3. Försurningsutvecklingen – effekterna och dess konsekvenser
3.1 Effekter i sjöar och vattendrag
Från senare hälften av 1980-talet har depositionen av främst svavel minskat kraftigt vilket lett till en förbättring av tillståndet i sjöar och vattendrag. Andelen sjöar som överskrider kritisk belastning för försurning har minskat från 51 % år 1980 till 33 % år 1990, och till 17 % år 1997.
Den senaste riksinventeringen år 2000 av sjöar och vattendrag visar att 10 % av sjöarna är försurade, beräknat med dagens bedömningsgrunder och att återhämtningen sker främst i de mest försurningsdrabbade områdena. Andra undersökningar visar att surstötar i norra Sverige idag orsakas främst av naturliga processer och att det finns indikationer på att halterna av oorganiskt aluminium inte alltid kan kopplas till försurningspåverkan. Denna särskilda utvärdering av försurningsutvecklingen utifrån Riksinventeringens data, referenssjöar och vattendrag visar på flera svagheter inom den nationella miljöövervakningen och dagens bedömningsgrunder för försurning:
• klimatvariationer gör att ”ögonblicksbilder”, som Riksinventeringen representerar, är svåra att använda för tidsmässiga jämförelser
• Riksinventeringen av vattendrag omfattar inte försurningskänsliga storleksklasser, och andelen försurad sträcka rinnande vatten går inte att beräkna idag
• surstötsinventeringar saknas i de nationella miljöövervakningsprogrammen
• mätning av halter av oorganiskt aluminium, som ger de största försurningsrelaterade biologiska skadorna och är direkt kopplat till åtgärder som kalkning, ingår inte standardmässigt i referenssjöar och vattendrag och inte heller i kalkade ytvatten
• bedömningsgrunderna fungerar inte på ett tillförlitligt sätt, vilket exempelvis indikeras av att bedömningen av andelen naturligt sura vatten varierar påtagligt beroende på väderleken tiden före provtagning
3.1.1 Bedömning av försurningspåverkan
För att kvantifiera av människan orsakad försurningspåverkan på sjöar och vattendrag av sur deposition jämförs dagens surhetstillstånd med en trolig förindustriell situation. Det förindustriella tillståndet beräknas utgående från dagens vattenkemi och empiriska samband. I Bedömningsgrunderna för sjöar och vattendrag25 beskrivs försurningspåver- kan (avvikelsen från det förindustriella tillståndet) med fem påverkansklasser, definierade som olika kvoter mellan nutida och förindustriell alkalinitet (tabell 3.1).
25 Naturvårdsverket (1999): Bedömningsgrunder för miljökvalitet, sjöar och vattendrag. Naturvårdsverket
Tabell 3.1 Försurningspåverkan, klassning definierad som avvikelse från jämförvärde enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder.
Klass Benämning Nutida alkalinitet1
/Förindustriellt jämförvärde
Motsvarande pH-skillnad
1 Obetydlig försurning > 0,75 < 0,1
2 Måttlig försurning 0,50–0,75 0,1–0,3
3 Kraftig försurning 0,25–0,50 0,3–0,6
4 Mycket kraftig försurning 0,10–0,25 0,6–1,0
5 Extremt kraftig försurning < 0,10 > 1,0
1 (alk/alk0 för alk>0,01 mekv/l)
Sjöar och vattendrag i klasserna 2-5 definieras som försurade enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder. I bedömningsgrunderna utgår man från alkalinitet som kemiskt kriterium, medan ANC (Acid Neutralizing Capacity) används i det internationella arbetet inom Luftkonventionen (CLRTAP) vid beräkning av kritisk belastning. Skillnaden mellan de två sätten att uppskatta vattnens buffertkapacitet är att alkalinitet främst är ett mått på kolsyrasystemets neutralisationsförmåga medan ANC beaktar både kolsyrasyste- mets och de organiska syrornas (humussyror) syra-basegenskaper. Humussyror är svaga organiska syror som förbrukar alkalinitet och sänker pH, men de ger en basisk reaktion gentemot starka syror och neutraliserar t.ex. svavelsyra som tillförs via sur deposition. ANC tar följaktligen hänsyn till de alkalinitets- och pH-variationer som orsakas av skillnader i humushalt, vilket innebär att man kan separera naturlig surhet från sur deposition. Detta är inte möjligt då alkalinitet används eftersom humushalten påtagligt varierar både i tid och rum.
