I likhet med försurningen är den mest omfattande påverkan av eutrofierande kvävenedfall koncentrerad till landets södra och sydvästra delar. Möjligen är denna geografiska fördelning mer accentuerad när det gäller eutrofieringseffek- terna än när det gäller försurningseffekterna. Kväveföroreningarna, särskilt ammonium som dessutom inte förväntas minska särskilt mycket, har ett i genomsnitt kortare transportavstånd än svavel. Det betyder också att inhemska källor är viktigare för kvävedepositionen än för svaveldepositionen, särskilt i lan- dets sydligaste delar. Här har i vissa begränsade områden kväveläckage från skogsmark till grundvatten konstaterats. I dessa starkt eutrofierade områden kan man vänta sig att en måttlig minskning av kvävenedfallet inte leder till en nämn- värt förbättrad situation. I kvävefattiga ekosystem, t ex odlingslandskapets ogödslade fodermarker och vissa typer av myrar, är det stor risk att kvävenedfal- let även i fortsättningen kommer att leda till en försämring av förutsättningarna för många arter.
Det förefaller troligt att den koncentration av problemen med försurning och eutrofiering i landmiljön till sydligaste och sydvästra Sverige som funnits även tidigare kommer att förstärkas. I de känsligaste ekosystemen i detta område kommer försurningen att fortsätta att förvärras. I något mindre käns- liga områden bedöms belastningen att ligga kvar nära, men strax under, den som i dag bedöms kritisk, vilket gör att återhämtningen kommer att gå mycket sakta. Kvävebelastningen kommer i detta område att vara fortsatt hög med påföljd att hotet mot naturvärden i flera olika typer av ekosystem kom- mer att förstärkas. I stora delar av övriga Sverige verkar det troligt att försur- ningspåverkan kommer att minska betydligt. Den lokala variationen i belast- ning och känslighet måste ändå hela tiden beaktas när riskerna för försurning och eutrofiering skall bedömas. Riskområden i dessa avseenden finns fortfa- rande över en stor del av Sverige.
Slutsatser
Försurningen kommer fortsatt att påverka biologin i vissa sjöar och vatten- drag år 2010, främst i sydvästra Sverige.
Övergödning kommer att påverka växter och djur i skogsekosystemet mer än försurningen år 2010. Situationen kan i vissa områden komma att fort- sätta förvärras genom fortsatt kväveackumulation, trots viss minskning i nedfallet.
För de områden där fortsatt överskridande av kritisk belastning förväntas, främst i sydvästra Sverige, borde man identifiera de sällsynta arter och viktiga naturmiljöer som är försurningskänsliga och har sin utbredning koncentrerad till dessa områden.
Skördeuttagets inverkan på försurningsstatus måste bevakas hårdare i framtiden, inklusive dess möjliga effekter på ekosystemens kvävebalans och på biologisk mångfald.
Kalkning och vitalisering av mark, som nu diskuteras att ske i större skala, främst i de mest försurade delarna av södra Sverige, kan i sig ha negativa effekter på biologisk mångfald och kan även ha en eutrofierande effekt som även den kan påverka artsammansättningen i ekosystemen. Det är viktigt att bevaka eventuella risker för sällsynta arter av växter och djur i detta sammanhang.
Referenser
Aerts R & Berendse F (1988): The effect of increased nutrient availability on vegetation dynamics in wet heathlands. Vegetatio 76, 63-69.
Aerts R, Berendse F, de Caluwe H & Schmitz M (1990): Competition in heathland along an experimental gradient of nutrient availability. Oikos 57, 310-328.
Ahlström J, Degerman E, Lindgren G & Lingdell P-E (1995): Försurning av små vattendrag i Norrland. Naturvårdsverket Rapport 4343.
Alenäs I, Degerman E & Henrikson L (1995): Liming strategies and effects: the River Högvadsån case study. In: Henrikson L & Brodin Y W (1995): Liming of acidified Surface waters. A Swedish synthesis, Springer-Verlag, Berlin Heidelberg. ISBN 3-540-58505-2. p. 363-374. Andersson B I, Alenäs I & Hultberg H (1984): Liming of a small acidified river (River Anråseån)
in southwestern Sweden, promoting successful reproduction of Sea trout (Salmo trutta L). Rep Inst Freshw Res. Drottningholm, 61:16-27.
*
*
*
*
*
Appelberg M, & Aldén U (1992): Integrerad uppföljning av kalkningens effekter på sjöar och vattendrag – en treårsrapport. Info. Sötvattenlaboratoriet, Drottningholm, nr 4:1992. p.1-60.
Appelberg M, Lingdell P-E & Andrén C (1995): Integrated studies of the effects of liming acidified waters (Iselaw-programme). Water, Air and Soil Pollution, 85: 883-888. Aronsson M, Hallingbäck T & Mattsson J-E (1995): Rödlistade växter i Sverige 1995.
ArtDatabanken, Uppsala.
