Kritisk belastning för svavel och kväve

Kritisk

belastning

för

svavel

och

kväve

KRITISK BELASTNING

, eller ”hur mycket tål naturen”, har

utvecklats till ett effektivt verktyg i arbetet med att minska

utsläppen av luftföroreningar i Europa. Målet för

luftvårds-arbetet med försurande ämnen, både inom EU och FN:s

luftvårdskonvention, är att reducera utsläppen så långt att

nedfallet når ned till de kritiska belastningarna.

I rapporten beskrivs hur kritisk belastning och dess

över-skridande beräknas och karteras, resultaten och

osäkerhe-terna. Vidare redovisas hur resultaten används som

under-lag för internationella avtal och vilka resultat detta kan

komma att ge i form av utsläppsminskningar och effekter i

miljön.

Rapporten är av särskilt värde inför vidare arbete med

mil-jömålen

och

ÖVERGÖD-NING

.

Kritisk belastning

för svavel och kväve

Redaktörer

RAPPORT 5174

Kritisk belastning

för svavel och kväve

Redaktörer

U L L A B E R T I L L S G U N L Ö V B L A D

M I L J Ö A N A LY S A V D E L N I N G E N Miljöeffektenheten

K O N TA K T P E R S O N: Ulla Bertills, T E L E F O N: 08-698 15 02 Författarna svarar ensamma för rapportens innehåll. Rapporten har fackgranskats.

G R A F I S K F O R M O C H P R O D U K T I O N: AB Typoform Diagrammen i rapporten är omritade av Johan Wihlke. OMSLAGSFOTO: Per-Olov Eriksson/Naturfotograferna

B E S T Ä L L N I N G S A D R E S S:

Naturvårdsverket, Kundtjänst, 106 48 Stockholm T E L E F O N: 08-698 12 00 FA X: 08-698 15 15 E-M A I L: kundtjanst@naturvardsverket.se I N T E R N E T: www.naturvardsverket.se B O K H A N D E L: www.miljobokhandeln.com I S B N91-620-5174-1 I S S N0282-7298 © Naturvårdsverket

T RY C K: Berlings Skogs, Trelleborg, 2002 U P P L A G A: 1 000 ex

Förord

Denna rapport har som syfte att beskriva begreppet kritisk belastning, hur det utnyttjats i det internationella arbetet, hur beräkningarna i Sverige görs och vilka effekter som kan förväntas i miljön efter internationella avtal. Grunden för rapporten utgörs av resultat som kommit fram inom Naturvårds-verkets projektområde Försurande ämnen och marknära ozon. Den Miljö-strategiska forskningsstiftelsen, MISTRA har finansierat publiceringen av rapporten.

Genom denna rapport hoppas vi att en bredare krets av forskare tar del av och engagerar sig i beräkningarna av kritisk belastning och dess överskridan-de. Även om modellerna är statiska får inte vi vara det.

Vi vill rikta ett varmt tack till alla forskare som bidragit till resultaten i denna rapport.

Ulla Bertills & Gun Lövblad

Innehåll

Förord . . . 3

Rapporter från projektområdet . . . 6

Sammanfattning . . . 7

Summary in english . . . 10

1. Kritisk belastning som ett verktyg i miljöarbetet . . . 13

Peringe Grennfelt & Christer Ågren 2. Kartering av kritisk belastning i Europa . . . . 17

Gun Lövblad & Håkan Staaf 3. Nationella dataunderlag för karteringarna . . . 28

Gun Lövblad, Christer Persson, Håkan Staaf & Anders Wilander 4. Introduktion till beräkning av kritisk belastning för försurning . . . 39

Lars Rapp, Harald Sverdrup, Håkan Staaf, Anders Wilander & Per Warfvinge 5. Kritisk belastning för försurning av skogsmark . . . 53

Harald Sverdrup, Håkan Staaf, Lars Rapp & Mattias Alveteg 6. Kritisk belastning för försurning av sjöar . . . 81

Lars Rapp, Anders Wilander & Ulla Bertills 7. Kritisk belastning för försurning av skogsmark och sjöar – en sammanvägning . . . 107

Lars Rapp, Anders Wilander & Ulla Bertills 8.Kritisk belastning för övergödning i skogsmark . . . 123

9. Kritiska nivåer för effekter på vegetation . . . 140

Håkan Pleijel, Lena Skärby & Gun Lövblad

10. Utsläppsminskningar och kostnadseffektivitet

i internationella åtgärdsprogram . . . 149

Christer Ågren & Peringe Grennfelt

11. Biologiska effekter av svavel- och kvävenedfall

– förbättring eller försämring år 2010? . . . 165

Håkan Pleijel & Ingvar Andersson

12. Kritisk belastning – hur går vi vidare? . . . 186

Per Warfvinge, Ulla Bertills & Christer Ågren

Författarnas adresser . . . 203

Bilaga 1.Beräkning av kritisk belastning för försurning . . . 205

Lars Rapp

Bilaga 2.”Ecosystem protection isolines” och viktning . . . 216

Lars Rapp

Bilaga 3.Beräkning av vittringshastigheten för ytvatten . . . 220

Marknära ozon – ett hot mot växterna

Redaktör: Håkan Pleijel Naturvårdsverkets Rapport 4969 Engelsk version:

