller eutrofierande effekter av kväve än när det gäller försurning. Det<br />
beror dels på att nedskärningarna av kväveutsläppen inte är lika stora som för<br />
svavel, dels på den ackumulation av kväve som sker i många ekosystem.<br />
Även om nedfallet minskar något fortsätter den samlade kvävemängden i<br />
[ 178 ]
ekosystemen att öka. Det sker då visserligen med en något lägre takt, men<br />
driver successivt ekosystemen i riktning mot mer gynnsamma förhållanden<br />
för kvävegynnade arter och därmed sämre villkor för arter som har svårt att<br />
hävda sig i denna konkurrenssituation. Många arter av den senare typen är<br />
sällsynta eller hotade i Sverige.<br />
De omfattande undersökningarna av försurningsläget i Skånes ädellövskogar<br />
som, gjorts visar att pH-förändringen till följd av försurning varit större<br />
ju högre markens ursprungliga pH varit, med undantag för vissa kalkhaltiga<br />
jordar med mycket högt initialt pH (Falkengren-Grerup, 1992). Det betyder<br />
att en fortsatt försurning måste bedömas utgöra ett påtagligt hot mot arter<br />
som kräver ett relativt högt pH-värde. Skåne hör till den del av Sverige som<br />
kommer att få högst deposition av försurande ämnen till skogsmark även<br />
efter 2010.<br />
Hotet mot landsnäckorna kommer att förstärkas i framtiden i de miljöer<br />
där urlakningen av baskatjoner fortsätter.<br />
Framtida förändringar i akvatiska ekosystem<br />
I södra Sveriges sjöar kommer känsliga fiskarter i svagt buffrade vatten att<br />
drabbas även efter 2010. De fiskarter som främst berörs är mört och i vissa fall<br />
även andra karpfiskar, elritsa, öring samt vissa sydliga populationer av röding<br />
och i vissa vatten siklöja (Degerman & Lingdell, 1994; Appelberg & Aldén,<br />
1992; Appelberg m fl, 1995). Särskilt bör framhållas den vårlekande siklöjan<br />
(Coregonus trybomi) i sjön Fegen i gränstrakterna mellan Västergötland,<br />
Halland och Småland. Denna utgör en akut hotad form, då regionen drabbats<br />
hårt av försurning och hör till det område där överskridande av kritisk belastning<br />
är sannolikt även efter 2010. Denna fisk är bara känd från ett fåtal sjöar<br />
i Sverige och Finland. Andra rödlistade fiskarter som förekommer inom<br />
regioner med stor risk för fortsatt försurning är grönling (Barbatula barbatula),<br />
nissöga (Cobitis tænia) och sandkrypare (Gobio gobio). De förekommer i mindre<br />
vattendrag med klart och rent vatten i måttligt strömmande miljöer<br />
(sand- och grusbottnar), sannolikt dock inom zoner utan större försurningsrisker,<br />
men arternas känslighet och risken för påverkan är dåligt kända.<br />
Längs västkusten kommer åarna att utgöra ett särfall i det avseendet att<br />
de utgör reproduktionslokaler för havsöring (i huvudsak de mindre vattensystemen)<br />
och lax. Källområdena för flertalet av åarna, särskilt de mindre, är<br />
[ 179 ]
i allmänhet belägna inom hårt försurningsdrabbade områden där överskridanden<br />
av kritisk belastning kan förväntas även i framtiden. Båda dessa arter,<br />
men särskilt laxen, är mycket känsliga för aluminium i samband med smoltifiering<br />
och i smoltstadiet (pH bör vara över 6,4 och halten av oorganiskt aluminium<br />
et sällsynta. Kanske har deras populationer redan glesats ut så mycket att en<br />
naturlig återhämtning inte är möjlig eller går mycket sakta. Många arter kan<br />
ändå förväntas öka, t ex lunglav.<br />
Prognosen sämst för södra och sydvästra Sverige<br />
I likhet med försurningen är den mest omfattande påverkan av eutrofierande<br />
kvävenedfall koncentrerad till landets södra och sydvästra delar. Möjligen är<br />
denna geografiska fördelning mer accentuerad när det gäller eutrofieringseffekterna<br />
än när det gäller försurningseffekterna. Kväveföroreningarna, särskilt<br />
ammonium som dessutom inte förväntas minska särskilt mycket, har ett i<br />
genomsnitt kortare transportavstånd än svavel. Det betyder också att inhemska<br />
källor är viktigare för kvävedepositionen än för svaveldepositionen, särskilt i landets<br />
sydligaste delar. Här har i vissa begränsade områden kväveläckage från<br />
skogsmark till grundvatten konstaterats. I dessa starkt eutrofierade områden kan<br />
man vänta sig att en måttlig minskning av kvävenedfallet inte leder till en nämnvärt<br />
förbättrad situation. I kvävefattiga ekosystem, t ex odlingslandskapets<br />
ogödslade fodermarker och vissa typer av myrar, är det stor risk att kvävenedfallet<br />
även i fortsättningen kommer att leda till en försämring av förutsättningarna<br />
för många arter.<br />
Det förefaller troligt att den koncentration av problemen med försurning<br />
och eutrofiering i landmiljön till sydligaste och sydvästra Sverige som funnits<br />
även tidigare kommer att förstärkas. I de känsligaste ekosystemen i detta<br />
område kommer försurningen att fortsätta att förvärras. I något mindre känsliga<br />
områden bedöms belastningen att ligga kvar nära, men strax under, den<br />
som i dag bedöms kritisk, vilket gör att återhämtningen kommer att gå<br />
mycket sakta. Kvävebelastningen kommer i detta område att vara fortsatt hög<br />
med påföljd att hotet mot naturvärden i flera olika typer av ekosystem kommer<br />
att förstärkas. I stora delar av övriga Sverige verkar det troligt att försurningspåverkan<br />
kommer att minska betydligt. Den lokala variationen i belastning<br />
och känslighet måste ändå hela tiden beaktas när riskerna för försurning<br />
och eutrofiering skall bedömas. Riskområden i dessa avseenden finns fortfarande<br />
över en stor del av Sverige.<br />
[ 181 ]
Slutsatser<br />
*<br />
*<br />
*<br />
*<br />
*<br />
Försurningen kommer fortsatt att påverka biologin i vissa sjöar och vattendrag<br />
år 2010, främst i sydvästra Sverige.<br />
Övergödning kommer att påverka växter och djur i skogsekosystemet mer<br />
än försurningen år 2010. Situationen kan i vissa områden komma att fortsätta<br />
förvärras genom fortsatt kväveackumulation, trots viss minskning i<br />
nedfallet.<br />
För de områden där fortsatt överskridande av kritisk belastning förväntas,<br />
främst i sydvästra Sverige, borde man identifiera de sällsynta arter och<br />
viktiga naturmiljöer som är försurningskänsliga och har sin utbredning<br />
koncentrerad till dessa områden.<br />
Skördeuttagets inverkan på försurningsstatus måste bevakas hårdare i<br />
framtiden, inklusive dess möjliga effekter på ekosystemens kvävebalans<br />
och på biologisk mångfald.<br />
Kalkning och vitalisering av mark, som nu diskuteras att ske i större skala,<br />
främst i de mest försurade delarna av södra Sverige, kan i sig ha negativa<br />
effekter på biologisk mångfald och kan även ha en eutrofierande effekt<br />
som även den kan påverka artsammansättningen i ekosystemen. Det är<br />
viktigt att bevaka eventuella risker för sällsynta arter av växter och djur i<br />
detta sammanhang.<br />
Referenser<br />
Aerts R & Berendse F (1988): The effect of increased nutrient availability on vegetation<br />
dynamics in wet heathlands. Vegetatio 76, 63-69.<br />
Aerts R, Berendse F, de Caluwe H & Schmitz M (1990): Competition in heathland along<br />
an experimental gradient of nutrient availability. Oikos 57, 310-328.<br />
Ahlström J, Degerman E, Lindgren G & Lingdell P-E (1995): Försurning av små vattendrag<br />
i Norrland. <strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 4343.<br />
Alenäs I, Degerman E & Henrikson L (1995): Liming strategies and effects: the River Högvadsån<br />
case study. In: Henrikson L & Brodin Y W (1995): Liming of acidified Surface waters.<br />
A Swedish synthesis, Springer-Verlag, Berlin Heidelberg. ISBN 3-540-58505-2. p. 363-374.<br />
Andersson B I, Alenäs I & Hultberg H (1984): Liming of a small acidified river (River Anråseån)<br />
in southwestern Sweden, promoting successful reproduction of Sea trout (Salmo trutta L).<br />
Rep Inst Freshw Res. Drottningholm, 61:16-27.<br />
[ 182 ]
Appelberg M, & Aldén U (1992): Integrerad uppföljning av kalkningens effekter på sjöar och<br />
vattendrag – en treårsrapport. Info. Sötvattenlaboratoriet, Drottningholm, nr 4:1992.<br />
p.1-60.<br />
Appelberg M, Lingdell P-E & Andrén C (1995): Integrated studies of the effects of liming<br />
acidified waters (Iselaw-programme). Water, Air and Soil Pollution, 85: 883-888.<br />
Aronsson M, Hallingbäck T & Mattsson J-E (1995): Rödlistade växter i Sverige 1995.<br />
ArtDatabanken, Uppsala.<br />
Bengtsson R (1998): Sjöhjortronet; till hjälp i miljöövervakningen? I: Persson G, Bringmark E<br />
& Wiederholm T (red), Sjöar & vattendrag, Årskrift från miljöövervakningen 1996.<br />
Institutionen för Miljöanalys och <strong>Naturvårdsverket</strong>, ISBN 91-620-4853-8. p 46-53.<br />
Bernes C (red) (1994): Biologisk mångfald i Sverige – En landstudie. <strong>Naturvårdsverket</strong>,<br />
Monitor 14.<br />
Bjärnborg B (1983): Dilution and acidification effects during the spring flood of four Swedish<br />
mountain brooks. Hydrobiologia, 101: 19-26.<br />
Bobbink R, Hornung M & Roelofs J G M (1998): The effects of air-borne nitrogen pollutants<br />
on species diversity in natural and semi-natural European vegetation – a review.<br />
Journal of Ecology 86, 717-738.<br />
Brandrud T E & Roelofs J G M (1995): Enhanced growth of the macrophyte Juncus bulbosus<br />
in S Norwegian limed lakes, A regional survey. Water, Air and Soil Pollution, 85, 913-918.<br />
Degerman E & Lingdell P-E (1994): Phisces – fisk som indikator på lågt pH.<br />
Inf Inst Freshw. Res. Drottningholm, nr 1:1994. p 37-54.<br />
Degerman E, Fogelgren J E, Tengelin B & Thörnelöf E (1986): Occurrence of salmonid parr<br />
and eel in relation to water quality on the west coast of Sweden. Water, Air, and Soil<br />
Pollution, 30: 665-671.<br />
Falkengren-Grerup U (1992): Mark- och floraförändringar i sydsvensk ädellövskog.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 4061.<br />
Falkengren-Grerup U, Brunet J & Quist M E (1995): Sensitivity of plants to acidic soils exemplified<br />
by the forest grass Bromus benekenii. Water, Air and Soil Pollution 85, 1233-1238.<br />
Falkengren-Grerup U (1998): Nitrogen response of herbs and graminoids in experiments with<br />
simulated acid soil solutions. Environmental Pollution, 102 Suppl. No 1, 93-99.<br />
Falkengren-Grerup U, Ericson L, Gunnarsson U, Nordin A, Rydin H & Wallén B (2000):<br />
Förändras floran av kvävenedfallet? I: Effekter av kvävenedfall på skogsekosystem.<br />
Bertills U & Näsholm T (red). <strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5066.<br />
Fiskesjö A-L & Ingelög T (1985): Floran och försurningen – Effekter av SO 2 och NO x ,<br />
Kunskapsöversikt och tänkbara åtgärder för terrester flora (kärlväxter, mossor och lavar).<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 11.<br />