Eftersom klassningen av försurningspåverkan baseras på kvoten mellan dagens till- stånd och det s.k. naturliga tillståndet (förindustriella jämförvärdet) har det i humösa vatten med mycket organiska syror stor betydelse om man väljer alkalinitet eller ANC som bedömningsgrund. Många svenska sjöar och vattendrag är tämligen humusrika och därför beskrivs försurningsstatusen i det följande både i termer av alkalinitet och ANC. Naturligt sura sjöar har definierats som sjöar med pH-värde under pH 6 i förindustriell tid. Denna grupp omfattar dels humusrika sjöar och dels sjöar med naturligt mycket låg salthalt. De senare saknar teoretiska förutsättningar för hög buffertkapacitet oavsett om den mäts som alkalinitet eller ANC eftersom de har allt för låga halter baskatjoner. De humösa vattnen har oftast betydligt högre ANC än alkalinitet, men ett lågt pH. pH-värdet påverkas dessutom påtagligt av koldioxidtrycket i vattnet. Vid beräknandet av förindust- riellt pH antas att koldioxidtrycket varit detsamma som idag.
Delmålet för sjöar, högst 5 % av människan försurningspåverkade sjöar år 2010, avser andelen kvarvarande försurningspåverkade sjöar större än 4 hektar. Sjöar som kalkas ingår således inte i kategorin försurningspåverkade, utan ska redovisas separat (se ex. tabell 3.3)
3.1.2 Riksinventeringar och tidsserier i referenssjöar och vattendrag
Miljöövervakningen av sjöar och vattendrag omfattar dels Riksinventeringar som utförts med ungefär 5-års intervall sedan början på 1970-talet och dels referenssjöar och
vattendrag med provtagning 3-12 gånger per år sedan 1984. De senare mätningarna utgör underlag för att bl.a. beskriva tidsmässiga trender.
Den senaste riksomfattande inventeringen av sjöar och vattendrag utfördes under hösten år 2000 (RI 2000). Totalt insamlades prover från 3464 sjöar över hela landet varav 931 var kalkade eller kalkpåverkade. Liksom vid Riksinventeringen 1995 (RI 1995) ingick endast sjöar större än 4 hektar. Vid RI 1995 (RI 1995) insamlades prov från 4108 sjöar varav 915 var kalkade eller kalkpåverkade. Sjöarna utgör ett slumpmässigt urval utgående från SMHI: s sjöregister. För att inte de vanligaste förekommande, små sjöarna skall dominera urvalet gjordes en stratifiering med avseende på storleksklasser. Därmed insamlades prov från en större andel av de större och oftast viktigare sjöarna. Vidare gjordes en länsvis stratifiering så att en större andel sjöar valdes i mer påverkade områden. En korrigering för detta har senare gjorts.26 Urvalsförfarandet gör att vi kan beräkna förhållandena för hela Sveriges sjöpopulation, vilken uppgår till knappt 60 000 sjöar större än 4 hektar.
Vid de två senaste riksinventeringarna insamlades även prov från ca 700 vattendrag. Även dessa utvaldes slumpmässigt ur två storleksklasser (15 – 50 respektive 50 – 250 km2) av SMHI: s delavrinningsområden. Det gjordes således restriktioner i storlek och därmed kan förhållandena för samtliga svenska vattendrag inte statistiskt beräknas.
För att i tiden kunna följa bl.a. försurningsutvecklingen i sjöar och vattendrag genom- förs ett övervakningsprogram omfattande ca 100 sjöar och 50 vattendrag. Dessa utgör referensstationer till vatten som kalkats eller påverkas av annan mänsklig aktivitet. Prov insamlas från sjöarna ca 4 gånger per år och månadsvis i vattendragen.
3.1.3 Surhets- och försurningstillståndet i sjöar Specialstudie
År 2000 hade knappt 10 % av sjöarna i Riksinventeringen ett pH 5,6, vilket klassas som mycket surt enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder. Ytterligare 14 % av sjöarna klassades som sura (5,6<pH 6,2) och 17 % som måttligt sura (6,2<pH 6,5).
Baserat på alkalinitet återfanns 12 % av sjöarna i klassen ingen eller obetydlig buffert- kapacitet (Alk 0,02), 8 % i klassen mycket svag buffertkapacitet (0,02<Alk 0,05) och 18 % i klassen svag buffertkapacitet (0,05<Alk 0,10).