Ground-Level Ozone – A Threat to Vegetation

Swedish Environmental Protection Agency Report 4970

Naturens återhämtning från försurning – aktuell kunskap och framtidsscenarier

Redaktörer: Per Warfvinge & Ulla Bertills Naturvårdsverket Rapport 5028 Engelsk version:

Recovery from Acidification in the Natural Environment – Present Knowledge and Future Scenarios

Swedish Environmental Protection Agency Report 5034

Effekter av kvävenedfall på skogsekosystem

Redaktörer: Ulla Bertills & Torgny Näsholm Naturvårdsverket Rapport 5066

Engelsk version:

Effects of Nitrogen Deposition on Forest Ecosystems

Swedish Environmental Protection Agency Report 5067

Vad händer när kalkade sjöar återförsuras?

– En kunskapsöversikt och riskanalys

Författare: Espen Lydersen & Stefan Löfgren Naturvårdsverket Rapport 5074

Deposition of Base Cations in Sweden

Författare: Gun Lövblad, Christer Persson & Elisabet Roos

Swedish Environmental Protection Agency Report 5119

Naturligt sura och försurade vatten i Norrland

Författare: Hjalmar Laudon, Olle Westling, Antonio B S Poléo & Leif Asbjørn Vøllestad Naturvårdsverket Rapport 5144

Skogabyförsöket

– Effekter av långvarig kväve- och svaveltillförsel till ett skogssekosystem

Redaktörer: Tryggve Persson & Lars-Owe Nilsson

Naturvårdsverket Rapport 5173

Från projektområdet

”Försurande ämnen och marknära ozon”

har tidigare publicerats

Sammanfattning

I början på 1980-talet enades forskarna vid en internationell vetenskaplig konferens om att det går att fastställa nivåer för hur stort försurande nedfall olika ekosystem kan tåla. De definierade begreppet kritisk belastning, vilket sedan haft en avgörande betydelse för luftvårdsarbetet i Europa. Begreppet fick genomslag i den allmänna miljödebatten under beteckningen ”vad natu-ren tål”. Under en rad av år har kritisk belastning utvecklats till ett praktiskt miljöverktyg som resulterat i nya arbetsmetoder inom luftvårdsarbetet i Europa. Arbetssättet tillämpades först inom FN:s Luftvårdskonvention i sam-band med det andra Svavelprotokollet 1994, och senare i Göteborgsproto-kollet (MultiprotoGöteborgsproto-kollet) 1999. Det har även tillämpats för EU:s takdirektiv.

Luftvårdskonventionen (CLRTAP) och de protokoll som tagits fram där har starkt bidragit till att påskynda åtgärder för att minska utsläppen av för-surande luftföroreningar. Sedan 1980 har Europas utsläpp av svaveldioxid minskat med nästan två tredjedelar, och utsläppen av kväveoxider och ammoniak med en femtedel. Genom bl a Göteborgsprotokollet och EU:s direktiv om nationella utsläppstak, förväntas utsläppen fortsätta minska också de nästkommande tio åren.

I denna rapport redovisas hur kritisk belastning för försurning och övergöd-ning och dess överskridande beräknas i Sverige, resultaten och osäkerheter i dessa beräkningar, samt hur konceptet används internationellt. Vidare redovi-sas vad som kan förväntas utifrån internationella avtal i form av utsläppsminsk-ningar, överskridande av kritisk belastning och biologiska effekter.

Beräkningar av kritisk belastning har gjorts i Sverige sedan mitten av 1980-talet.

Modeller har fått stor användning i det arbetet. För sjöar har tidigare SSWC-modellen (Steady-State Water Chemistry) använts och numera används FAB-modellen (First order Acidity Balance). För beräkning av kritisk belastning för försurning och övergödning i skogsmark har PROFILE-model-len, som utvecklats i Sverige, använts. Som underlag vid beräkningarna har data från 1 883 provpunkter i skogsmark och 2 378 sjöar använts.

Särskilt försurningskänsliga sjöar (låg kritisk belastning) finns i norra Sveriges fjälltrakter, delar av norra Norrlands inland, Jämtland, Dalarna,

Öre-bro, Halland, Kronoberg och Blekinge. Även skogsmarken uppvisar låga vär-den på kritisk belastning för försurning, särskilt i södra Norrland, Svealand och östra Götaland. Relativt hög kritisk belastning finns i delar av västra Götaland längs kusten (på grund av relativt hög baskatjondeposition) och i områden med kalkstensberggrund eller annan lättvittrad berggrund. När kri-tisk belastning i sjöar och skogsmark vägs samman, visas att ytvatten bestäm-mer känsligheten i norra Norrland och Västkusten medan skogsmarken är känsligast i östra Sverige och södra Norrland.