Gralén H, Hultengren S & Pleijel H (2000): Lavar & luftkvalité, Utveckling i Västra Götalands<br />
län 1986-98. Naturcentrum AB: Övervakningsprogram – Lavar & luftkvalité,<br />
Länsstyrelsen i Västra Götaland 2000:2.<br />
[ 183 ]
Gunn J, Keller W, Negusanti J, Potvin R, Beckett P & Winterhalder K. (1995):<br />
Ecosystem recovery after emission reductions: Sudbury, Canada.<br />
Water, Air and Soil Pollution, 85, 1783-1788.<br />
Gunnarsson U (2000): Vegetation changes on Swedish mires. Effects of raised temperature<br />
and increased nitrogen and sulphur influx. Dissertation, Acta Universitatis Upsaliensis,<br />
Uppsala Universitet.<br />
Gärdenfors U (1987): Impact of airborne pollution on terrestrial invertebrates, with particular<br />
reference to molluscs. SNV Report 3362. 115 pp.<br />
Hallingbäck T (1986): Lunglavarna, Lobaria, på reträtt i Sverige.<br />
Svensk Botanisk Tidskrift 80, 373-381.<br />
Hallingbäck T (1989): Bokfjädermossa, Neckera pumila, en försurningshotad mossa.<br />
Svensk Botanisk Tidskrift 83, 161-173.<br />
Hallingbäck T & Olson K (1987): Lunglavens tillbakagång i Skåne.<br />
Svensk Botanisk Tidskrift 81, 103-108.<br />
Hawksworth D L & Rose F (1970): Qualitative scale for estimating sulphur dioxide<br />
air pollution in England and Wales using epiphytic lichens. Nature 227, 145-148.<br />
Hedenäs L & Kooijman A (1996): Förändringar i rikkärrsvegetationen SV om Mellansjön<br />
i Västergötland. Svensk Botanisk Tidskrift 90, 113-121.<br />
Henrikson L (1996): Acidification and liming of freshwater ecosystems<br />
– Examples of biotic responses and mechanisms. Dissertation, Animal Ecology,<br />
Dep Zoology, University of Gothenburg. ISBN 91-628-1993-3. 73 pp.<br />
Houdijk A I F M, Verbeek P J M, Van Dijk H F G & Roelofs J G M (1993):<br />
Distribution and decline of endangered herbaceous heathland species in relation<br />
to the chemical composition of the soil. Plant and Soil 148, 137-143.<br />
Lingdell P-E & Engblom E (1990): Kräftdjur som miljöövervakare. SNV Rapport 3811, 119 pp.<br />
Nordin A, Näsholm T & Ericson L (1998): Effects of simulated N deposition on understorey<br />
vegetation of a boreal coniferous forest. Functional Ecology 12, 691-699.<br />
Pleijel H, Andersson I & Lövblad G (1999): Acidification in 2010, An assessment of the<br />
situation at the end of the next decade. The Swedish NGO Secretariat on Acid Rain Air<br />
Pollution and Climate Series 10, 30 pp.<br />
Pleijel H, Bråkenhielm S, Ericson L, Finlay R, Hallingbäck T, Lundkvist H & Taylor A (2001):<br />
Effekter på biologisk mångfald av markförsurning och motåtgärder.<br />
Temaserie: markförsurning & motåtgärder, Skogsstyrelsen Rapport 11C, 2001.<br />
von Proschwitz T (1998): Landlevande mollusker i Kronobergs län.<br />
Länsstyrelsen i Kronobergs län.<br />
Rühling Å & Tyler G (1991): Effects of simulated nitrogen deposition to the forest floor<br />
on the macrofungal flora of a beech forest. A<strong>MB</strong>IO 20, 261-263.<br />
Strengbom J, Nordin A, Näsholm T & Ericson L (2002): Parasitic fungus mediates change in<br />
nitrogen exposed boreal forest vegetation, Journal of Ecology 90, In press.<br />
[ 184 ]
Sverdrup H & Warfvinge P (1993): The effect of soil acidification on the growth of trees, grass<br />
and herbs as expressed by the (Ca+Mg+K)/Al ratio. Reports in ecology and environmental<br />
engineering, 2:1993. Lund University, Department of Chemical Engineering II.<br />
Tickle A, Fergusson M & Drucker G (1995): Acid rain and nature conservation in Europe.<br />
A preliminary study of protected areas at risk from acidification. WWF: Gland.<br />
Tyler G (1987): Probable effects of soil acidification and nitrogen deposition on the<br />
floristic composition of oak (Quercus robur L.) forest. Flora 179, 165-170.<br />
Tyler G (1992): Storsvampfloran i den sydsvenska ädellövskogen.<br />
I: Mark- och floraförändringar i sydsvensk ädellövskog. Falkengren-Grerup U (red).<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 4061, pp 68-81.<br />
Tyler T & Olsson K-A (1997): Förändringar i Skånes flora under perioden 1938-1996<br />
– statistisk analys av resultat från två inventeringar. Svensk Botanisk Tidskrift 91, 143-185.<br />
[ 185 ]
12. Kritisk belastning<br />
– HUR GÅR VI VIDARE?<br />
*<br />
I Europa har det nu under cirka två årtionden pågått arbete för att minska de<br />
gränsöverskridande luftföroreningsutsläppen av svavel och kväve. För såväl<br />
försurning som eutrofiering har åtgärdsstrategierna i Europa varit inriktade<br />
på att uppnå effektbaserade miljömål med de mest kostnadseffektiva åtgärderna.<br />
Konceptet med kritisk belastning användes först inom de internationella<br />
förhandlingarna inför 1994 års Svavelprotokoll och senare för Göteborgsprotokollet<br />
(multieffektprotokollet) 1999. Man kan konstatera att kritisk<br />
belastning har varit enastående framgångsrikt som verktyg inom miljövårdsarbetet.<br />
För att avgöra hur stort nedfall av svavel och kväve som ett ekosystem förmår<br />
att ta hand om, utan att organismer i skog och sjöar skadas, har kritiska<br />
belastningsgränser utarbetats; i Sverige för skogsmark och sjöar. På liknande<br />
sätt har även kritiska nivåer för vegetation definierats för att avgöra hur stor<br />
exponering av olika luftföroreningar den kan utsättas för utan att skadas.<br />
Genom att jämföra kartor över kritisk belastning med motsvarande kartor över<br />
deposition av svavel och kväve kan man utläsa var och hur mycket kritisk<br />
belastning överskrids. I underlaget till protokollen har överskridandet av kritisk<br />
belastning använts som mått på miljöpåverkan.<br />
Då begreppet kritisk belastning skapades och beräkningsmodellerna formades<br />
rådde en allmän samsyn om att svavel- och kvävenedfallet var för stort<br />
och att det orsakade skador i miljön. Det var därför mest en fråga om hur radikalt<br />
utsläppen borde minska, och hur utsläppsminskningarna skulle fördelas<br />
mellan länderna. Nu har emissionerna – åtminstone av svavel – minskat<br />
väsentligt, och enligt Luftvårdskonventionens (CLRTAP) officiella beräkningar<br />
överskreds kritisk belastning för försurning 1990 på ca 16 % av Europas<br />
karterade yta, bestående främst av skogsmark, sjöar och hedar. För Sverige är<br />
[ 186 ]<br />
P WARFVINGE, U BERTILLS & C ÅGREN
motsvarande siffra också 16 %. Nationella beräkningar visar dock på ett överskridande<br />
på 40 % för 1990. I dag överskrids kritisk belastning på ca 20 % av<br />
arealen i Sverige.<br />
I flera områden i Sverige har nedfallet minskat så mycket att det närmar sig<br />
den kritiska belastningen, vilket medför att osäkerheter i bedömningen om<br />
eventuellt överskridande blir allt viktigare. Osäkerheter är förknippade med de<br />
modeller som används för beräkning av kritisk belastning och deposition, men<br />
också med val av kemiska kriterier och indata till modellerna av biologisk,<br />
kemisk, geografisk och klimatologisk karaktär.<br />
Kan vi utveckla våra<br />
beräkningsmetoder och modeller<br />
I förberedelsearbetet inför den översyn och revidering av internationella<br />
åtgärdsplaner – främst EUs utsläppstakdirektiv och Göteborgsprotokollet –<br />
som planeras ske runt år 2005 kommer man sannolikt fortfarande att utgå ifrån<br />
konceptet med kritisk belastning. Uppdaterade uppgifter om kritisk belastning,<br />
inklusive data med högre upplösning (från 150 km till 50 km rutstorlek),<br />
kommer dock att användas. Ansträngningar ska också göras för att med hjälp av<br />
dynamiska modeller beakta olika återhämtningstider.<br />
Inför kommande revideringar är det viktigt att utnyttja de erfarenheter<br />
som dragits av de gångna årens arbete med kritisk belastning i Sverige och<br />
internationellt, och att gå igenom de osäkerheter som föreligger i metoder<br />
och modeller samt hur dessa kan minskas.<br />
Biologiska indikatorer<br />
Biologiska indikatorer är en viktig utgångspunkt vid beräkning av kritisk<br />
belastning. Valet av biologiska indikatorer är ett aktivt ställningstagande,<br />
eftersom det innebär en grundläggande värdering av vad som ligger i begreppet<br />
en god miljö. Genom valet av indikatorerna för försurning, fiskpopulationer<br />
för sjöar och skogsträd för skogsekosystem, har man försökt att kombinera<br />
allmänintresse och lättbegriplighet med möjligheter att kvantifiera systemens<br />
känslighet.<br />
För svenskt vidkommande kan kanske valet av skogsträd för skogsekosystem<br />
ifrågasättas, eftersom det saknas odiskutabla belägg för att markförsurningen<br />
direkt har drabbat de svenska skogsträden. Däremot finns det<br />
[ 187 ]
elagt att försurning har påverkat t ex lavfloran. Man hade därför kunnat<br />
använda t ex påverkan på biologisk mångfald i allmänhet som indikator. Ett<br />
sådant val hade harmonierat med Riokonventionen om biologisk mångfald<br />
från 1992. Även om konceptet kritisk belastning inte förutsätter att ett överskridande<br />
direkt skall resultera i påvisbara miljöeffekter har avsaknaden av<br />
bevisade, direkt försurningsrelaterade skogsskador medfört debatt om just<br />
detta kriterium.<br />
För sjöar har valet av fisk som indikator allmänt accepterats. Rent allmänt<br />
är det dock tveksamt om man i första hand skall välja en indikator på en hög<br />
trofisk nivå. Om man valt mer allmänna mått på ett ekosystems produktivitet<br />
som mått på effekter hade man säkert fått andra effektsamband.<br />
Slutligen kan man naturligtvis ifrågasätta om det är nödvändigt att relatera<br />
känsligheten till en biologisk komponent i ekosystem. Om man istället<br />
hade valt kemiska indikatorer hade viktiga led i beräkningen av kritisk<br />
belastning förenklats. Man hade då närmat sig den ansats som använts i<br />
Bedömningsgrunder för miljökvalitet (<strong>Naturvårdsverket</strong>, 1999a), dvs hur stor<br />
avvikelse från ett ”normalvärde” som kan accepteras. Möjligen hade den<br />
vetenskapliga osäkerheten reducerats väsentligt, eftersom länken mellan<br />
kemiska förhållanden och biologiska effekter inte hade behövts kvantifieras.<br />
Å andra sidan finns det naturligtvis goda skäl att välja biologiska kriterier,<br />
eftersom ekosystemens långsiktiga produktionsförmåga och biologisk mångfald<br />
är prioriterade skyddsobjekt i miljöpolitiken (Prop 1997/98:145).<br />
Genom begränsningen av urvalet av biologiska indikatorer har man i<br />
Sverige även uteslutit vissa typer av ekosystem, t ex myrar, ängsmarker och<br />
hällmarker. Följdaktligen saknas i Sverige i dag nödvändiga underlagsdata för<br />
beräkningar för dessa ekosystemtyper.<br />
Kemiska kriterier och kritiska gränser<br />