Bengtsson R (1998): Sjöhjortronet; till hjälp i miljöövervakningen? I: Persson G, Bringmark E & Wiederholm T (red), Sjöar & vattendrag, Årskrift från miljöövervakningen 1996. Institutionen för Miljöanalys och Naturvårdsverket, ISBN 91-620-4853-8. p 46-53. Bernes C (red) (1994): Biologisk mångfald i Sverige – En landstudie. Naturvårdsverket,
Monitor 14.
Bjärnborg B (1983): Dilution and acidification effects during the spring flood of four Swedish mountain brooks. Hydrobiologia, 101: 19-26.
Bobbink R, Hornung M & Roelofs J G M (1998): The effects of air-borne nitrogen pollutants on species diversity in natural and semi-natural European vegetation – a review. Journal of Ecology 86, 717-738.
Brandrud T E & Roelofs J G M (1995): Enhanced growth of the macrophyte Juncus bulbosus in S Norwegian limed lakes, A regional survey. Water, Air and Soil Pollution, 85, 913-918. Degerman E & Lingdell P-E (1994): Phisces – fisk som indikator på lågt pH.
Inf Inst Freshw. Res. Drottningholm, nr 1:1994. p 37-54.
Degerman E, Fogelgren J E, Tengelin B & Thörnelöf E (1986): Occurrence of salmonid parr and eel in relation to water quality on the west coast of Sweden. Water, Air, and Soil Pollution, 30: 665-671.
Falkengren-Grerup U (1992): Mark- och floraförändringar i sydsvensk ädellövskog. Naturvårdsverket Rapport 4061.
Falkengren-Grerup U, Brunet J & Quist M E (1995): Sensitivity of plants to acidic soils exemplified by the forest grass Bromus benekenii. Water, Air and Soil Pollution 85, 1233-1238.
Falkengren-Grerup U (1998): Nitrogen response of herbs and graminoids in experiments with simulated acid soil solutions. Environmental Pollution, 102 Suppl. No 1, 93-99.
Falkengren-Grerup U, Ericson L, Gunnarsson U, Nordin A, Rydin H & Wallén B (2000): Förändras floran av kvävenedfallet? I: Effekter av kvävenedfall på skogsekosystem. Bertills U & Näsholm T (red). Naturvårdsverket Rapport 5066.
Fiskesjö A-L & Ingelög T (1985): Floran och försurningen – Effekter av SO2och NOx, Kunskapsöversikt och tänkbara åtgärder för terrester flora (kärlväxter, mossor och lavar). Naturvårdsverket Rapport 11.
Gralén H, Hultengren S & Pleijel H (2000): Lavar & luftkvalité, Utveckling i Västra Götalands län 1986-98. Naturcentrum AB: Övervakningsprogram – Lavar & luftkvalité,
Gunn J, Keller W, Negusanti J, Potvin R, Beckett P & Winterhalder K. (1995): Ecosystem recovery after emission reductions: Sudbury, Canada. Water, Air and Soil Pollution, 85, 1783-1788.
Gunnarsson U (2000): Vegetation changes on Swedish mires. Effects of raised temperature and increased nitrogen and sulphur influx. Dissertation, Acta Universitatis Upsaliensis, Uppsala Universitet.
Gärdenfors U (1987): Impact of airborne pollution on terrestrial invertebrates, with particular reference to molluscs. SNV Report 3362. 115 pp.
Hallingbäck T (1986): Lunglavarna, Lobaria, på reträtt i Sverige.
Svensk Botanisk Tidskrift 80, 373-381.
Hallingbäck T (1989): Bokfjädermossa, Neckera pumila, en försurningshotad mossa.
Svensk Botanisk Tidskrift 83, 161-173.
Hallingbäck T & Olson K (1987): Lunglavens tillbakagång i Skåne. Svensk Botanisk Tidskrift 81, 103-108.
Hawksworth D L & Rose F (1970): Qualitative scale for estimating sulphur dioxide air pollution in England and Wales using epiphytic lichens. Nature 227, 145-148. Hedenäs L & Kooijman A (1996): Förändringar i rikkärrsvegetationen SV om Mellansjön
i Västergötland. Svensk Botanisk Tidskrift 90, 113-121.
Henrikson L (1996): Acidification and liming of freshwater ecosystems
– Examples of biotic responses and mechanisms. Dissertation, Animal Ecology, Dep Zoology, University of Gothenburg. ISBN 91-628-1993-3. 73 pp.
Houdijk A I F M, Verbeek P J M, Van Dijk H F G & Roelofs J G M (1993):
Distribution and decline of endangered herbaceous heathland species in relation to the chemical composition of the soil. Plant and Soil 148, 137-143.
Lingdell P-E & Engblom E (1990): Kräftdjur som miljöövervakare. SNV Rapport 3811, 119 pp. Nordin A, Näsholm T & Ericson L (1998): Effects of simulated N deposition on understorey
vegetation of a boreal coniferous forest. Functional Ecology 12, 691-699.