Av tabell 3.2 framgår att både alkalinitet och pH var lägre år 2000 jämfört med vid 1995 års inventering. Sulfatkoncentrationerna var dock betydligt lägre år 2000 jämfört med 1995, vilket innebär att både alkaliniteten och pH skulle ha ökat om baskatjon- och humushalten varit konstanta. Det var de dock inte utan baskatjonhalterna (BC) var lägre och TOC-halterna högre vid RI 2000 jämfört med vid RI 1995. Orsaken till dessa skillnader var den extremt stora nederbördsmängden år 2000 framförallt i den sydvästra delen av Sverige, vilket spädde ut baskatjonerna och ökade tillförseln av humus (tabell 3). Det senare ledde till att ANC blev något högre i de suraste sjöarna (5-percentil) år 2000 jämfört med 1995. Under dessa förhållanden är det endast ANC som antyder den återhämtning som trots allt sker i vattnen.
26 Rapp L & Wilander A (2002): Utvärdering av RI 2000 och RI 1995 med särskild hänsyn till försurning,
Tabell 3.2 Surhetstillstånd (pH), buffertkapacitet (alkalinitet och ANC), halten baskatjoner BC) organiskt material (TOC) och sulfat (SO4) i samtliga provtagna sjöar vid
RI95 och RI00. 5, 50 respektive 95-percentilen anger att 5 %, 50 % resp 95 % av sjöarna har lägre halter än den angivna. n =totala antalet sjöar
Parameter Percentil (%) RI 1995 (n=4108) RI 2000 (n=3464) pH 5 5.6 5.2 50 6.8 6.6 95 7.7 7.6 Alkalinitet (µekv/l) 5 4.0 -14 50 153 126 95 1376 1137 ANC (µekv/l) 5 41 48 50 229 233 95 1766 1257 BC (µekv/l) 5 96 95 50 398 368 95 2777 2107 TOC (mg/l) 5 1.8 1.6 50 7.5 9.8 95 18 24 SO4 (µekv/l) 5 21 15 50 82 58 95 397 334
Beräknat för samtliga Sveriges sjöar27, finner man att andelen försurningspåverkade, okalkade sjöar (de sjöar som delmålet gäller för) utgjorde 10 % av Sveriges sjöar år 2000 baserat på alkalinitet som kemiskt kriterium och 3 % baserat på ANC (tabell 3.3). Beräknat på alkalinitet har andelen försurningspåverkade, okalkade sjöar minskat från 13 % 1995 till 10 % år 2000. Motsvarande förändring baserat på ANC är från 5 % 1995 till 3 % år 2000. Detta indikerar att den beräknade försurningspåverkan ger ett mer robust mått på försurningsutvecklingen i tiden än vad enstaka kemiska parametrar kan visa.
Summerar man antalet okalkade, försurningspåverkade (baserat på alkalinitet) sjöar med antalet kalkade sjöar finner man att år 2000 var 25 % av sjöarna försurade eller åtgärdade. Motsvarande värde är 21 % om ANC används som kemiskt kriterium. De kalkade sjöarna utgjorde 15 % respektive 18 % av antalet sjöar (>4 ha) år 1995 respektive år 2000.
De naturligt sura sjöarna (förindustriellt pH mindre än 6,0) utgjorde vid RI 2000 24 % av Sveriges sjöar (tabell 3.4). Även de naturligt sura sjöarna kan vara försurningspåver- kade. Med alkalinitet som kemiskt kriterium och beräknat enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder beräknades 57 % av de naturligt sura sjöarna vara försurade vid RI 2000. Motsvarande andel var 27 % beräknat med ANC. Den markanta skillnaden i
27 Rapp & Wilander (2002): Utvärdering av RI 2000 och RI 1995 med särskild hänsyn till försurning,
resultat mellan beräkningsmetoderna beror främst på att hösten år 2000 var extremt nederbördsrik, vilket ökade tillförseln av humussyror (TOC) som förbrukade alkalinitet. ANC påverkades i motsatt riktning och ökade något istället (se ovan). I tabell 3.3 återfinns de naturligt sura sjöarna under såväl de opåverkade, försurningspåverkade som de kalkade.
Tabell 3.3 Andelen försurade och okalkade sjöar, kalkade och kalkningspåverkade sjöar samt opåverkade sjöar (>4 ha) beräknade utgående från alkalinitet (NV be- dömningsgrunder) respektive ANC vid riksinventeringarna 1995 och 2000.