Med hjälp av kemiska kriterier kan de kemiska förändringarna av försurande<br />
nedfall på mark och vatten kopplas ihop med de biologiska indikatorerna.<br />
Det innebär att mycket komplexa samband sammanfattas i ett enda tal; i sin<br />
tur en indikator som beskriver om ett ekosystem är skyddat eller hotat. Det<br />
är därför naturligt att de kemiska kriterierna och de kritiska gränserna har<br />
varit omdebatterade.<br />
Ett kemiskt kriterium skall ha stor inverkan på den kritiska belastningen.<br />
Det är ju ingen mening med att välja ett kriterium som inte påverkas av depo-<br />
[ 188 ]
sitionens storlek. Detta faktum medför dock att osäkerheter i det kemiska<br />
gränsvärdet fortplantar sig genom hela beräkningsprocessen. För skogsmark har<br />
effekterna av osäkerhet på beräknat överskridande illustrerats av Warfvinge &<br />
Sverdrup (1995), och i en djupare analys av Barkman (1998). För sjöar har en<br />
motsvarande analys gjorts av Henriksen m fl (1992).<br />
Så länge depositionen av försurande ämnen var hög jämfört med den kritiska<br />
belastningen, hade valet av kriterier mindre betydelse. Efterhand som<br />
belastningen på naturen minskar och depositionen närmar sig de kritiska<br />
belastningsgränserna blir frågan alltmer kritisk. Därför finns ett intresse för<br />
att ta fram och pröva nya kemiska kriterier (Nielsen & Lökke, 2001 UNECE<br />
2001a).<br />
Kriteriet för skogsmark – BC/Al-kvoten<br />
Kvoten mellan koncentrationerna av baskatjoner och aluminium i markvätskan<br />
har kopplats till påverkan på skogsträd. Att förhållandet mellan baskatjoner<br />
och aluminium valdes som kriterium berodde på att det under 1980talet<br />
kom fram nya resultat, främst grundade på laboratorieförsök, som visade<br />
på ett samband mellan kvoten mellan baskatjoner och aluminium och<br />
toxicitet på trädens rötter (se sammanställningar av Sverdrup (1993), Cronan<br />
& Grigal (1996)). Det har dock varit svårare att i naturen fastställa ett samband<br />
mellan kvoten och påverkan på träden. Användningen av kvoten har<br />
kritiserats (Högberg & Jensén, 1994; Lökke m fl, 1996) bl a med argumenten<br />
att träd kan etablera rotnära miljöer med en helt annan kemi än den i markvätskan<br />
i övrigt. Denna förmåga verkar mindre plantor i laboratoriemiljö<br />
sakna. I en nyligen publicerad rapport om Skogabyförsöket, beläget i en ung<br />
granskog, i södra Halland visas att kvoten BC/Al i mineraljorden var cirka 0,6.<br />
Behandling med kvävefritt gödselmedel ökade kvoten till långt över 1,0,<br />
men ökade inte trädtillväxten. Detta indikerar att kvoten skulle kunna sänkas<br />
för granskog (Persson & Nilsson, 2001).<br />
Vilka alternativ har då kommit fram? Faktum är att hittills har inga alternativa<br />
allmängiltiga och beräkningsbara samband tagits fram. Man kan naturligtvis<br />
hävda att det beror på att skogsträd inte påverkats av försurningsrelaterade<br />
betingelser såsom pH, aluminium etc. Vid ett internationellt möte i<br />
Köpenhamn 1999 (Nielsen & Lökke, 2001) föreslogs dock vissa alternativ,<br />
t ex pH i mineraljorden, halten av oorganiskt aluminium och basmättnadsgrad,<br />
men även att vidareutveckla det befintliga kriteriet till en artspecifik<br />
[ 189 ]
BC/Al-kvot. Det mest innovativa förslaget var att finna ett kriterium som<br />
kopplar till mykorrhizans funktion. Enligt vår bedömning kan inget av dessa<br />
förslag i dagsläget underbyggas bättre än BC/Al-kvoten. Vid en internationell<br />
workshop i York i mars 2001 (UNECE, 2001a) föreslogs basmättnadsgrad som<br />
ett potentiellt nytt kriterium.<br />
Kriteriet för sjöar – ANC<br />
Vattnets syraneutraliserande förmåga, ANC, har använts för att kvantifiera<br />
effekterna på fisk. Det kemiska gränsvärdet har, som framgår av kapitel 6,<br />
normalt satts till 20 µekv per liter. Gränsen grundas på data från Norge, där<br />
värdet relaterades till effekter på fiskpopulationer (Lien m fl, 1996). Genom<br />
att ANC används accepteras i praktiken ett brett intervall pH-värden i vatten.<br />
Medan 20 µekv per liter motsvarar pH 5,5–5,7 i klara vatten, kan pH vara ned<br />
mot 4,7 i humösa vatten vid 20 µekv per liter.<br />
För vissa, extremt känsliga sjöar är det kemiska kriteriet avgörande för det<br />
beräknade behovet av depositionsminskningar. Det kan därför finnas anledning<br />
att eventuellt sänka ANC-kriteriet för naturligt jonsvaga vatten.<br />
Samtidigt finns det indikationer på att ANC 20 µekv per liter är för lågt för<br />
att skydda känsliga fiskarter (Andersson, 2001).<br />
I försurningsforskningens barndom genomfördes ett stort antal ”bioassays”<br />
där fisk av olika ålder exponerades för olika kemiska betingelser.<br />
Exempelvis visade Brown (1982) att överlevnaden för öring kunde beskrivas<br />
i form av en responsyta som var en funktion av pH, kalciumhalt och halt av<br />
totalaluminium. Det intressanta i den nuvarande återhämtningsfasen är att<br />
kalciumhalterna nu gradvis minskar i takt med återhämtningen hos våra sjöar<br />
samtidigt som pH är relativt konstant.<br />
I en nyligen publicerad rapport (Laudon m fl, 2001) föreslås kvoten mellan<br />
ANC och halten vätejoner som alternativt mått på toxicitet för fisk i<br />
ytvatten. En intressent aspekt av att använda ANC/H-kvoten är att det sannolikt<br />
ger ytterligare argument för att eliminera även små överskridanden.<br />
Det beror på att ANC/H-kvoten ändrar sig mest i de vattenkemiska intervall<br />
där biologiska effekter uppkommer.<br />
Övergödning av mark och vatten<br />
Det svenska gränsvärdet för övergödning i skogsmark är inte direkt kopplad till<br />
effekt på någon enskild organismgrupp. Den högsta acceptabla kväveutlak-<br />
[ 190 ]
ningen skattas från en kritisk koncentration i markvattnet (0,3 mg kväve/l)<br />
som anses överstiga den naturliga halten, och som därför förväntas förändra<br />
vegetationen. Även läckaget som sådant är ett viktigt kriterium med tanke på<br />
behovet av att minska kvävebelastningen på havet.<br />
Utlakningen av kväve är kopplad till kol/kväve-kvoten i humuslagret, och<br />
C/N-kvoten har därför föreslagits som kemiskt kriterium för kritisk belastning<br />
för kväve. Detta kriterium förutsätter dock att dynamiska modeller<br />
används för beräkningarna.<br />
I sjöar och vattendrag har kväve kanske störst betydelse genom att det i<br />
vissa fall gynnar tillväxt av alger. Kritisk belastning för övergödning i ytvatten<br />
beräknas inte, då vi i dag saknar en tillförlitlig modell.<br />
I marina, och i synnerhet kustnära områden resulterar kvävetillskott i<br />
ökad primärproduktion. Eftersom detta har lett till ytterst allvarliga miljöstörningar<br />
är det viktigt att begränsa kväveutlakningen via våra flodsystem<br />
till haven. I MISTRA-programmet MARE som behandlar kostnadseffektiva<br />
åtgärder för närsaltbegränsning till Östersjön är målet att identifiera vilka<br />
näringsämnesnivåer som är kritiska i olika delar av ett ekosystem.<br />
Är beräkningsmodellerna tillräckligt bra?<br />
För att uppskatta den kritiska belastningen i Sverige har olika beräkningsmodeller<br />
använts; PROFILE för att beräkna försurning av skogsmark, SSWC och<br />
FAB för att beräkna försurning av sjöar. PROFILE har även använts för att<br />
beräkna kritisk belastning av kväve till skogsmark. Dessa metoder har beskrivits<br />
och diskuterats i kapitlen 5, 6, och 8.<br />
De kemiska beräkningsmodellerna är i princip skräddarsydda för beräkning<br />
av kritisk belastning, men inga modeller är naturligtvis perfekta vad gäller<br />
beskrivning av olika biogeokemiska processer. Trots detta är det få forskare som<br />
har intresserat sig för beräkningsmetodiken. Eftersom varje nation har frihet att<br />
välja metodik är det lite förvånande att inte fler modeller har tagits fram.<br />
Har vi tillräckligt bra dataunderlag?<br />
Beräkningsmodellerna SSWC, FAB och PROFILE behöver goda indata för<br />
att kunna användas för beräkning av kritisk belastning för ett specifikt ekosystem.<br />
För SSWC är databehovet mycket litet, medan PROFILE fordrar<br />
mycket detaljerade data om markens beskaffenhet, deposition m m.<br />
[ 191 ]
Indata till modellerna är svåra att ta fram på ett representativt sätt. I Sverige är<br />
också antalet provpunkter otillräckligt i flera regioner. Ett annat generellt problem<br />
är att vissa data finns tillgängliga för enskilda ekosystem, medan andra endast<br />
finns tillgängliga med låg upplösning. Därför finns behov av att ytterligare öka<br />
upplösningen i såväl kartläggningen av kritisk belastning som i depositionsdata.<br />
För att på ett statistiskt godtagbart sätt kunna beräkna kritisk belastning<br />
krävs minst 60 mätpunkter i varje beräkningsruta om 50 x 50 km (Barkman,<br />
1998). Detta uppfylls inte i Sverige, särskilt inte i norra delen av landet där antalet<br />
mätpunkter ligger på cirka 10 provpunkter per ruta. I Sverige finns förutsättningar<br />
för att öka antalet beräkningspunkter i skogsmark eftersom data i<br />
Ståndortskarteringen inte utnyttjas fullt ut. Det fordras dock en ganska stor ekonomisk<br />
insats för att komplettera vissa geokemiska data.<br />
En studie av Alveteg m fl (2000) visar att för beräkning av överskridande<br />
av kritisk belastning för försurning av skogsmark utgör de kemiska parametrarna<br />
den största osäkerheten i norra Sverige, medan depositionen var den<br />
stora osäkerhetskällan i södra Sverige. En minskning av osäkerheten kring<br />
kvoten BC/Al är viktig både för beräkning av kritisk belastning och dess överskridande<br />
och en minskning av osäkerheterna i näringsupptag och fallförna är<br />
viktiga för beräkning av kritisk belastning.<br />
Behov av förbättringar<br />
i kartläggningen av kritisk belastning<br />
Begreppet kritisk belastning innefattar i sig en lång rad begränsningar av vårt<br />
sätt att beskriva naturens respons på surt nedfall. Några viktiga aspekter i<br />
samband med de beräkningar som bör bearbetas inför revisionen av 1999 års<br />
Göteborgsprotokoll diskuteras nedan.<br />
Tidsaspekten<br />
Tidsfaktorn har hittills vanligtvis inte beaktats i kartläggningen av kritisk<br />
belastning, eller vid framtagandet av s k optimerade åtgärdsstrategier för<br />
Europa. Istället har kartläggningen av kritisk belastning avsett ett sluttillstånd<br />
som i praktiken bara kan uppnås efter en lång tids – sannolikt decenniers<br />
– konstant försurningspåverkan. Konceptet tar endast delvis hänsyn till<br />
risken för korttidseffekter, som t ex surstötsepisoder i vattendrag. Inte heller<br />
kan den traditionellt statiska beskrivningen av kritisk belastning svara på hur<br />
[ 192 ]
lång tid återhämtningsprocesser tar vid minskande nedfall i redan försurade<br />