Försurningspåverkan kan illustreras genom kartor över var och med hur mycket den kritiska belastningen överskrids. De ger en annan bild än käns-lighetskartorna. För såväl sjöar som skogsmark är överskridandet störst i syd-västra Sverige. I Norrland är det relativt få sjöar som överskrider kritisk belastning, medan en något större andel skogsmark visar på ett överskridan-de. I dag överskrids, enligt svenska beräkningar, den kritiska belastningen i 17 % av sjöarna och på 24 % av skogsmarken. Om åtagandena i Göteborgs-protokollet efterlevs, förväntas överskridandet minska till 10 % för sjöar och 14 % för skogsmarksarealen till år 2010. Den mot försurning totalt sett oskyd-dade arealen har minskat från 60 % år 1980 till 41 % år 1990, och till 22 % år 1997 och den beräknas minska till 13 % år 2010, enligt Göteborgsprotokollet. Europeiska beräkningar visar på en oskyddad areal om knappt 4 % i Sverige år 2010.

Beräkningarna av kritisk belastning för övergödning av skogsmark baseras på en uppskattning av risken för framtida kväveläckage. Indirekt beaktas också risken för vegetationsförändringar. Den kritiska belastningen för skogsmark är vanligen 3–6 kg kväve per ha och år i Götaland, 3–5 kg i Svealand och mindre än 3 kg i Norrland. I dag överskrids den kritiska belastningen för övergödning för ca 30 % av skogsmarksarealen. Överskridandet är högst i sydvästra Götaland, och den förväntas minska till 19 % till år 2010.

För Sverige, liksom de flesta andra länder i Europa, rapporteras inte kri-tiska nivåer för direkteffekter på vegetation. Det beror på att i de flesta områ-den är de indirekta effekterna av nedfallet styrande ur åtgärdssynpunkt. Direkteffekter av svaveldioxid i svensk natur förekommer sannolikt endast mycket lokalt. Även kväveoxider överskrider de kritiska nivåerna endast mycket lokalt där trafiktätheten är som störst. För ammoniak kan finnas en viss risk för direkteffekter främst i nära anslutning till stora djurstallar.

Kvarvarande biologiska effekter år 2010 på grund av försurning förväntas främst i sjöar och vattendrag i sydvästra Sverige. Övergödning förväntas på-verka växter och djur i skogsekosystemet mer än försurningen år 2010.

I vårt land bedöms inte försurningsläget i naturen bli lika bra som Göteborgsprotokollet förespeglar. Detta beror främst på att nationella beräk-ningar visar på en större kvarvarande oskyddad areal än de internationella och att återhämtningsprocesserna, särskilt i skogsmark, tar lång tid. Åtgärder mot skogsbrukets försurande inverkan krävs därför. Inom skogsbruket bör man beakta påverkan av olika åtgärder inom ett område i relation såväl till försur-ningsstatus, som övergödning och biologisk mångfald.

Att uppnå politisk acceptans för vidare åtgärder såväl nationellt som inter-nationellt kommer att kräva ett gediget vetenskapligt underlag över luftföro-reningarnas skadeverkningar, samt genomtänkta åtgärdsstrategier som byg-ger på hur man uppnår mesta möjliga miljövinst till lägsta möjliga kostnad.

Summary

In the beginning of the 1980’s, researchers agreed at an international scien-tific conference that it was possible to ascertain the amount of acid deposi-tion that different ecosystems could tolerate. This was the origin of the crit-ical load concept, which has gone on to be of decisive importance for the reduction of transboundary air pollution in Europe. The concept, referred to more generally as “what nature can tolerate” has also influenced the public debate about the environment. Over the years, critical loads have developed into a practical tool for environmental management that has led to new ways of working with air pollution issues in Europe. This new approach was first implemented in the UN/ECE’s Convention on Long Range Transport of Air Pollution (CLRTAP) in conjunction with the Second Sulphur Protocol in 1994, and later in the Gothenburg Protocol (or Multiprotocol) of 1999. Critical loads have also been employed in the EU’s “Ceiling Directive”.

The CLRTAP, and its protocols, have contributed greatly to hastening the adoption of measures to reduce the emission of acidifying air pollutants. Since 1980, Europe’s emission of sulphur dioxide has decreased by almost two-thirds. The emission of nitrogen oxides and ammonia has gone down by a fifth. As a result of the Gothenburg Protocol and EUs directive on national emission ceilings, emissions are expected to continue to decline over the coming decade.

This report describes how critical loads for acidification and eutrophica-tion, as well as their exceedances, are calculated in Sweden. It also presents the results, as well as the uncertainties of these calculations, together with how the concept is used internationally. The report then goes on to present what can be expected from international agreements in the way of emission reductions, exceedances of critical loads and biological effects.