Kemiskt kriterium
Alkalinitet ANC
Delpopulation sjöar 1995 2000 1995 2000 Försurade okalkade sjöar1 13 % 10 % 5.3 % 3.1 %
Kalkade sjöar 15 % 15 % 18 % 18 %
Opåverkade sjöar 72 % 75 % 77 % 79 %
1 Delmålet gäller dessa sjöar
Andelen naturligt sura sjöar är inte konstant, som man skulle kunna förvänta sig, mellan de båda inventeringarna, eftersom man använder sig av uppmätt vattenkemi för att beräkna det förindustriella pH-värdet. Vid ökat ANC orsakad av tillförsel av humus blir pH alltid lägre, vilket leder till fler sjöar med ett skattat förindustriellt pH lägre än 6, dvs. kriteriet för naturligt sura sjöar. Detta är huvudorsaken till att fler sjöar blir klassade som naturligt sura vid RI 2000 jämfört med vid RI 1995. En sjö kan följaktligen klassas som naturligt sur ett nederbördsrikt år (RI 2000) med stor tillförsel av humus, medan den inte klassas som det ett mer nederbördsfattigt år (RI 1995) då det förindustriella pH-värdet oftare styrs av vätekarbonatsystemet. Om man istället för förindustriellt pH använder förindustriellt ANC som kriterium för att klassificera naturligt sura sjöar minskar detta problem påtagligt. Valet av kemiskt kriterium är avgörande för resultatet.
Tabell 3.4 Andelen naturligt sura sjöar1 (>4 ha) i Sverige vid riksinventeringarna 1995 och 2000.
Naturligt sura pH förind < 6 Delpopulation sjöar 1995 2000
Naturligt sura sjöar 12 % 24 %
1 Andelen naturligt sura sjöar definieras som sjöar med ett förindustriellt pH lägre än 6,0 (pHFörind<6), vilket
beräknats utgående från ANC och TOC. Även kalkade och kalkningspåverkade sjöar, som hade ett förindustriellt pH<6, ingår i beräkningen. För närmare beskrivning av beräkningsmodellerna se Rapp & Wilander (2002).
Regionala variationer
Figur 3.1 Andelen opåverkade, försurade och kalkade sjöar i Västra Götaland, Västman- lands län samt Västerbottens län i enlighet med Naturvårdsverkets bedöm- ningsgrunder och baserat på alkalinitet.
Försurningsläget varierar i Sverige, vilket översiktligt framgår av resultat för tre valda län i figur 3.1. Försurningspåverkan, mätt som alkalinitet enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder, är störst i Västra Götaland vilket är väntat eftersom syrabelastningen är störst där. I Västerbotten, där syrabelastningen är låg, blir andelen påverkade sjöar lägst medan situationen i Västmanland är något bättre än den i Västra Götaland men väsentligt sämre än den i Västerbotten. I Västra Götaland, Västmanland och Västerbotten utgör andelen kvarvarande försurningspåverkade sjöar 33 %, 24 % respektive 13 % och andelen kalkade sjöar utgör 37 %, 36 % respektive 7 %. Som framgår av tabell 3.6 återfinns i norra Sverige inga kraftigt försurade sjöar.
Halter av oorganiskt aluminium
Aluminium i oorganisk form är starkt toxiskt för gälandande organismer t.ex. fisk och en del bottenlevande djur. Oorganiskt aluminium är dessutom den aluminiumform som har den största potentialen för att orsaka biologiska skador i svenska ytvatten. Det oorganiska aluminiumets löslighet i vatten minskar med stigande pH-värde, vilket innebär att en återhämtning från försurning borde leda till sjunkande halter. Bilden kompliceras av att oorganiskt aluminium komplexbinds till organiskt material (humus), vilket minskar metallens toxicitet i humösa vatten.
Vid riksinventeringarna 1995 och 2000 bestämdes halten oorganiskt aluminium i ett urval sjöar och från 535 av dem finns resultat från bägge mättillfällena. Tabell 3.5 visar att halten oorganiskt aluminium var högre år 2000 jämfört med 1995.
Tabell 3.5 Andelen undersökta sjöar vid riksinventeringen 1995 och 2000 (535 sjöar) med halter av oorganiskt aluminium överskridande 25 µg/l respektive 75 µg/l samt med pH< 6. Samtliga sjöar ingick i båda inventeringarna.