ekosystem.<br />
Tidsaspekten borde kunna arbetas in i det internationella åtgärdsarbetet.<br />
Redan för 10 år sedan (Warfvinge m fl, 1992) lanserades begreppet ”target<br />
load”. Target load är ett depositionsscenarium som resulterar i att ett kemisk<br />
kriterium uppnås vid en viss tidpunkt. Det eleganta med konceptet är att det<br />
hanterar återhämtning för redan skadade ekosystem.<br />
Problemet med surstötar är starkt knutet till situationen under en mycket<br />
begränsad tidsperiod. Sannolikheten för surstötar och hur den utvecklas<br />
över tiden skulle kunna knytas till graden av markförsurning och depositionens<br />
storlek. Redskapen för detta finns bl a att hämta från Laudon m fl<br />
(2001). Exempelvis visar en nyligen utförd beräkning för Norrland att den<br />
observerade minskningen i deposition med 65 % sedan 1980-talet har lett till<br />
att arealen med antropogent betingade surstötsproblem har minskat med<br />
75 % (Laudon, opubl).<br />
För Sveriges del måste tidsaspekten beaktas när man tar fram nya åtgärdsstrategier<br />
om vi skall kunna argumentera för så långtgående åtgärder att sjöar<br />
även inom kraftigt försurade områden kan återfå naturliga organismsamhällen<br />
inom rimlig tid. Beräkningar av hur markkemin kommer att utvecklas i<br />
Sverige under nuvarande depositionsscenarier indikerar att återhämtningen<br />
kommer att gå mycket långsamt (Warfvinge & Bertills, 2000; Moldan, 1999),<br />
och att denna kvarstående effekt skulle kunna fördröja återhämtningen<br />
åtskilliga decennier. En återgång till ett kemiskt tillstånd hos marken som<br />
liknar förindustriella förhållanden förväntas inte inom 50 år. Detta faktum<br />
talar starkt för att tidsaspekten bör finnas med i underlaget inför översynen<br />
och revideringen av Göteborgsprotokollet och EU:s utsläppstakdirektiv.<br />
Valideringsproblemet<br />
Det är en utbredd missuppfattning att kemiska modeller för beräkning av kritisk<br />
belastning av principiella skäl inte kan valideras. Med validering menar man då<br />
att det går att visa att modellberäkningar stämmer överens med oberoende data,<br />
dvs data som inte använts för kalibrering av modellen.<br />
Valideringen av exempelvis PROFILE har gjorts genom att en dynamisk<br />
variant av modellen applicerats på tidsseriedata. Om modellens utdata stämmer<br />
med uppmätta data innebär det också att sluttillståndet – såsom det<br />
beräknas av PROFILE – kan antas stämma lika väl.<br />
[ 193 ]
Det finns en rad exempel på valideringsstudier (Warfvinge m fl,1998;<br />
Sverdrup & Warfvinge, 1993) Sammantaget visar dessa att de biogeokemiska<br />
modellerna är sunda, om än inte perfekta.<br />
SSWC-modellen har utvärderats (Rapp, 2001). I stora drag åskådliggjorde<br />
denna studie hur variationen i sjökemi mellan år ger upphov till olika bestämningar<br />
av förindustriell sjökemi och vittringshastighet. Detta i sig är inte konstigt<br />
men är ett problem eftersom den kritiska belastningen ska vara ett stabilt<br />
riktmärke över en lång tidsperiod. F-faktorn är den största osäkerhetskällan<br />
eftersom det är svårt att bestämma dess värde för de olika faserna i ett<br />
försurnings/återhämtningsförlopp. Emellertid finns det inte så stora systematiska<br />
avvikelser mellan SSWC-modellen och vattenkemiskt tillstånd att<br />
modellen inte skulle vara acceptabel att använda (Wilander, 2001).<br />
Modellerna skall kunna valideras ytterligare i takt med att tidsserierna<br />
inom miljöövervakningen blir längre. Vi tror att tidsserierna blir en guldgruva<br />
för bl a kommande generationer av biogeokemister!<br />
Viktiga framtidsfrågor<br />
I kommande revideringar av protokoll kommer sannolikt fler miljöeffekter än<br />
i dag att beaktas. Huvuddrivkraften för det internationella arbetet med luftföroreningar<br />
i Europa de närmast kommande åren kommer troligen att vara<br />
hälsofrågorna. Ökade insatser förutses kring partiklar i luft, metaller och organiska<br />
miljögifter. Marknära ozon kommer att vara en viktig regional fråga.<br />
Hotet mot den biologiska mångfalden och skogsmarkens långsiktiga produktivitet<br />
på grund av svavel- och kvävenedfall beräknas dock kvarstå efter 2010<br />
(Nordiska Ministerrådet, 2000).<br />
I Sverige bedöms inte situationen bli lika bra som Göteborgsprotokollet<br />
förespeglar, främst beroende på att beräkningarna av kritisk belastning inte<br />
beaktar att det tar tid för naturen att återhämta sig, att de kritiska belastningarna<br />
inte omfattar vattendrag med de surstötsepisoder som kan förekomma där<br />
och att vegetationen i vårt nordliga ekosystem kan vara särskilt känslig för kvävepåverkan.<br />
En annan bidragande orsak är skillnaderna mellan europeiska<br />
beräkningar med RAINS-modellen och nationella modeller, bl a avseende upplösning<br />
och depositionsdata (se sid 118–119). För att minskningar i nedfallet av<br />
försurande luftföroreningar skall ha en möjlighet att varaktigt minska surhets-<br />
[ 194 ]
graden i ytvatten och skogsmark måste även markanvändningen utformas på ett<br />
sådant sätt att en ökad försurning på grund av denna motverkas.<br />
Är miljön skyddad om kritisk belastning<br />
för försurning underskrids?<br />
Svaret på rubrikens fråga är ja för områden som ej redan är skadade, medan svaret<br />
är nej för ett stort antal ekosystem som redan uppvisar kraftig försurningspåverkan.<br />
Det är viktigt att framtida studier fokuserar på att bedöma hur stor<br />
del av de hotade och skadade ekosystemen som kommer att få ett reellt skydd<br />
respektive en tillräcklig återhämtning. År 2010 beräknas cirka 14 % av skogsmarken<br />
och 10 % av sjöarna överskrida kritisk belastning, och störst kvarstående<br />
överskridanden kommer att finnas i de södra delarna av Sverige.<br />
Fram till 2010 kommer graden av överskridande att minska väsentligt.<br />
Modellberäkningar visar i flera fall på överskridanden som är så små att osäkerheten<br />
i beräkningarna kan vara av betydelse för bedömningen. Samtidigt<br />
innebär osäkerheterna att det även kommer att finnas ekosystem som har för<br />
hög deposition trots att beräkningarna anger att de är skyddade. Begreppet<br />
”probability of exceedence” (Barkman, 1998) kan användas för att illustrera och<br />
kvantifiera effekterna av olika typer av osäkerheter. En samordnad osäkerhetsbedömning<br />
på europeisk nivå skulle visa vilka emissionsminskningar<br />
som skulle krävas för att reducera osäkerheterna om huruvida man når ner till<br />
kritisk belastning eller ej.<br />
Är miljön skyddad om kritisk belastning<br />
för övergödning i skogsmark underskrids?<br />
Ja, om allmän utlakning av kväve från skogsmark avses. Nej, om effekter på<br />
vegetationen avses. År 2010 beräknas 19 % av skogsmarken överskrida kritisk<br />
belastning med avseende på eutrofiering, merparten av dessa områden ligger<br />
i sydvästra Sverige.<br />
När nedfallet av kväve minskar, minskar kväveläckaget relativt snabbt. I<br />
ekosystem som under lång tid utsatts för hög kvävedeposition finns mycket<br />
kväve upplagrat i systemet, framför allt i markens organiska material. Detta kan<br />
leda till kväveläckage vid avverkning av skog. Markvegetationen reagerar långsamt<br />
på förändringar. Försök visar att det kan ta mer än 10 år innan en återhämtning<br />
kan ses hos vegetationen (Quist m fl, 2000).<br />
[ 195 ]
Vilka behov av ytterligare kunskap finns?<br />
I takt med att depositionen närmar sig de beräknade kritiska nivåerna kommer<br />
de åtgärder som behövs för att ytterligare reducera utsläppen blir allt mer<br />
kostsamma. Detta gör att högre krav kommer att ställas på det vetenskapliga<br />
underlaget.<br />
Några förslag på områden för fördjupade studier för att på ett säkrare sätt<br />
kunna bedöma det framtida försurnings- och övergödningsläget i Sverige diskuteras<br />
nedan.<br />
Fler beräkningspunkter<br />
I Sverige finns behov av att öka antalet beräkningspunkter, dvs de sjöar och<br />
lokaler på skogsmark för vilka kritisk belastning har beräknats. Förutsättningarna<br />
för detta är goda, eftersom data i Ståndortskarteringen och Riksinventeringen<br />
inte utnyttjas fullt ut. Det fordras dock en viss ekonomisk insats<br />
för att komplettera också med vissa geokemiska data. Vidare bör depositionsdata<br />
förbättras. Depositionsdatabasen har inte tillräcklig täckning och depositionen<br />
kan variera mycket beroende på bl a markanvändning och klimat.<br />
Fokusering på ”Hot spots”<br />
Vissa forsknings- och övervakningsinsatser bör fokusera på de regioner och<br />
ekosystem där risken är störst för kvarstående försurningseffekter. Det handlar<br />
om att identifiera ”hot spots” för försurning, där hög deposition sammanfaller<br />
med hög känslighet och värdefull natur, och rikta särskilda insatser mot<br />
dem. Det gäller speciellt för sydvästra Sveriges mest försurningskänsliga<br />
områden.<br />
Hur förändras markanvändningen?<br />
Sättet att bruka den svenska skogen kommer sannolikt att förändras. Drivkrafterna<br />
bakom detta är bl a betingade av viljan att så långt som möjligt säkerställa<br />
en hög biodiversitet och av förväntade klimatförändringar. Markens och<br />
avrinningsvattnets kemi kommer långsiktigt att påverkas kraftigt av såväl baskatjonupptag<br />
och -bortförsel som kväveomsättningen i skogarna. Det är därför<br />
viktigt att en analys av markanvändningens förändring och effekter inkluderas i<br />
det svenska arbetet med åtgärdsstrategier och återhämtning. Markanvändningen<br />
påverkar också depositionens storlek.<br />
[ 196 ]
Dynamisk modellering som komplement till kritisk belastning?<br />
Som påpekats tidigare är det av stor vikt att även naturens förmåga till återhämtning<br />
beaktas i de internationella förhandlingarna. Hittills har beräkningarna<br />
baserats på sambandet mellan utsläpp och potentiell risk för känsliga<br />
miljöer, uttryckt som kritisk belastning och överskridande. Kritisk belastning<br />
fungerar som en varning så länge ett överskridande finns, och talar om<br />
att belastningen måste minska. När depositionen nu minskar är det viktigt att<br />
inkludera aspekter som att processer i marken fördröjer återhämtningen.<br />
Framöver behöver analysen utvidgas till att omfatta tid, plats och omfattning<br />
av skadorna likaväl som förmåga till återhämtning beroende på minskad<br />
belastning. Såväl tidsplaner för som kvantiteter av minskade utsläpp bör<br />
vägas in i analysen. En sådan utveckling av angreppssättet kommer att kräva<br />
förbättrad kunskap om och hantering av risker. En ytterligare förbättring av<br />
analysen skulle vara att utvärdera samtidig påverkan av försurning, eutrofiering,<br />