Pleijel H, Andersson I & Lövblad G (1999): Acidification in 2010, An assessment of the situation at the end of the next decade. The Swedish NGO Secretariat on Acid Rain Air Pollution and Climate Series 10, 30 pp.
Pleijel H, Bråkenhielm S, Ericson L, Finlay R, Hallingbäck T, Lundkvist H & Taylor A (2001): Effekter på biologisk mångfald av markförsurning och motåtgärder.
Temaserie: markförsurning & motåtgärder, Skogsstyrelsen Rapport 11C, 2001. von Proschwitz T (1998): Landlevande mollusker i Kronobergs län.
Länsstyrelsen i Kronobergs län.
Rühling Å & Tyler G (1991): Effects of simulated nitrogen deposition to the forest floor on the macrofungal flora of a beech forest. AMBIO 20, 261-263.
Strengbom J, Nordin A, Näsholm T & Ericson L (2002): Parasitic fungus mediates change in nitrogen exposed boreal forest vegetation, Journal of Ecology 90, In press.
Sverdrup H & Warfvinge P (1993): The effect of soil acidification on the growth of trees, grass and herbs as expressed by the (Ca+Mg+K)/Al ratio. Reports in ecology and environmental engineering, 2:1993. Lund University, Department of Chemical Engineering II.
Tickle A, Fergusson M & Drucker G (1995): Acid rain and nature conservation in Europe. A preliminary study of protected areas at risk from acidification. WWF: Gland. Tyler G (1987): Probable effects of soil acidification and nitrogen deposition on the
floristic composition of oak (Quercus robur L.) forest. Flora 179, 165-170. Tyler G (1992): Storsvampfloran i den sydsvenska ädellövskogen.
I: Mark- och floraförändringar i sydsvensk ädellövskog. Falkengren-Grerup U (red). Naturvårdsverket Rapport 4061, pp 68-81.
Tyler T & Olsson K-A (1997): Förändringar i Skånes flora under perioden 1938-1996 – statistisk analys av resultat från två inventeringar. Svensk Botanisk Tidskrift 91, 143-185.
I Europa har det nu under cirka två årtionden pågått arbete för att minska de gränsöverskridande luftföroreningsutsläppen av svavel och kväve. För såväl försurning som eutrofiering har åtgärdsstrategierna i Europa varit inriktade på att uppnå effektbaserade miljömål med de mest kostnadseffektiva åtgär- derna. Konceptet med kritisk belastning användes först inom de internatio- nella förhandlingarna inför 1994 års Svavelprotokoll och senare för Göte- borgsprotokollet (multieffektprotokollet) 1999. Man kan konstatera att kri- tisk belastning har varit enastående framgångsrikt som verktyg inom miljö- vårdsarbetet.
För att avgöra hur stort nedfall av svavel och kväve som ett ekosystem för- mår att ta hand om, utan att organismer i skog och sjöar skadas, har kritiska belastningsgränser utarbetats; i Sverige för skogsmark och sjöar. På liknande sätt har även kritiska nivåer för vegetation definierats för att avgöra hur stor exponering av olika luftföroreningar den kan utsättas för utan att skadas. Genom att jämföra kartor över kritisk belastning med motsvarande kartor över deposition av svavel och kväve kan man utläsa var och hur mycket kritisk belastning överskrids. I underlaget till protokollen har överskridandet av kritisk belastning använts som mått på miljöpåverkan.
Då begreppet kritisk belastning skapades och beräkningsmodellerna for- mades rådde en allmän samsyn om att svavel- och kvävenedfallet var för stort och att det orsakade skador i miljön. Det var därför mest en fråga om hur radi- kalt utsläppen borde minska, och hur utsläppsminskningarna skulle fördelas mellan länderna. Nu har emissionerna – åtminstone av svavel – minskat väsentligt, och enligt Luftvårdskonventionens (CLRTAP) officiella beräk- ningar överskreds kritisk belastning för försurning 1990 på ca 16 % av Europas karterade yta, bestående främst av skogsmark, sjöar och hedar. För Sverige är
P W A R F V I N G E, U B E R T I L L S & C Å G R E N
12. Kritisk belastning
– H U R G Å R V I V I D A R E ?
*
motsvarande siffra också 16 %. Nationella beräkningar visar dock på ett över- skridande på 40 % för 1990. I dag överskrids kritisk belastning på ca 20 % av arealen i Sverige.
I flera områden i Sverige har nedfallet minskat så mycket att det närmar sig den kritiska belastningen, vilket medför att osäkerheter i bedömningen om eventuellt överskridande blir allt viktigare. Osäkerheter är förknippade med de modeller som används för beräkning av kritisk belastning och deposition, men också med val av kemiska kriterier och indata till modellerna av biologisk, kemisk, geografisk och klimatologisk karaktär.