Parameter Gränsvärde Andel av undersökta sjöar 1995 2000
Oorganiskt Al >25 µg/l 17 % 26 %
>75 µg/l 6 % 9 %
I 17 % respektive 26 % av sjöarna uppmättes halter över 25 µg/l, vilket är en nivå där man kan förvänta sig skador på lax och mört. Orsaken till att fler sjöar hade högre halter oorganiskt aluminium år 2000 jämfört med 1995 är sannolikt att fler sjöar också hade pH- värden under 6. Nederbördens betydelse för pH-värdena år 2000 har tidigare berörts (se ovan). Sambandet mellan oorganiskt aluminium och pH respektive TOC vid riksinventer- ingen 2000 framgår av figur 3.2. Det finns inte några enkla samband vare sig för pH eller TOC, men resultaten visar att höga halter oorganiskt aluminium kan uppträda både vid låga pH-värden och höga TOC-halter. Så bör det vara med avseende på pH eftersom låga pH-värden främst uppträder i vatten med höga TOC-halter. Utgående från TOC är det dock anmärkningsvärt att det kan förekomma höga halter oorganiskt aluminium vid TOC- halter på 30-40 mg/l. Huvuddelen av aluminiumet borde vara komplexbundet till humus, d.v.s. i organisk form. De höga halterna oorganiskt aluminium vid höga TOC-halter kan vara en artefakt orsakad av analysmetoden. Aluminium-humuskomplexens bindnings- styrka varierar. Det medför att en del organiskt bundet aluminium kan registreras som oorganiskt aluminium med den analysmetod som använts vid riksinventeringarna. Den starka katjonbytare som används för att separera oorganiskt från organiskt aluminium kan ”dra loss” komplexbundet aluminium28. Problemet torde vara särskilt uttalat i humösa vatten. Man kan ur detta material inte dra slutsatsen att halten oorganiskt aluminium ökar p.g.a. försurning. De högre halterna är troligen kopplade till högre halter organiskt material.
Figur 3.2 Sambanden mellan koncentrationen oorganiskt Al och pH (vänster) respektive TOC (höger). Potentiellt toxiska nivåer för känsliga organismer (25 µg/l) och mindre känsliga organismer (75 µg/l) är inlagda i figuren. Data från RI 2000. Referenssjöar - trender
Försurningen är en trög process tack vare att den sura depositionens effekter på ytvatten är så beroende av buffertmekanismer i marken i tillrinningsområdet. Detsamma gäller för återhämtningen. Trots de stora minskningarna i deposition sedan 1980-talet dröjde det därför fram till 1990-talet innan man kunde notera en förbättring av surhetstillståndet i stor skala. Tyvärr är det svårt att hitta långa tidsserier av vattenkemi med god kvalitet från
28 Lydersen & Löfgren (2000): Vad händer när kalkade sjöar återförsuras? En kunskapsöversikt och
försurningskänsliga vatten. De stora miljöövervakningsprogrammen av sötvatten som startade under 1960-talet omfattade bara stora sjöar och flodmynningar där försurnings- problemen oftast är obefintliga.
Referenssjöarna med långa tidsserier är på intet sätt representativa för alla Sveriges sjöar. De valdes ut för att vara referenssjöar främst till kalkningsobjekt och är därför relativt små, jonsvaga sjöar i skogslandskapet, utan alltför höga halter av humus. De flesta sjöarna ligger dessutom i södra halvan av Sverige. Referenssjöarna kan därför sägas spegla försurningskänsliga sjöar i Sverige.
Det var först i början av 1980-talet som övervakning av försurningskänsliga referens- sjöar och referensvattendrag kom igång. Försurningsfasen har vi därför dålig kunskap om, medan däremot återhämtningen är bättre dokumenterad.
Resultaten från 67 referenssjöar redovisas i figur 3.3. Av denna framgår att för de två grupperna av sjöar med de lägsta pH-värdena (pH<5,0 n=12 och pH 5,0-5,5 n=16) steg pH-värden under det senaste decenniet med i medeltal ca 0,2 enheter. Man kan naturligt- vis inte förvänta sig att fortsatta förändringar sker med denna hastighet. Sjöar med högre pH-värden visar som väntat, på mindre förändringar. ANC används som ett mått på förändringar i sjöarnas surhetstillstånd eftersom man i början av mätperioden inte titrerade aciditet (negativ alkalinitet vid pH=5,6) i de sura vattnen. Det innebär att mätvärden saknas i början på mätperioden då aciditet/alkalinitet används. Förändringar framträder nu tydligare med undantag för den suraste gruppen där perioden 1991-94 uppvisar högre ANC än under senare år. Orsaken till denna avvikelse är oklar. Modellsi- muleringar antyder att de suraste sjöarna är naturligt sura och därmed aldrig kan erhålla särskilt högt ANC eller pH (jfr. kapitel 5.1.1).