marknära ozon, partiklar, tungmetaller, persistena (långlivade) organiska<br />
miljögifter och även klimat. Kritisk belastningskonceptet beräknas dock fortfarande<br />
spela en viktig roll med syftet att förhindra skador på lång sikt och att<br />
upprätthålla den biologiska mångfalden i naturliga eller semi-naturliga ekosystem<br />
(UNECE, 2001b).<br />
Två internationella workshops kring dynamisk modellering har arrangerats<br />
i Ystad, oktober 2000 (UNECE 2001c) och november 2001. Arrangör av<br />
dessa workshops har varit MISTRA-programmet ASTA som behandlar internationella<br />
och nationella åtgärdsstrategier för gränsöverskridande luftföroreningar.<br />
En manual för dynamisk modellering i skogsmark håller också på att utarbetas.<br />
Dynamiska modeller bygger på samma principer som statiska modeller,<br />
som PROFILE, dvs massbalanser, irreversibla reaktioner och jämviktsreaktioner,<br />
men innefattar även ändliga buffertprocesser och tidsberoende källor<br />
och sänkor såsom katjonutbyte, sulfatadsorbtion och kvävedynamik. Några<br />
av de dynamiska modeller som kan vara aktuella att använda framöver är:<br />
MAGIC (Model of Acidification of Groundwater in Catchments) (Cosby, 1985<br />
a och b), SAFE (Soil Acidification in Forest Ecosystems) (Warfvinge m fl,<br />
1993) och SMART (Simulation Model for Acidification´s Regional Trends)<br />
(de Vries m fl, 1989).<br />
[ 197 ]
Vilken vetenskaplig beredskap<br />
behövs för åtgärdsarbetet i Europa?<br />
Beräkning av kritiska belastningsgränser i Sverige och i övriga Europa blev<br />
möjligt inte minst genom svenska initiativ och genom en rad projekt finansierade<br />
av <strong>Naturvårdsverket</strong> från mitten av 1980-talet och framåt. På ett tidigt<br />
stadium (Nilsson, 1986; Nilsson & Grennfelt, 1988), framlade svenska forskare<br />
idén om kritiska belastningsgränser och hur konceptet skulle kunna<br />
tillämpas praktiskt. Tankarna utvecklades sedan vid internationella möten<br />
inom ramen för luftvårdskonventionen (CLRTAP). Genom samordnade, aktiva<br />
insatser av bland andra <strong>Naturvårdsverket</strong> och Nordiska ministerrådet kunde<br />
åtgärdsinriktad forskning fokuseras mot att stödja utvecklingen av kritisk<br />
belastningskonceptet, databaserna och beräkningsmodellerna. Detta arbete<br />
utgör ett gott exempel för hur vetenskaplig kompetens kan användas för att ge<br />
samhället beredskap att möta viktiga samhällsbehov inom miljöarbetet.<br />
De närmaste åren satsas väsentliga resurser i Europa på åtgärder för att<br />
minska emissionerna av svavel och kväve. I takt med att finansiering för<br />
forskningen omkring dessa problem minskar finns en risk för att motivationen<br />
för ett fortsatt europeiskt luftvårdsarbete också blir en fråga enbart för<br />
”de närmast sörjande”. Men ännu är försurnings- och luftvårdsfrågorna långt<br />
ifrån lösta. Därför behöves även framgent nya vetenskapliga underlag för att<br />
få väl grundade beslut. Den vetenskapliga beredskapen måste naturligtvis<br />
omfatta såväl naturvetenskaplig, teknisk som samhällsvetenskaplig kompetens.<br />
Det är också viktigt att luftvårdsarbetets vetenskapliga underlag utsätts<br />
för kritisk granskning.<br />
Helhetssynen på miljön och samhälle<br />
– en förutsättning för att komma vidare<br />
Sverige är bland de länder som kommer att ha störst kvarstående arealer med<br />
överskridande, och dessutom många ekosystem som är allvarligt påverkade.<br />
Därigenom har Sverige mycket att vinna på ytterligare reduktioner av utsläppen,<br />
utöver de som hittills överenskommits. Följaktligen har Sverige stort<br />
intresse av att vara pådrivande inför översyn och revision av såväl<br />
Göteborgsprotokollet som EU:s direktiv om nationella utsläppstak. Men det<br />
är viktigt att Sverige även driver andra miljöfrågor som på olika sätt kan bidra<br />
[ 198 ]
till att utsläppen av svavel- och kväveföreningar minskar. Ett exempel på en<br />
sådan fråga är klimatfrågan.<br />
Att uppnå politisk acceptans för åtgärder kräver ett gediget vetenskapligt<br />
underlag över luftföroreningarnas skadeverkningar, men framför allt genomtänkta<br />
och balanserade åtgärdsstrategier som bygger på en analys av kostnadseffektiviteten<br />
av olika åtgärder, dvs hur man uppnår mesta möjliga miljövinst<br />
till lägsta möjliga kostnad. Att få till stånd beslut som leder till att<br />
nödvändiga utsläppsbegränsande åtgärder genomförs förutsätter ett brett<br />
stöd, inte minst eftersom insatserna kostar pengar vilket i sin tur fördyrar<br />
energi, transporter, etc.<br />
Det är viktigt att lyfta fram, att alla de analyser som gjorts av kostnader och<br />
nytta av utsläppsbegränsande åtgärder i både EU och konventionen om långväga<br />
gränsöverskridande luftföroreningar, visar att vinsterna av att minska<br />
utsläppen är flera gånger större än kostnaderna. EU:s försurningsstrategi är<br />
ett exempel på en genomtänkt kombination av åtgärder, som lätt kan räknas<br />
hem ekonomiskt.<br />
Det är också viktigt att betona att åtgärder för att minska utsläppen av försurande,<br />
eutrofierande och ozonbildande luftföroreningar kommer att bidra till<br />
att lösa en rad andra problem. Detta är av särskilt stor vikt för att vidta åtgärder<br />
även i södra och östra Europa, där försurningen allmänt inte ses som något stort<br />
problem. I dessa länder är man däremot ofta mer bekymrade över höga halter<br />
av svaveldioxid, kväveoxider, fina partiklar samt ozon och de problem dessa<br />
orsakar, främst hälsoeffekter och skador på byggnader och material. I vissa länder<br />
är också oron stor över det stora kvävenedfallet och de skador på bl a den<br />
biologiska mångfalden som eutrofieringen orsakar i olika naturmiljöer, från<br />
skogar till kustområden.<br />
Mot bakgrund av de etappmål för 2010 som hittills övervägts inom det<br />
internationella förhandlingsarbetet, pekar gjorda analyser på att försurningen är<br />
drivande för krav på utsläppsminskningar för svavel och kväveoxider, medan<br />
ozonhalterna är drivande för kraven på VOC, och eutrofiering för ammoniak.<br />
Samtliga dessa miljöproblem orsakas av aktiviteter och processer som släpper<br />
ut svaveldioxid, kväveoxider, ammoniak och kolväteföreningar. Oavsett om<br />
syftet är att förbättra luftkvaliteten, stoppa eutrofieringen, eller eliminera försurningen,<br />
är åtgärderna i stora drag desamma. Om åtgärderna dessutom innefattar<br />
– eller leder till – minskad användning av fossila bränslen, bidrar de också<br />
[ 199 ]
till att minska utsläppen av växthusgasen koldioxid. En framgångsrik strategi<br />
mot försurning kräver därför både att åtgärderna ses i brett sammanhang tillsammans<br />
med övriga luftföroreningsproblem och att det finns en bred medvetenhet<br />
och acceptans hos både allmänhet och beslutsfattare.<br />
Referenser<br />
Alveteg M, Barkman A & Sverdrup H (2000): Integrated Environmental Assessment Modelling<br />
– uncertainity in Critical Load Assessments. Final report of the Swedish Subproject,<br />
EU/LIFE project. Reports in ecology and Environmental engineering 2000:1.<br />
Andersson H C (2001): Är nuvarande kritiskt kemiska värden relevanta för att bedöma<br />
försurningspåverkan på fisk i svenska sjöar? Institutionen för Miljöanalys,<br />
Sveriges lantbruksuniversitet, Rapport 2001:5.<br />
Barkman A (1998): Critical loads – assessment of uncertainty. Chemical engineering II,<br />
Lund University.<br />
Brown D (1982): The effects of pH and calcium on fish and fisheries.<br />
Water Air & Soil Pullution, 16, 343-351.<br />
Cosby B J, Hornberger G M, Galloway J N & Wright R F (1985a): Modelling the effects of acid<br />
deposition: Assessment of a lumped parameter model of soil and stremwater chemistry.<br />
Water Resour. Res, 1851-63.<br />
Cosby B J, Hornberger G M, Galloway J N & Wright R F (1985b): Modelling the effects of acid<br />
deposition: Estimation of long term Water quality responses in a small forested catchment.<br />
Water Resours. Res, 1591-1601.<br />
Cronan C S & Grigal DF (1995): Use of the calcium/aluminum ratios as indicators of stress<br />
in forest ecosystems. Journal of Environmental Quality 24, 209-226.<br />
Henriksen A, Kämäri J, Posch M & Wilander A (1992): Critical loads of acidity:<br />
Nordic surface waters. Ambio 21:356-363.<br />
Högberg P & Jensen P (1994): Aluminium and uptake of base cations by tree roots:<br />
A critique of the model proposed by Sverdrup et al. Water, Air, & Soil Pollution,<br />
75 (1-2), 121-125.<br />
Laudon H, Westling O, Poleo A & Vollestad A (2001): Naturligt sura och försurade vatten<br />
i Norrland. <strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5144.<br />
Lien L, Raddum G G, Fjellheim A & Henriksen, A (1996): A critical limit for acid neutralizing<br />
capacity in Norwegian surface waters, based on new analyses of fish and invertebrate<br />
responses. Science of Total Environment 177:173-193.<br />
Lökke H, Bak J, Falkengren-Grerup U, Finlay R D, Ilvesniemi H, Nygaard P H & Starr M<br />
(1996): Critical loads of acidic deposition for forest soils: Is the current approach adequate?<br />
A<strong>MB</strong>IO, 35 (8), 510-516.<br />
[ 200 ]
Lövblad G, Kindbom K, Grennfelt P, Hultberg H. & Westling O (1995): Deposition<br />
of acidifying substances in Sweden. Ecological Bulletins, Copenhagen, 44:17-34.<br />
Lövblad, G (1997): Depositionsuppskattningens inverkan på överskridande av kritisk belastning.<br />
IVL Rapport B 1276, IVL Svenska Miljöinstitutet AB.<br />
Lövblad G, Persson C & Roos E (2000): Base Cation Deposition in Sweden.<br />
Swedish Environmental Protection Agency. Rapport 5119.<br />
Moldan, P (1999): Reversal of soil and water acidification in SW Sweden, simulating the<br />
recovery process. Doctoral thesis, Silvestra 117, Umeå, Swedish University of Agricultural<br />
Sciences, Department of forest ecology.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> (1999a): Bedömningsgrunder för miljökvalitet – Skogslandskapet.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 4917.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> (1999b): Miljökvalitetsmål 7, Bara naturlig försurning.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5000.<br />
Nielsen K E & Lökke H (eds) (2001): Critical Loads Copenhagen 1999. Links between<br />
eutrophication and acidification of air, water and soil, ecological indicators of damage.<br />
Water Air & Soil Pollution: Focus Vol 1 No 1-2.<br />
Nilsson J (Ed) (1986): Critical loads for nitrogen and sulphur.<br />
Report from a Nordic working group. Nordiska Ministerrådet, Miljörapport 1986:11.<br />
Nilsson J & Grennfelt P (Eds) (1988): Critical loads for sulphur and nitrogen. Report from a<br />