Critical loads have been calculated in Sweden since the middle of the 1980’s. Models have been used extensively in this work. For lakes, the Steady State Water Chemistry (SSWC) model was originally used, and now the First Order Acidity Balance (FAB), an extension of that original model, is used. For calculating the critical load of acidity and eutrophication in forest

soils, the PROFILE model, which was developed in Sweden, has been employed. The input data for these models comes from 1,883 sampling points in forest soils, and 2,378 lakes.

Particularly acidification sensitive lakes (i.e. those with low critical loads) are found in the mountains of Norrland, portions of inland Norrland, Jämtland, Dalarna, Örebro, Halland, Kronoberg and Blekinge. Forest soils also have low critical loads for acidification, especially in the more southerly parts of Norrland (North Sweden), Svealand (Central Sweden) as well as in eastern part of southern Götaland (South Sweden). Relatively high critical loads are found in portions of western Götaland’s coast (due to relatively high base cation deposition) and in areas with limestone or other easily weathered types of bedrock. When the critical loads for lakes and forests are weighed together, surface waters determine the sensitivity in northern Norrland and along the West Coast, while forest soils are more sensitive in eastern Sweden and southern Norrland.

The influence of acidification is illustrated with maps of where and by how much the critical load is exceeded. These patterns are different from those for the sensitivity to acidification. For both lakes and forests, the exceedances are largest in southwestern Sweden. In Norrland there are rela-tively few lakes where the critical load is exceeded, while a somewhat larger portion of the forest soils have some degree of exceedance. Today, according to Swedish calculations, the critical load is exceeded in 17% of the nation’s lakes, and 24% of the forest soils. If the requirements of the Gothenburg Protocol are adhered to, the exceedance is expected to decline to 10% of the lakes and 14% of the forest area by 2010. The area not protected from acidi-fication has declined from 60% in 1980 to 41% in 1990 and to 22% in 1997. This unprotected area is expected to decrease to 13% by 2010 as a result of the Gothenburg Protocol. European calculations show an unprotected area of barely 4% in Sweden by 2010.

Calculations of critical loads for eutrophication of forest soils are based on an estimate of the risk for leaching of nitrogen in the future. Indirect consid-eration is also given to the risk for changes in vegetation. The critical load for forest soils is ca 4-10 kg N/ha annually in southern Sweden, 3–7 kg in central Sweden and less than 3 kg in northern Sweden. Today the critical load for eutrophication is exceeded in approximately 30% of Sweden’s forest area.

The exceedance is greatest in the southwest. The exceedance is expected to decrease to 19% by 2010.

For Sweden, like most other countries in Europe, critical levels for direct effects on vegetation are not reported. This is because the indirect effects of deposition determine the measures that need to be taken in most areas. Direct effects of sulphur oxides on the Swedish natural environment proba-bly occur only on a very local scale. Even nitrogen oxides only exceed the critical levels only locally where the traffic density is greatest. For ammoni-um, there can be some risk for direct effects, primarily in the vicinity of large livestock barns.

By 2010, the remaining biological effects of acidification are expected pri-marily in the lakes and watercourses of southwestern Sweden. Eutrophica-tion is expected to influence plants and animals in the forest ecosystem more than acidification in 2010.

In our country, the acidification status in the environment is not expected to be as good as predicted by the Gothenburg Protocol. The main reason for this is that national calculations show a larger unprotected area remaining in 2010 than the international calculations, and the fact that recovery processes are slow, especially in forest soils. Measures to control forestry’s acidifying effects are necessary. Consideration should be given to the effects of differ-ent silvicultural practices in an area with regard to acidification status, eutrophication and biodiversity.

To achieve political acceptance for further measures to reduce air pollu-tion both napollu-tionally and internapollu-tionally, solid scientific informapollu-tion on the damaging effects of air pollution will be required, together with a well thought out control strategy for how the greatest amount of environmental benefit can be achieved for the lowest cost.

Få begrepp har haft sådan betydelse för luftvårdsarbetet i Europa under det senaste årtiondet som kritisk belastning. Begreppet har fått stort genomslag i den allmänna miljödebatten under beteckningen ”vad naturen tål”, men det har också utvecklats till ett praktiskt miljöverktyg. Detta har dock inte skett helt utan konflikter. När man 1988 föreslog kritisk belastning som en tänk-bar utgångspunkt för arbetet med att begränsa de gränsöverskridande luft-föroreningarna i Europa möttes det av en stor och kanske delvis berättigad skepsis från forskarsamhället. Kommentarer av typen ”Inte går det att för-enkla miljöeffektsambanden till ett enda värde på nedfallet!” fälldes. Sam-tidigt var entusiasmen stor från de som svarade för den politiska delen av arbetet.