Figur 3.3 Förändringar i pH och ANC (medelvärden) för fyra grupper av referenssjöar med olika pH-värden under perioden 1990-2001.
Delar man upp referenssjöarna på tre geografiska områden med olika hög deposition finner man att trenderna var likartade i alla tre områdena med avseende på pH, alkalinitet och ANC. pH-värdena steg med ungefär 0,02 enheter/år, alkaliniteten uppvisade mycket små förändringar, medan ANC steg med ca 0,003 mekv/l, år i sydvästra Sverige och med ca 0,002 mekv/l, år i resten av landet. Återhämtningen från försurning, mätt som ökat ANC, var tydligen något snabbare i de mest försurningsdrabbade områdena av landet.
Den positiva bilden av en snabbare återhämtning i den försurningsutsatta, sydvästra delen av Sverige får man även om man jämför perioden 1990 - 95 med 1996 - 2001 och
klassificerar försurningspåverkan (utgående från alkalinitet) i enlighet med Naturvårds- verkets bedömningsgrunder. Andelen sjöar i avvikelseklass 1 (obetydlig försurning) ökade från ca 10 % till det dubbla ca 20 % under 1990-talet i sydvästra Sverige (tabell 3.6). Samtidigt minskade andelen sjöar i klass 5 (extremt kraftig försurning) nästan till hälften. Andelen försurningsklassade sjöar minskade från 90 % till knappt 80 %. Förändringarna i mellersta och norra delen av landet var mindre påtagliga, men trenden tyder på minskad försurning även där.
Tabell 3.6 Försurningspåverkan, baserat på alkalinitet och i enlighet med Naturvårdsver- kets bedömningsgrunder, i referenssjöarna fördelade på tre regioner och två
tidsperioder. Andel av undersökt antal sjöar.
Region Period Klass 1 Klass 2 Klass 3 Klass 4 Klass 5 Försurade Klass 2-5 Antal sjöar Sydväst 1990–1995 10 % 19 % 22 % 14 % 35 % 90 % 55 ” 1996–2001 21 % 22 % 22 % 16 % 20 % 79 % Mellersta 1990–1995 43 % 27 % 7 % 8 % 15 % 57 % 34 ” 1996–2001 45 % 28 % 11 % 13 % 3 % 55 % Norra 1990–1995 94 % 6 % 2 % 6 % 23 ” 1996–2001 92 % 7 % 1 % 8 %
Tyvärr utförs inte aluminiumspeciering i referenssjöarna, vilket innebär att data saknas på oorganiskt aluminium. Norska studier har dock visat att halterna gått ned i takt med att sjöarna återhämtar sig från försurningen29.
I Sverige har den syralösliga fraktionen av aluminium mätts, vilket ofta utgör nästan allt aluminium som finns i provet. Baserat på dessa resultat kan man konstatera att någon enstaka referenssjö uppvisat minskande aluminiumhalter. För 40 referenssjöar med pH- värde <6,0 ökade istället halten syralösligt aluminium med i medeltal 16 µg/l mellan perioderna 1990–95 och 1996–2001. Den ökade tillförseln av organiskt material är sannolikt förklaringen.
Osäkerheter
Under år 2003 beräknas revideringen av Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för försurning i ytvatten påbörjas. Revideringen har tillkommit utifrån behov för kalknings- verksamheten och miljömålsarbetet. En annan orsak till revisionen är att Sverige skall implementera EU: s ramdirektiv för vatten. Enligt detta direktiv har Sverige och övriga medlemmar tagit på sig att utarbeta klassificeringssystem där man kan jämföra dagens mänskligt påverkade tillstånd med ett ursprungligt referenstillstånd. Om dagens tillstånd avviker påtagligt från referenstillståndet skall riktvärden för miljökvalitet (miljömål) fastställas och åtgärdsprogram upprättas av vattenmyndigheterna för att nå miljömålet. 29
Skjelkvåle B L, Henriksen A, Faafeng B, Fjeld E, Traaen T S, Lien L, Lydersen E, Buan A K (1996): Regional lake survey 1995. A water chemical survey of 1500 Norwegian lakes. The national monitoring programme for long-range transported air pollutants. Norwegian State Pollution Control Authority, Report 677/96, 73 pp.
Klassificeringssystemet måste följaktligen kunna skilja ut naturliga sura vatten från mänskligt försurade, för att Sverige skall kunna leva upp till EU-direktivets intentioner