workshop held at Skokloster, Sweden 19-24 March 1988. Nordiska Ministerrådet,<br />
Miljörapport 1988:15.<br />
Nordiska Ministerrådet (2000): Workshop on future needs for regional air pollution strategies.<br />
Saltsjöbaden 10-12 april 2000. Tema Nord 2000:557.<br />
Persson T & Nilsson L-O (2001): Skogabyförsöket – effekter av långvarig kväve-och svaveltillförsel<br />
till ett skogsekosystem. <strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5173.<br />
Prop. 1997/98:145. Svenska miljömål. Miljöpolitik för ett hållbart Sverige.<br />
Regeringens proposition 1997/98:145.<br />
Quist M, Berggren D, Persson T & Wright R (2000): Vad händer när kvävebelastningen<br />
minskar? I: Bertills U & Näsholm T (red). Effekter av kväve i svensk skogsmark.<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5066.<br />
Rapp L (2001): Critical Loads of Acid Deposition for Surface Water – Exploring existing models<br />
and a potential alternative for Sweden. Acta Universitatis Agriculturae Sueciae,<br />
Silvestria 207, Swedish University of Agricultural Sciences, Uppsala, Sweden.<br />
Sverdrup H (1993): The effects of soil acidification on the growth of trees, grass and herbs<br />
as expressed by the (Ca + Mg + K)/Al ratio. Chemical engineering II,<br />
Lund University, report 2:1993.<br />
Sverdrup H & Warfvinge P (1993): Calculating field weathering rate using<br />
a mechanistic geochemical model – PROFILE, Applied geochemistry 8:273-283.<br />
[ 201 ]
UNECE (2001a): Workshop on chemical criteria and critical limits. Summary report,<br />
Executive body for the convention on long-range transboundary air pollution,<br />
EB.AIR/WG.1/2001/13.<br />
UNECE (2001b): Draft long-term strategy of the effect-oriented activities. Executive body for<br />
the convention on long-range transboundary air pollution, EB.AIR/WG.1/2001/4.<br />
UNECE (2001c): Expert group meeting on dynamic modeling. Executive body for the<br />
convention on long-range transboundary air pollution, EB.AIR/WG.1/2001/11.<br />
Warfvinge P, Holmberg, M, Posch, M Wright, R F (1992):<br />
The use of dynamic models to set target loads. Ambio 5, 369-376.<br />
Warfvinge P, Falkengren-Grerup, U, Sverdrup, H, Andersen, B (1993): Modelling long-term<br />
cation supply in acidified forest stands. Environmental Pollution 80 1-14.<br />
Warfvinge P & Sverdrup H (1995): Critical loads of acidity to Swedish forest soils. Chemical<br />
engineering II, Lund University, report 5:1995.<br />
Warfvinge P, Aherne J & Walse C (1998): Forest ecology and management 101;143-153.<br />
Warfvinge P & Bertills U (red) (2000): Naturens återhämtning från försurning,<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong> Rapport 5028.<br />
Wilander, A (2001): How are results from critical load calculations reflected in lake water<br />
chemistry? I: Nielsen K E & Lökke H (eds) Critical Loads Copenhagen 1999.<br />
Links between eutrophication and acidification of air, water and soil, ecological indicators<br />
of damage. Water, Air and Soil Pollution: Focus 2001 (1-2) 525-532.<br />
de Vries W, Posch M & Kämäri J (1989): Simulation of the long term soil response to acid<br />
deposition in various buffer ranges. Water, Air and Soil pollution 78: 215-246.<br />
[ 202 ]
Författarnas adresser<br />
Mattias Alveteg<br />
Lunds tekniska högskola<br />
Avdelningen för Kemisk teknologi<br />
Box 124<br />
221 00 Lund<br />
Ingvar Andersson<br />
IVL Svenska Miljöinstitutet AB<br />
Box 470 86<br />
402 58 Göteborg<br />
Ulla Bertills<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong><br />
Miljöanalysavdelningen<br />
106 48 Stockholm<br />
Peringe Grennfelt<br />
IVL Svenska Miljöinstitutet AB<br />
Box 470 86<br />
402 58 Göteborg<br />
Gun Lövblad<br />
IVL Svenska Miljöinstitutet AB<br />
Box 470 86<br />
402 58 Göteborg<br />
Christer Persson<br />
SMHI<br />
601 76 Norrköping<br />
Håkan Pleijel<br />
Göteborgs universitet<br />
Avdelningen för tillämpad miljövetenskap<br />
Box 464<br />
405 30 Göteborg<br />
Lars Rapp<br />
Sveriges lantbruksuniversitet<br />
Institutionen för miljöanalys<br />
Box 7050<br />
750 07 Uppsala<br />
Lena Skärby<br />
Göteborgs universitet<br />
Botaniska institutionen<br />
Box 461<br />
405 30 Göteborg<br />
Håkan Staaf<br />
<strong>Naturvårdsverket</strong><br />
Naturresursavdelningen<br />
106 48 Stockholm<br />
Harald Sverdrup<br />
Lunds tekniska högskola<br />
Avdelningen för Kemisk teknologi<br />
Box 124<br />
221 00 Lund<br />
Per Warfvinge<br />
Lunds tekniska högskola<br />
Avdelningen för Kemisk teknologi<br />
Box 124<br />
221 00 Lund<br />
Anders Wilander<br />
Sveriges lantbruksuniversitet<br />
Institutionen för miljöanalys<br />
Box 7050<br />
750 07 Uppsala<br />
Christer Ågren<br />
Internationella försurningssekretariatet<br />
Box 7005<br />
402 31 Göteborg<br />
[ 203 ]
EKV 1<br />
Bilaga 1<br />
Beräkning av kritisk<br />
belastning för försurning<br />
L RAPP<br />
Här presenteras en härledning av de ekvationer som krävs för att beräkna kritisk<br />
belastning för skogsmark och ytvatten avseende försurning. Framställningen<br />
är speciellt avsedd för att illustrera den metodik som används i det<br />
europeiska luftvårdsarbetet, dvs kombinerad kritisk belastning av svavel och<br />
kväve till CL-funktionen. I stora drag kan dock beskrivningen tillämpas på<br />
andra sätt att definiera kritisk belastning, t ex CL(acidity).<br />
ANC-balans för en marklösning<br />
En laddningsbalans (ekv/l) kan ställas upp mellan de joner som finns<br />
i markvätskan, t ex den som lämnar en markprofil (De Vries, 1991):<br />
[ H ] [ Al]<br />
+ [ BC]<br />
+ [ NH ] = [ SO ] + [ NO ] + [ Cl]<br />
+ [ HCO ] + [ RCOO ]<br />
där<br />
+ 4<br />
4 3<br />
3<br />
Al : alla positiva aluminiumspecies, t ex Al 3+ , Al(OH) 2 + , Al(OH) 2+<br />
BC : baskatjoner, Ca 2+ , Mg 2+ , K + och Na +<br />
RCOO : organiska anjoner, RCOO -<br />
Vänsterledet utgörs av alla positiva joner och högerledet består av alla negativa<br />
joner av betydelse. Ekvationen gäller för ekvivalenter/l, dvs jonladdning<br />
multiplicerat med koncentration i mol/l. Ekvivalent är synonymt med mol c<br />
(antalet mol laddningar (charge)). Enheten för de komponenter som ingår i<br />
kritisk belastning brukar anges som ett flux (transport) och kräver kännedom<br />
om vattenflödet (avrinningen). Lämpliga enheter blir ekv/ha/år eller<br />
mmolc/m 2/år vilket förutsätts i det följande.<br />
[ 205 ]
EKV 2<br />
EKV 3<br />
Ett sätt att definiera en lösnings buffertkapacitet, ANC, (Acid Neutralising<br />
Capacity) är:<br />
ANC + RCOO - H -<br />
Suffixet ”le” står för utlakning (eng leaching).<br />
Om Ekv 1 kombineras med Ekv 2 måste också gälla att:<br />
ANC -<br />
Här baseras ANC på skillnaden mellan de konservativa jonerna, dvs de som<br />
inte ändrar sin laddning inom naturliga pH-intervall. Observera dock att ekvation<br />
2 och 3 är helt likvärdiga uttryck och det är alltid protonövergångar som<br />
ligger till grund för alla ANC-ändringar. Ekvation 3 är intressant eftersom det<br />
är enklare att bestämma joner som ej påverkas av pH. Om pH måste bestämmas<br />
är det dock nödvändigt att använda ekvation 2.<br />
Massbalanser över en markprofil<br />
En central del i formuleringen av kritiska belastningsgränser är att relatera<br />
depositionen till vad som återfinns i marklösningen. Detta möjliggörs genom<br />
att ställa upp massbalanser för de olika komponenterna i ekvation 3. Här innebär<br />
”massbalans” att källor och sänkor för de olika komponenterna identifieras.<br />
Som exempel visas hur detta går till för BC le :<br />
Inom den kemiska reaktionstekniken används massbalanser flitigt för<br />
kemiska reaktorer t ex tankreaktorn. Vi överför detta tillvägagångssätt på en<br />
markprofil, figur 1.<br />
Atmosfärisk deposition utgör inflödet av baskatjoner, BC dep. Vittring producerar<br />
baskatjoner till marklösningen, BC w, och baskatjoner försvinner från<br />
marklösningen genom näringsupptag (nettoupptag) i vegetation, BC u .<br />
Baskatjoner kan även bytas ut mot andra positiva joner (t ex H + och Al n+ )<br />
genom markens jonbytesreaktioner. Jonbytesreakioner kan gå i båda riktningar,<br />
dvs både tillföra och bortföra baskatjoner från marklösningen. Det<br />
som är intressant är förändringen i tiden, ∆EX (eng exchange). Slutresultatet av<br />
processerna är flödet av baskatjoner ut från markprofilen, BC le . Med tankreaktorn<br />
som modell är tillståndet i markprofilen exakt samma som tillståndet<br />
i utflödet.<br />
[ 206 ]<br />
le = HCO 3,<br />
le<br />
le = BCle<br />
+ NH 4,<br />
le - SO4,<br />
le - NO 3,<br />
le<br />
le<br />
le<br />
Al<br />
le<br />
Cl<br />
le
EKV 4<br />
EKV 5<br />
BC w<br />
*<br />
Emellertid ska jonbyte och andra kapacitetsprocesser ej ingå på grund av att<br />
beräkningarna förutsätter steady-state (se kapitel 5) varför massbalansen för<br />
baskatjoner förenklas till:<br />
BC = BC + BC -<br />
I det följande sätts massbalanser upp för resterande komponenter i<br />
ekvation 3:<br />
Klorid antas vara helt mobilt i marken samt att källor av klorid i marken saknas.<br />
Detta betyder att mängden klor som utlakas från marken motsvaras av<br />
allt klor i depositionen, ekvation 5.<br />
Cl Cl =<br />
le<br />
le<br />
BCdep<br />
w<br />
dep<br />
EX<br />
BILAGA 1, FIGUR 1<br />
BC le<br />
dep<br />
BC<br />
u<br />
Svavel deponeras som sulfat med nederbörden. Processer i marken kan innefatta<br />
vittring (till sulfat), adsorption (fastläggning), desorption (friläggning),<br />
BCu<br />
Massbalans för baskatjoner (BC) över en markprofil med total omblandning:<br />
BC dep + BC w - BC u = BC le + ∆EX<br />
Vid steady-state gäller:<br />
BC<br />
t<br />
= EX = 0<br />
BC<br />
= EX = 0<br />
t<br />
[ 207 ]
EKV 6<br />
EKV 7<br />
EKV 8<br />
EKV 9<br />
EKV 10<br />
immobilisering (fastläggning i biomassan t ex torv), mineralisering (inbyggt<br />
svavel i biomassan överförs till sulfat), utfällning, upptag (Karltun, 1995) och<br />
reduktion (t ex när SO 4 2- övergår till FeS, FeS 2 eller H 2 S). Några av dessa<br />
processer anses mindre viktiga (Johnson et al, 1979, Johnson et al, 1982,<br />
Johnson, 1984) och återigen antas att steady-state råder, varför massbalansen<br />
för sulfat blir:<br />
SO = S<br />
Kväve deponeras som NO 3 - och NH4 + och är ett viktigt näringsämne samt<br />
medverkar i flera markprocesser varvid den totala massbalansen (Umweltbundesamt,<br />
1996) blir:<br />
där<br />
Nfix = biologisk fixering av kväve<br />
Ni = immobilisering i rotzonen<br />
Nu = nettoupptag i biomassa<br />
Nde = kväveförlust till atmosfären genom denitrifikation<br />
Nad = adsorption, t ex NH +<br />
4 till lermineral<br />
Nbrand = kväveförlust via naturliga skogsbränder eller skogsbruk<br />