Det internationella arbetet mot gränsöverskridande luftföroreningar star-tade på 1970-talet, och fokuserades inledningsvis på kopplingen mellan sva-velutsläpp och försurning av ytvatten i södra Skandinavien. I samband med larmen om ökande skogsskador i Centraleuropa i början av 1980-talet utvid-gades problembeskrivningen att omfatta både fler ekosystem och fler förore-ningar. Vid en internationell vetenskaplig konferens i Stockholm 1982 ena-des forskarna för första gången om att det gick att fastställa nivåer för hur stor belastning av försurande nedfall olika ekosystem kunde tåla (SNV, 1983). Man konstaterade att sjöar i de känsligaste områdena kunde försuras redan vid ett årligt nedfall på 3 kg svavel per hektar. Vidare att de flesta ekosystem – utom de allra känsligaste – skulle skyddas från försurning om nedfallet begränsades till mindre än 5 kg svavel per hektar. Som jämförelse kan nämnas att vid denna tid uppmättes nedfallet av svavel i södra Sverige till 25–30 kg svavel per hektar.

1. Kritisk belastning som

ett verktyg i miljöarbetet

P G R E N N F E L T & C Å G R E N

*

Under 1980-talets andra hälft utvecklades forskningen på detta område, och begreppet kritisk belastning myntades (Nilsson, 1986). Vid ett möte i Skokloster (Nilsson & Grennfelt, 1988) enades experter inom det internatio-nella luftvårdsarbetet om att kritisk belastning var en lämplig utgångspunkt för nya avtal och om hur begreppet skulle definieras. Definitionen lyder i översättning från engelskan:

”Den exponering av en eller flera föroreningar under vilken inga väsentliga skadliga effekter på känsliga delar av miljön uppstår enligt nuvarande kunskap.”

Under åren därefter byggdes en internationell vetenskaplig samsyn upp, vil-ken fördes in och etablerades i konventionen om långväga gränsöverskridan-de luftföroreningar (CLRTAP). Genom en serie internationella vetenskapli-ga seminarier enades forskarna både om nivåer för kritisk belastning för en rad föroreningar, och om en gemensam metodik för hur länderna skulle kart-lägga kritisk belastning för t ex försurning och eutrofiering (se t ex Umwelt-bundesamt, 1996). Det vetenskapliga underlagsarbetet har under konven-tionen utvecklats till en pågående process, där metoder och data kontinuer-ligt revideras och förbättras (Posch m fl, 2001).

Införandet av kritisk belastning resulterade i nya arbetsmetoder inom CLRTAP och tillämpades först i ett avtal (s k protokoll) för att begränsa utsläppen av svaveldioxid i Europa. Detta avtal – det andra svavelprotokollet – undertecknades 1994 i Oslo och kallas därför ofta Osloprotokollet. Länderna enades då om ett koncept med åtgärder mot svavelutsläpp som styrdes såväl av en gemensam ambition, att långsiktigt nå under kritisk belastning i hela Europa, som av kostnadseffektivitet.

I december 1999 undertecknades i Göteborg ytterligare ett protokoll baserat på kritisk belastning – det s k ”Multieffektprotokollet” eller ”Göteborgs-protokollet”. Detta avtal inkluderar flera olika effekter; försurning, övergödning och påverkan av marknära ozon, samt fyra luftföroreningar; svavel, kväveoxider, ammoniak och flyktiga organiska ämnen. Huvudresultatet av överenskommelsen är att de flesta länder i Europa har åtagit sig att minska utsläppen av de fyra föro-reningarna så att utsatta delmål skall nås till år 2010.

I samband med framtagandet av det femte miljöhandlingsprogrammet, som antogs 1993, ställde sig också EU bakom principen om kritisk belastning (CEC, 1993). Här konstateras bl a att det långsiktiga miljömålet för försurning är att kritisk belastning inte ska överskridas någonstans inom unionen. I den

försurningsstrategi som presenterades av EU-kommissionen våren 1997 fast-slogs återigen detta mål. Samtidigt fastställdes ett mindre långtgående s k tillfälligt miljömål, att uppnås till 2010. Som en följd av försurningsstrategin lade EU-kommissionen sommaren 1999 fram ett förslag till direktiv om nationella utsläppstak för de fyra försurande och ozonbildande luftförore-ningar som också omfattas av Multieffektprotokollet. Efter att ha förhandlats i EU:s beslutsprocess antogs direktivet slutgiltigt hösten 2001.

Såväl Göteborgsprotokollet som EU:s takdirektiv innehåller bestäm-melser om revideringar. Processen med att ta fram underlag för dessa är igång såväl inom CLRTAP som inom EU. Även i dessa revideringar kommer kri-tisk belastning att vara utgångspunkten för åtgärdsmålen. Begreppet håller dock på att utvidgas eller kanske snarare kompletteras så att återhämtning av försurade eller kraftigt kvävepåverkade marker kan inkluderas.

Begreppet kritisk belastning har haft stor betydelse för att driva på de nationella åtgärderna, och även för att stärka den svenska argumenteringen internationellt. Men också i det svenska miljöarbetet har begreppet kritisk belastning utnyttjats. Ett exempel är i miljömålsarbetet. Miljömålet ”Bara naturlig försurning” har formulerats:

”De försurande effekterna av nedfall och markanvändning skall underskrida gränsen för vad mark och vatten tål. Nedfallet av försurande ämnen skall inte heller öka korro-sionshastigheten i tekniska material, kulturföremål eller byggnader.”