Neros = erosion<br />
Nvol = NH3-avgång till atmosfären<br />
Nle = total kväveutlakning från markprofilen<br />
Adsorptionstermen försvinner på grund av steady-state. Det är brukligt att<br />
sammanföra flera processer till en term, N i.<br />
N = N + N + N + N -<br />
i<br />
4,<br />
le<br />
N + N = N + N + N + N + N + N + N + N<br />
dep<br />
Den förenklade massbalansen för kväve blir:<br />
N = N + N + N + N<br />
dep<br />
Utlakning av ammonium kan ofta antas vara obetydlig på grund av upptag<br />
och nitrifikation (NH 4 + övergår till NO 3 - och 2H +) varför ekvation 9 förenklas,<br />
efter omskrivning, till:<br />
N = N - N - N -<br />
le = NO 3,<br />
l<br />
[ 208 ]<br />
i<br />
fix<br />
i<br />
dep<br />
fire<br />
u<br />
i<br />
dep<br />
u<br />
eros<br />
de<br />
i<br />
de<br />
vol<br />
le<br />
u<br />
N<br />
ad<br />
N<br />
fix<br />
de<br />
brand<br />
eros<br />
vol<br />
le
EKV 11<br />
EKV 12<br />
EKV 13<br />
Insättning av (4), (5), (6) och (10) i (3) ger:<br />
S + N - BC + Cl = BC - BC + N + N + N -<br />
dep<br />
Detta är fortfarande ett uttryck för ANC, ekvation 3, men nu är källor och<br />
sänkor identifierade för de olika komponenterna. Från denna förenklade<br />
ANC-balans kan kritisk belastning för skogsmark och ytvatten härledas.<br />
Kritisk belastning för skogsmark<br />
ANC-balansen, ekvation 11, utgör starten för beräkning av kritisk belastning<br />
för skogsmark avseende försurning. Nästa steg är att mer specifikt uttrycka<br />
den kritiska belastningen för S och N. Vi inför ANC le, crit den kritiska nivån<br />
av ANC i marklösningen vilken uppstår då svavel- och kvävenedfallet motsvarar<br />
den kritiska belastningen.<br />
Vi väljer också att den kritiska belastningen, CL, ska gälla för den antropogena<br />
depositionen, dvs nedfallet av havssalter ska hanteras som naturliga<br />
företeelser. Detta medför att de marina bidragen för depositionen ska subtraheras<br />
från den totala depositionen och ge den icke-marina depositionen<br />
(index *). Här antas att allt Na kommer från havssalter och att relationen mellan<br />
jonerna är den samma som i havet (UBA, 1996).<br />
Med ovan sagda modifieras ekvation 11 och den kritiska belastningen av svavel<br />
och kväve införs:<br />
CL(<br />
S + N)<br />
= BC - Cl + BC w - BCu<br />
+ Ni<br />
+ Nu<br />
+ Nde<br />
ANC le,<br />
crit<br />
Detta är ett uttryck för den maximala summan av svavel- och kvävenedfall som<br />
skogsmarken tål, dvs då ANC i markvätskan motsvarar ANC le, crit . Ett implicit<br />
antagande är att kvävenedfallet ej får vara mindre än kvävesänkorna (N i ,<br />
N u och N de ) samt att upptag av baskatjoner ej får vara större än deposition<br />
och vittring.<br />
Kväve har jämfört med svavel en komplicerad roll eftersom det har en<br />
helt annan dynamik i marken. Det är också viktigt att notera att depositionen<br />
av svavel inte kan kompenseras av kvävesänkorna. Med detta i åtanke kan vi<br />
bestämma den maximalt acceptabla S-depositionen, CL max (S), då kväve ej<br />
har en försurande effekt (Umweltbundesamt, 1996).<br />
CL<br />
max<br />
dep<br />
* *<br />
-<br />
dep dep<br />
*<br />
dep<br />
dep<br />
*<br />
dep<br />
dep<br />
( S ) = BC - Cl + BC - BC - ANC crit<br />
w<br />
w<br />
u<br />
u<br />
i<br />
le,<br />
u<br />
de<br />
ANC<br />
le<br />
[ 209 ]
EKV 14<br />
EKV 15<br />
EKV 16<br />
EKV 17<br />
Vi kan också tänka oss att kvävesänkorna fullständigt kan balansera kvävenedfallet<br />
vilket betyder att det finns en lägsta nivå av kvävenedfall som inte<br />
verkar försurande:<br />
CL min(<br />
N ) = Ni<br />
+ Nu<br />
+ Nde<br />
Av detta följer det högsta acceptabla kvävenedfallet, då svavelnedfallet är försumbart:<br />
CL ( N ) = CL N)<br />
+ CL ( S )<br />
Ekvation 13–15 utgör de färdiga uttrycken för kritisk belastning av skogsmark<br />
avseende försurning. Observera att ekvation 14 och 15 endast gäller då<br />
N-sänkorna ej beror av depositionen. Om så inte är fallet måste ekvation 14<br />
och 15 modifieras (UBA, 1996) för att ta hänsyn till depositionsberoendet.<br />
CL max(S), CL min(N) och CL max(N) utgör den aktuella skogsmarkens s k<br />
Critical Load function och är de parametrar som främst efterfrågas i de internationella<br />
arbetet. Critical Load function jämförs med den aktuella depositionen<br />
(N dep , S dep ) för att bestämma andelen (%) skyddad areal för ett område<br />
(se bilaga 2).<br />
Kritisk belastning för ytvatten (sjöar) - FAB/SSWC<br />
I förra avsnittet var systemgränsen (för vilken ekvationerna gäller) en markprofil<br />
eftersom kritisk belastning för skogsmark baseras på markkemin för<br />
enskilda skogsbestånd. Sjökemi, å andra sidan, är resultatet av ett antal processer<br />
integrerat över sjöns avrinningsområde som i detta fall blir systemgränsen.<br />
Vi utgår från Ekv 11 men tänker oss ett helt avrinningsområde.<br />
S + N - BC + Cl = BC - BC + N + N + N -<br />
dep<br />
max<br />
Vi erinrar oss, Ekv 4, att utlakning av baskatjoner är ett resultat av vittring,<br />
deposition och näringsupptag (vid steady state):<br />
BC = BC + BC -<br />
le<br />
dep<br />
w<br />
min(<br />
max<br />
dep<br />
dep<br />
dep<br />
BC<br />
u<br />
w<br />
Anledningen till denna omskrivning är att nuvarande beräkningsförfarande<br />
utgår från vad som finns i sjön i stället för vad som kommer från marken. En<br />
annan skillnad är att retention av svavel och kväve, S ret och N ret i sjön ingår.<br />
[ 210 ]<br />
u<br />
i<br />
u<br />
de<br />
ANC<br />
le
EKV 18<br />
EKV 19<br />
EKV 20<br />
EKV 21<br />
EKV 22<br />
Andelen av olika ägoslag inom avrinningsområdet måste uppskattas av flera<br />
skäl:<br />
1. Nu ska endast tillskrivas den andel av avrinningsområdet som är täckt<br />
med skog (f).<br />
2. Ni och Nde tillskrivs andelen fastmark.<br />
3. Sret och Nret tillskrivs andelen sjö (r).<br />
Med det ovan sagda kan ANC-balansen för ett avrinningsområde (Kämäri et<br />
al., 1992, Henriksen et al., 1993) uttryckas:<br />
Sdep + Ndep<br />
+ Cldep<br />
= f Nu<br />
+ ( 1 - r )( Ni<br />
+ Nde)<br />
+ r Nret<br />
+ r S ret + BCle<br />
- ANC le<br />
Detta uttryck är motsvarigheten till ekvation 11 (skogsmark) men modifierad<br />
för ett avrinningsområde.<br />
Med givna definitioner av f och r gäller också att 1-r-f motsvarar den del fastmark<br />
som inte är skogsmark, dvs öppet fält. Detta värde behövs för denitrifikationshastigheten,<br />
Nde som antages vara proportionell mot nettoinflödet av<br />
N enligt:<br />
fde(<br />
Ndep<br />
- Ni<br />
- Nu<br />
) för skogsmark<br />
Nde = { fde(<br />
Ndep<br />
- Ni<br />
) för öppet fält<br />
där fde är denitrifikationskonstanten (
EKV 23<br />
EKV 24<br />
EKV 25<br />
EKV 26<br />
<br />
där<br />
sN = massöverföringskoefficient för N (m/år)<br />
Q = avrinning (m/år)<br />
Retention av svavel i sjön formuleras på samma sätt som för N, med skillnaden<br />
att inga svavelsänkor i avrinningsområdet ingår i modellen, varför<br />
uttrycket blir:<br />
där<br />
<br />
N<br />
S<br />
=<br />
rS = <br />
ret<br />
=<br />
s<br />
s<br />
N<br />
S<br />
s<br />
+ Q / r<br />
s<br />
s<br />
N<br />
S<br />
S<br />
dep<br />
+ Q / r<br />
s S = massöverföringskoefficient för S (m/år)<br />
Vi inför den förindustriella koncentrationen av baskatjoner i sjön, [BC*] o .<br />
som bestäms med ekvation 26–28. Index ”t” och ”o” representerar nutida<br />
respektive förindustriell sjökemi. I förindustriell tid antages sjöns baskatjoner<br />
endast härröra från vittring och deposition. Den s k F-faktorn bestäms<br />
empiriskt och är ett mått på den andel av den antropogena S- och N-depositionen<br />
som neutraliserats av markens jonbytesreaktioner. Eventuell ändring<br />
i skogsbruk innefattas också i jonbytet. Detta tillvägagångssätt att bestämma<br />
[BC*] o med en faktor F härstammar från SSWC-modellen (Steady State Water<br />
Chemistry), (Henriksen et al., 1990, Henriksen et al., 1992, Henriksen et al.,<br />
1993). Den förindustriella koncentrationen av sulfat anses bestå av ett atmosfäriskt<br />
bidrag och ett geologiskt bidrag som är relaterat till koncentrationen<br />
av baskatjoner i sjön, ekvation 28. I litteraturen återfinns liknande empiriska<br />
samband som alternativ till ekvation 25–27 (Bernes, 1991; Henriksen et al.,<br />
1993; Wilander, 1994).<br />
BC<br />
F=<br />
*<br />
[ ] - BC<br />
t *<br />
[ ]<br />
o<br />
*<br />
[ SO4 ] + -<br />
[ NO<br />
t 3 ] - *<br />
[ SO<br />
t 4 ] - -<br />
[ NO<br />
o 3 ]<br />
o<br />
[ 212 ]
EKV 27<br />
EKV 28<br />
EKV 29<br />
EKV 30<br />
EKV 31<br />
EKV 32<br />
EKV 33<br />
F = sin<br />
för [BC*] t ≤ 400 µeq/l, (F=1 i övriga fall)<br />
Vi erinrar oss också (jfr skogsmark) att de marina bidragen ska subtraheras<br />
från alla joner i ANC-balansen. I detta fall görs detta med klorid som referens<br />
eftersom klorid ytterst sällan är en vittringsprodukt. En följd av detta är att<br />
Cl dep försvinner i ekvation 18. Vi kan nu uttrycka BC le - ANC le i ekvation 18<br />
med hjälp av avrinningen enligt:<br />
BC<br />
le<br />
-<br />
*<br />
[ BC ]<br />
2 t<br />
400<br />
*<br />
[ SO4 ] =5+0.05 • BC<br />
o *<br />
[ ]<br />
t<br />
ANC<br />
le<br />
Om Ekv 18–29 kombineras får vi följande förenklade uttryck:<br />
a SSdep +aNNdep =b1Nu +b2Ni +Q BC *<br />
( [ ] - [ A NC]<br />
o le)<br />
- BCu där (dimensionslösa)<br />
aS = 1-S aN = (1-fde (1-r))(1-N )<br />
b1 = f(1-fde )(1-N )<br />
b2 = (1-r)(1-fde )(1-N )<br />
*<br />
= Q(<br />
[ BC ] o - [ ANC]<br />
) - BCu<br />
Det kan tyckas som att N ret och N de har försvunnit i ekvation 29.<br />
Dessa kan dock härledas till:<br />
rNret = N ( Nu ( f • fde - f )+Ni (r-1+fde - r • f de )+Ndep (1 + r • fde - fde ) )<br />
(1 - r )(N i +N de )=N u (- f • f de )+ N i (1 - r - f de +r • f de )+N dep ( f de - r • f de )<br />
Vi inför den kritiska nivån av ANC i sjön som inte får underskridas, [ANC] limit<br />
vilken uppnås vid den kritiska belastningen av svavel- och kvävenedfall, dvs<br />
CL(S) och CL(N). Därmed är vi framme vid slututtrycket varifrån vi kan identifiera<br />
de specifika uttrycken för kritisk belastning.<br />
aSCL( S) + aN CL( N) = b1N u +b2Ni +Q BC *<br />
( [ ] - [ A NC]<br />
o limit ) - BCu le<br />
Eftersom svavelnedfall ej kan kompenseras av kvävesänkor blir det maximalt<br />
acceptabla svavelnedfallet:<br />
[ 213 ]
EKV 34<br />
EKV 35<br />
EKV 36<br />
CLmax (S) = Q BC *<br />
( ( [ ] - [ A NC]<br />
o limit)<br />
- BCu) /aS Kvävenedfallet kan helt balanseras av N-sänkorna till en nivå, CL min (N), som<br />
inte har en försurande effekt.<br />
CL N ) / a<br />
min ( N)<br />
= ( b1Nu<br />
+ b2<br />
Slutligen, om svavelnedfallet är försumbart blir det maximalt acceptabla kvävenedfallet:<br />