(riksdagen bet.1998/99:mju6, rskr. 1998/99:183)

Införandet av begreppet kritisk belastning innebar också en påtaglig ökning av forskningen kring de underliggande effektsambanden, främst i de skandinavi-ska länderna, Tyskland, Nederländerna och Storbritannien. Forskning har även bedrivits kring kritisk belastning för bl a försurning av sjöar och skogsmark, kri-tisk belastning för övergödande kvävenedfall på markekosystem, krikri-tiska halt-nivåer för marknära ozon, samt luftföroreningarnas effekter på olika typer av material. Svensk forskning har i flera fall blivit internationellt ledande, inte minst när det gäller utveckling av modeller för beräkning av kritisk belastning för försurning och kväve. Den svenska forskningen har i stor utsträckning bedri-vits inom ramen för Naturvårdsverkets forskningsprogram kring försurning, övergödning och marknära ozon.

Trots att svavelnedfallet under det senaste decenniet minskat avsevärt, kvarstår försurning som ett miljöproblem i stora delar av Europa och Sverige.

En viss förbättring av försurningstillståndet har observerats i våra sjöar, men försurningen av sjöar och mark beräknas kvarstå under många årtionden. Även minskad kvävedeposition förväntas genom de initiativ som tagits inom Konventionen om gränsöverskridande luftföroreningar och EU, inte minst med Sverige som pådrivande part. Under 1990-talet har nedfallet av svavel minskat med cirka 60 %. För kväveföreningar har även observerats vissa minskningar men dessa har varit betydligt mindre. På ett decenniums sikt förväntas ytterligare betydande minskningar, framför allt av nitrat.

I denna rapport beskrivs begreppet kritisk belastning och möjligheterna att utnyttja detta i miljöarbetet, såväl internationellt som inom Sverige. I rap-porten dokumenteras hur kritisk belastning och dess överskridande för för-surning och eutrofiering beräknats i Sverige. Såväl nuvarande situation beskrivs, som den som kan förväntas i form av utsläppsminskningar, över-skridande av kritisk belastning och biologiska effekter utifrån internationella avtal.

Referenser

CEC (1993) Towards sustainability – A European Community programme of policy and action in relation to the environment and sustainable development.

Commission of the European Communities, DG XI, Bryssel.

Nilsson J (red) (1986): Critical loads for nitrogen and sulphur. Nordisk Ministerråd, Miljørapport 1986:11.

Nilsson J & Grennfelt P (1988): Critical loads for sulphur and nitrogen. Nordisk Ministerråd, Miljørapport 1988:15.

Posch M, de Smet P A M, Hettelingh J-P and Downing R J (2001): Modelling and mapping of critical thresholds in Europe. Status report 2001. Coordination Center for Effects, RIVM report No 259101010, Bilthoven.

SNV (1983) Ecological effects of acid deposition: Report and background papers. 1982 Stockholm Conference on the acidification of the environment, Expert Meeting. I. SNV PM 1636. National Swedish Environmental Protection Board.

Umweltbundesamt (UBA) (1996) Manual on methodologies and criteria for mapping critical levels/loads

and geographical areas where they are exceeded. UN ECE Convention on Long-range Transboundary Air Pollution. Umweltbundesamt Texte 71/96.

För att förstå hur arbetet med kartering av kritisk belastning i Europa bedrivs i relation till förhandlingsarbetet görs här en sammanställning av de viktigaste stegen i arbetet. I de efterföljande kapitlen beskrivs själva beräk-ningsförfarandet i större detalj, liksom de resultat som erhålles för svensk del.

Luftvårdskonventionen – motorn i arbetet

Utvecklingen av metoder för beräkning och kartering av kritisk belastning för försurande ämnen har nästan uteslutande skett i olika expertgrupper inom Konventionen om gränsöverskridande luftföroreningar (CLRTAP). Denna konvention, i fortsättningen benämnd Luftvårdskonventionen, undertecknades 1979 och har sitt säte i Genève. De flesta länder i Europa samt USA och Kanada är parter till konventionen. Under senare år har arbetet med kritisk belastning även tagits upp inom EU i samband med utformningen av en gemensam försurnings- och ozonstrategi. Man valde då att utnyttja den kompe-tens som redan byggts upp inom området, och EU inledde därför ett samarbete med Luftvårdskonventionen.

Efter de första expertmötena i slutet av 1980-talet inleddes ett bredare samarbete inom Europa, och sedan 1990/91 kan man säga att arbetet med kritisk belastning bedrivs som en kontinuerlig verksamhet. Denna kräver en omfattande samverkan mellan aktiviteter i enskilda länder och olika organ inom Luftvårdskonventionen, se figur 2.1.

En första kartering av kritisk belastning och en sammanställning av det underlag som behövs för detta görs i huvudsak på nationell nivå. Därefter sker en slutlig bearbetning och redovisning av materialet på Europanivå vid ett holländskt koordineringscenter, CCE (Coordination Center for Effects). CCE

G L Ö V B L A D & H S T A A F

2.

Kartering av kritisk

belastning i Europa

redovisar regelbundet sina resultat till Luftvårdskonventionens effektgrupp WGE (Working Group on Effects), som granskar materialet och rapporterar vidare till konventionens partssammansatta ledning (Executive Body).

Depositionskarteringen sker homogent för hela Europa genom att data beräknade med EMEP-modellen användes (se vidare www.emep.int). Dessa data har fördelen att de är likformigt framtagna samt att de genom beräkningsmodellen har en koppling till utsläppen i Europa.

Konventions-protokoll Skrivs under gemensamt av konventions-ländernas regeringar. Nationella åtgärder Lagstiftning, styrmedel, investeringar, etc. Verkställande församling

(Executive Body, EB)

Konventionens partssammansatta, beslutande organ. Sammanträder en gång per år vid UNECE i Geneve.

Analysgrupp

(Task Force on Integrated Assessment Modelling, TFIAM)

Utvärderar de ekonomiska och miljömässiga konsek-venserna av olika utsläpps-scenarier för Europa, med hjälp av RAINS-modellen.

Effektgrupp

(Working Group on Effects, WGE) Samordnar uppföljningen av åtgärdernas effekter i miljön samt tar fram nytt kunskapsunderlag.

Europeiskt koordineringscenter (CCE)

Standardiserar nationella data och skapar en helhetsbild av känsligheten hos naturmiljön i Europa.

ICP Mapping & Modelling

Utvecklar nya beräkningsmetoder, tar fram manualer för karteringsarbeten.

Nationella data för ekosystems känslighet för luftföroreningar

Samordnas i Sverige av Naturvårdsverket.

EMEP (Co-operative Programme

for Monitoring and Evaluation of the Long Range Transmission of Air Pollutants in Europe) Utvecklar modeller för beräkning av depositionen av luftförore-ningar _ nu och i framtiden.

Nationella utsläppsdata

Naturvårdsverket ansvarig för rapporteringen.

Strategigrupp

(Working Group on Strategies and Review, WGSR)

Förhandlar fram konventionens protokoll med hjälp av bl a scenario-analyser från TFIAM. Politisk nivå Europeisk vetenskaplig nivå Nationell nivå FIGUR 2.1

Arbetet inom luftvårdskonventionen (CLRTAP), från nationella utsläppsdata till protokoll.

Vad är det som karteras?

Kritisk belastning för försurande ämnen avser definitionsmässigt ekosystem-nivån, dvs beräkningarna gäller ett homogent landområde inklusive marken, vattnet, luften och områdets växt- och djurliv. Ett ekosystem, t ex en skog, utgörs i teorin av en funktionell enhet, som dock påverkas av sin omgivning. I praktiken har ekosystemen inga tydliga gränser utan avgränsningen görs så att man får så likformiga områden som möjligt. Om man t ex vill kartera ett helt lands, eller som i detta fall, hela Europas skogar får varje beräkningsen-het med nödvändigberäkningsen-het en relativt stor yta. En sådan enberäkningsen-het kallar vi en beräk-ningspunkt, och den har en viss definierad areal. En stor del av utvecklings-arbetet med kritisk belastning har rört försurning. Under utvecklings-arbetet med Multiprotokollet (senare kallat Göteborgsprotokollet) breddades begreppet försurning från enbart svavel till den samlade försurande verkan från svavel-och kväveföreningar. I Göteborgsprotokollet beaktades även kvävets övergö-dande effekt. Nya metoder för beräkning av kritisk belastning för övergöd-ning har sålunda utvecklats successivt; i första hand för landmiljön, men även för sjöar.

Marknära ozon är den tredje viktiga föroreningen som uppmärksam-mats i det europeiska luftvårdsarbetet. I dag finns metoder för att beskriva dess effekter på människor och växter som baseras på den ackumulerade dosen (halt gånger tid) under olika tidsperioder. Konceptet liknar kritisk belastning (critical loads) men brukar betecknas kritisk haltnivå (critical levels). Kritiska haltnivåer har även fastställts för andra gasformiga förore-ningar, som svaveldioxid och kväveoxider.

Tungmetaller, persistenta organiska föreningar och partiklar har också uppmärksammats som viktiga gränsöverskridande föroreningar. Arbete pågår med att utveckla metoder för beräkning av kritisk belastning för vissa tung-metaller. I Sverige inriktar vi oss på att ta fram en metodik för kvicksilver. Andra länder arbetar mer med bly och kadmium. Det är ännu omdiskuterat om kritisk belastning är lämpligt att använda som underlag för åtgärdsarbetet mot utsläpp av tungmetaller och organiska föreningar.