CLmax (N)= b1Nu +b2Ni +Q BC *<br />
( ( [ ] - [ A NC]<br />
o limit)<br />
- BCu) /aN Ekvation 34–36 är de färdiga uttrycken för kritisk belastning för sjöar avseende<br />
försurning. CL max (S), CL min (N) och CL max (N) utgör avrinningsområdets<br />
(inklusive sjö) CL-funktion.<br />
Referenser<br />
i<br />
Bernes C (1991): Försurning och kalkning av svenska vatten. Monitor 12, <strong>Naturvårdsverket</strong>.<br />
Henriksen A, Forsius M, Kämäri J, Posch M & Wilander A (1993): Exceedance of critical<br />
loads in Finland, Norway and Sweden: Reduction requirements for nitrogen and sulphur<br />
deposition. Oslo, Norway, Norwegian Institute for Water Research (NIVA): 46.<br />
Henriksen A, Kämäri J, Posch M & Wilander A (1992): Critical Loads of Acidity:<br />
Nordic Surface Waters. Ambio 21(5):356-363.<br />
Henriksen A, Lien L &Traaen, T S (1990): Critical loads for Surface Waters, Chemical Criteria for<br />
Inputs of Strong Acids. Oslo, Norwegian Institute for Water Research (NIVA), Norway: 45.<br />
Johnson D W (1984): Sulfur cycling in forests. Biogeochemistry 1:29-43.<br />
N<br />
Johnson D W, Cole D W & Gessel S P (1979): Acid precipitation & soil sulphate adsorption properties<br />
in a tropical and in a temperate forest soil. Biotropica 11:38-42.<br />
Johnson D W, Henderson G S, Huff D D, Lindberg S E, Richter D D, Todd P E & Turner J<br />
(1982): Cycling of organic and inorganic sulfur in a chestnut oak forest. Oeccologia 54:141-<br />
148.<br />
Karltun E (1995): Sulphate Adsorption on Variable-Charge Minerals in Podzolized Soils in<br />
Relation to Sulphur Deposition and Soil Acidity. Department of Soil Sciences.<br />
Uppsala, Swedish University of Agricultural Sciences: 149.<br />
Kelly C A, Rudd J W M, Hesslein R H, Schindler D W, Dillon P J, Driscoll C T, Gherini S A<br />
& Hecky R E (1987): Prediction of biological acid neutralisation in acid sensitive lakes.<br />
Biogeochem. 3:129-140.<br />
[ 214 ]
Kämäri K, Jeffries D S, Hessen D O, Henriksen A, Posch M & Forsius M (1992):<br />
Nitrogen Critical Loads and their Exceedance for Surface Waters. Critical Loads for Nitrogen<br />
– a workshop report. P Grennfelt & E Thörnelöf. Copenhagen, Nordic Council of Ministers,<br />
Denmark. Nord 1992:41:161-200.<br />
Posch M, Kämäri J, Forsius M, Henriksen A & Wilander A (1997): Exceedance for Lakes in<br />
Finland, Norway and Sweden: Reduction requirements for acidifying nitrogen and sulfur<br />
deposition. Environmental Management 21(2):291-304.<br />
Umweltbundesamt (UBA) (1996): Manual on methodologies and criteria for mapping<br />
critical levels/loads and geographical areas where they are exceeded.<br />
UN/ECE Conventionon Long-range Transboundary Air Pollution.<br />
Federal Environmental Agency (Umweltbundesamt), Texte 71/96, Berlin.<br />
Warfvinge P & Sverdrup H (1995): Critical Loads of Acidity to Swedish Forest Soils, Methods,<br />
data and results. Lund, Sweden, Lund University, Department of Chemical Engineering II.<br />
Wilander A (1994): Estimation of Background Sulphate Conentrations in Natural Surface<br />
Waters. Water, Air & Soil Pollution 75:371-378.<br />
de Vries W (1991): Methodologies for the assessment and mapping of critical loads and<br />
of the impact of abatement strategies on forest soils. Wageningen, The Netherlands,<br />
The Winand Staring Centre for Integrated Land, Soil and Water Research: 109.<br />
[ 215 ]
Bilaga 2<br />
”Ecosystem protection<br />
isolines” och viktning<br />
L RAPP<br />
Slutresultatet från beräkningarna för det europeiska luftvårdsarbetet föreligger<br />
som (för varje skogspunkt och varje sjö) den maximala försurningsbelastningen<br />
av svavel och kväve (CL max (S), CL max (N)) samt den undre gränsen<br />
av kvävebelastning (CL min (N)) som inte antas ha en försurande effekt.<br />
Eftersom kväve kan vara försurande på samma sätt som svavel finns det<br />
många möjliga kombinationer för hur den sammanlagda belastningen av svavel<br />
och kväve högst får vara. T ex kan det tillåtas en hög kvävebelastning om<br />
nedfallet av svavel kan begränsas till en låg nivå. Följdaktligen är det problem<br />
att hantera kritisk belastning för svavel respektive kväve var för sig när<br />
jämförelse mellan den aktuella depositionen ska göras. Därför behövs det en<br />
rutin för att samtidigt behandla alla möjliga kombinationer av svavel- och<br />
kvävedeposition så att det blir entydigt huruvida den kritiska belastningen<br />
överskrids eller inte (och hur mycket). Följande avsnitt beskriver den metodik<br />
som används för att framställa underlag för de internationella förhandlingarna<br />
för den kombinerade effekten av S och N.<br />
Ecosystem Protection Isolines<br />
För varje enskild beräkningspunkt (skogsyta/sjö) inom ett område har vi beräknat<br />
CL max (S), CL max (N) och CL min (N) som utgör varje punkts CL-function,<br />
figur 1. Linjen beskriver alla kombinationer av S- och N-deposition som motsvarar<br />
den kritiska belastningen. Ett depositionspar (N dep , S dep ) på eller innanför<br />
linjen betyder därför att den kritiska belastningen ej överskrids. Alla andra<br />
fall medför att den kritiska belastningen överskrids.<br />
[ 216 ]
1000<br />
CLmax(S)<br />
750<br />
500<br />
Sdep *<br />
250<br />
n=1<br />
Deposition>CL<br />
Deposition
S dep<br />
*<br />
1200<br />
1000<br />
800<br />
600<br />
400<br />
200<br />
na kan vi säga att andelen skyddad areal i EMEP-rutan är mellan 50 och<br />
95 %. I praktiken konstrueras många isolinjer (t ex för p = 0,05, 0,1, 0,15–1,00)<br />
för varje EMEP-ruta för att mer exakt bestämma andelen skyddad areal.<br />
Metodik för viktning av sjöar och skogsmark<br />
Metoden bygger på att sjöar ock skogsmark har samma betydelse. Viktningen<br />
har gjorts för lika stora områden (NILU-rutor). Alla sjöar får samma vikt<br />
medan skogsytorna viktas inbördes enligt riktlinjer från Ståndortskarteringen.<br />
För varje NILU-ruta har 10 % area subtraherats för att ta hänsyn<br />
till städer, vägar och annan yta som inte representerar ekosystem. Detta betyder<br />
att de resultat som Sverige levererar gäller för 90 % av Sveriges yta.<br />
Metodiken leder fram till följande ekvationer för en NILU-ruta där det finns<br />
både sjöar och skogsmark:<br />
[ 218 ]<br />
Dep1<br />
e<br />
Dep2<br />
Dep3<br />
n = 25<br />
5 percentil<br />
50 percentil<br />
(median)<br />
0<br />
1000 200 400 600 800 1000<br />
Ndep 1200 1400 1600<br />
BILAGA 2, FIGUR 3<br />
Konstruktion av ecosystem protection isolines. Som exempel visas resultatet för 5 och 50<br />
percentilerna. De tre depositionsparen DEP1-3 motsvaras av att mer än 95, 50–95 och mindre<br />
än 50 % av arealen är skyddad.
EKV 1<br />
EKV 2<br />
ws = A •<br />
NILU 0.90<br />
2 • ns wf = wi • A •<br />
NILU 0.90<br />
där<br />
ws , wf = vikt för enskild sjö respektive skogsyta (m2 )<br />
ANILU = area för NILU-ruta (m2 )<br />
ns , nf = antal sjöar och skogsytor<br />
wi = vikt för enskild skogsyta enligt Ståndortskarteringen (m2 )<br />
Referenser<br />
nf<br />
2 • wi i=1<br />
Posch M, de Smet, P A M, Hettelingh J-P, & Downing R J (1995):<br />
Calculation and mapping of Thresholds in Europe – Status Report 1995. Bilthoven,<br />
National Institute of Public Health and Environmental Protection (RIVM): 198.<br />
[ 219 ]
EKV 1<br />
EKV 2<br />
EKV 3<br />
Bilaga 3<br />
Beräkning av vittringshastighet<br />
för sjöar<br />
L RAPP<br />
Vittringshastigheten för en sjös avrinningsområde beräknas från nutida sjökemi<br />
och empiriska samband.<br />
Den nutida halten av baskatjoner, exklusive havssalter, [BC*] t , antas vara<br />
effekten av vittring (BC w ), deposition (BC* dep ), jonbyte (∆EX, engelska<br />
exchange) och näringsupptag som bortförs med avverkning (BC u ):<br />
BC *<br />
*<br />
[ ] = ( BC<br />
t w +BCdep+ EX - BCu ) / Q<br />
där Q är avrinning<br />
I förindustriell tid (index o) antas halten baskatjoner, [BC*]o, endast härröra<br />
från vittring och deposition:<br />
BC *<br />
[ ] = ( BC<br />
0 w +BCdep) / Q<br />
Skogsbruket förutsätts ha varit försumbart i förindustriell tid samt även att<br />
steady-state råder, varför upptag och jonbyte av baskatjoner ej inkluderas i<br />
ekvationen. Dessutom antas att deposition och vittring av baskatjoner ej har<br />
förändrats sedan förindustriell tid.<br />
Om ekvation 1 och 2 kombineras framgår det att skillnaden mellan den förindustriella<br />
och den nutida halten av baskatjoner härrör från jonbyte samt<br />
skogsbrukets bortförsel av baskatjoner:<br />
BC *<br />
[ ] - BC<br />
t *<br />
[ ] = ( EX - BC<br />
0 u)<br />
/ Q<br />
*<br />
Den förindustriella halten av sulfat, [SO 4 * ]o , antas bestå av ett atmosfäriskt<br />
och ett geologiskt bidrag som är relaterat till koncentrationen av baskatjoner<br />
i sjön:<br />
[ 220 ]
EKV 4<br />
EKV 5<br />
EKV 6<br />
EKV 7<br />
*<br />
[ SO4 ] =5+0.05 • BC<br />
o µekv/l<br />
Vi inför F-faktorn, som anger kvoten mellan förändringen i koncentration<br />
av icke-marina baskatjoner och sulfat plus nitrat från förindustriell tid till<br />
idag:<br />
*<br />
[ ]<br />
t<br />
F=<br />
[ BC ] -<br />
t<br />
[ BC ]<br />
o<br />
*<br />
[ SO4 ] +<br />
t<br />
-<br />
[ NO3 ] -<br />
t<br />
*<br />
[ SO4 ]<br />
o<br />
där<br />
[SO *<br />
4 ]t = nutida halt av sulfat exklusive havssalter<br />
[NO3 ] = nutida halt av nitrat<br />
För att kunna lösa ekvationssystemet måste F-faktorn ges ett värde. Olika<br />
förslag återfinns i litteraturen. I denna rapport beräknas F-faktorn enligt:<br />
F = sin<br />
*<br />
[ BC ]<br />
2 t<br />
400<br />
* *<br />
för [BC*]t ≤ 400 µekv/l, (F = 1 i övriga fall)<br />
Om ekvation 4 och 6 sätts in i ekvation 5 kan [BC*] o beräknas. Därmed är<br />
vittringshastigheten, BC w , bestämd i ekvation 2:<br />
BCw = BC o<br />
* [ ] . - BC<br />
Q *<br />
dep<br />
ekv/ha.år<br />
[ 221 ]
KRITISK BELASTNING, eller ”hur mycket tål naturen”, har<br />
utvecklats till ett effektivt verktyg i arbetet med att minska<br />
utsläppen av luftföroreningar i Europa. Målet för luftvårdsarbetet<br />
med försurande ämnen, både inom EU och FN:s<br />
luftvårdskonvention, är att reducera utsläppen så långt att<br />
nedfallet når ned till de kritiska belastningarna.<br />
I rapporten beskrivs hur kritisk belastning och dess överskridande<br />
beräknas och karteras, resultaten och osäkerheterna.<br />
Vidare redovisas hur resultaten används som underlag<br />
för internationella avtal och vilka resultat detta kan<br />
komma att ge i form av utsläppsminskningar och effekter i<br />
miljön.<br />
Rapporten är av särskilt värde inför vidare arbete med miljömålen<br />
BARA NATURLIG FÖRSURNING och INGEN ÖVERGÖD-<br />
NING.<br />
RAPPORT 5174<br />
ISSN 0282-7298<br />
ISBN 91-620-5174-1