Kritiska belastningar har hittills bara använts för atmosfäriskt nedfall. I princip skulle även belastning som härrör från markanvändning kunna kar-teras, och det finns också viss metodik för detta. Att jämföra effekterna av nedfall och markanvändning är dock inte helt trivialt. Ett exempel är

pro-blemen att jämföra effekten av kvävenedfall med det från tillförsel av han-delsgödselkväve (se Nohrstedt & Bertills, 2000).

Hittills har följande känsliga skyddsobjekt karteras i Europa:

– Sjöar: försurning och (övergödning)

– Landekosystem: försurning, övergödning och marknära ozon – Människors hälsa: marknära ozon

– Vegetation: marknära ozon

Från beräkningspunkter till Europakartor…

Varje land avgör i princip vilka ekosystemtyper eller naturtyper man vill kar-tera. Man väljer dessutom lämplig beräkningsmetodik med stöd av den manual som utformats inom Luftvårdskonventionens ram (Umweltbundes-amt, 1996). Manualen ger viss frihet att välja mer eller mindre exakta meto-der beroende på ett lands förutsättningar och tillgången på data. Länmeto-derna tar sedan själva fram det nödvändiga dataunderlaget och utför beräkningen av kritisk belastning för valda beräkningspunkter, regioner och ekosystemtyper.

Sverige har valt att redovisa den kritiska belastningen för två ekosystem-typer, skogsmark och sjöar. De flesta länder redovisar data för skogsmark men i övrigt kan det variera, t ex redovisar Nederländerna även data för grund-vatten, Storbritannien redovisar kritisk belastning även för hedlandskap och gräsmarker.

Det dataunderlag som ligger till grund för de svenska beräkningarna redo-visas i kapitel 3. Beräkningar av försurning och övergödning görs i Sverige med lokalspecifika data för enskilda beräkningspunkter över hela landet. Detta sker separat för skogsmark och sjöar (se kapitel 4, 5, 6 och 8), och de framräknade värdena kan sedan på olika sätt vägas samman till ett samlat värde för alla ekosystemtyper inom rutor (eng. grids) med storleken 50 x 50 km (se kapitel 7). Vissa länder tar fram mer schablonmässiga värden för olika ekosystemtyper som därefter vägs samman på motsvarande sätt. I det senare fallet krävs vanligen en relativt noggrann klassificering av ekosystemtyper och detaljerade markanvändningskartor för att få ett bra resultat. Om man däremot som i Sverige, Norge och Finland arbetar med detaljerad informa-tion för många enskilda provpunkter kan man nöja sig med en mindre nog-grann naturtypsklassificering.

Länderna sänder regelmässigt uppdaterade data över kritisk belastning till CCE, som efter en viss kvalitetskontroll lägger in dem i den gemensam-ma databasen. Extremvärden, liksom tydliga diskrepanser mellan länder, studeras och ifrågasätts. Uppdateringar av databasen görs efterhand som behov uppstår i förhandlingsarbetet och i takt med att metodiken förfinas. Framstegen i karteringsarbetet över Europa har under 1990-talet redovisats vartannat år i statusrapporter från CCE. Den senaste är från 2001, (Posch m fl,

ekv/ha och år < 200 200 – 400 400 – 700 700 – 1000 1000 – 1500 > 1500 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38 CLmax S, 5-percentil CCE/RIVM 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 FIGUR 2.2

Europakarta över kritisk belastning, maximalt acceptabelt svavelnedfall, 5 percentil, 150 x 150 km.

2001). Resultaten redovisas huvudsakligen som kartor över kritisk belastning och dess överskridande på Europanivå. Denna kartering har hittills gjorts i en skala på 150 x 150 km, s k EMEP-rutor, som utgör ett nät över Europa med omgivande områden. En övergång mot en finare skala har nu skett. I den senaste CCE-rapporten redovisas kritisk belastningsdata i rutor om 50 x 50 km, figur 2.2. På nationella kartor har resultaten redovisats i rutnät med rut-storleken 50 x 50 km.

… via databaser, fördelningar och percentiler

I det internationella arbetet redovisas vanligen data på kritiska belastningar i en relativt grov skala i ett rutmönster. Varje ruta innehåller i de flesta fall flera beräkningspunkter och variationen inom rutan kan vara mycket stor. Det är därför inte självklart vilket värde som skall anges och variationen inom rutan måste speglas på något sätt. Att redovisa fördelningen av alla värden inom alla rutor kan bli mycket oöverskådligt och ett vanligt sätt är att istället välja vissa percentiler. Den kritiska belastning för ett område skall i princip sättas så att även de känsligaste naturmiljöerna skyddas långsiktigt, dvs det lägsta värdet i området är gränssättande. Vanligen anger man istället 5-percentilen, vilket

0 20 40 60 80 100 0 5-percentil 1000 2000 3000 4000 Kumulativ fördelning (%)

Kritisk belastning, ekv/ha och år

FIGUR 2.3

Fördelningen av kritisk belastning för försurning i skogsekosystem i EMEP-ruta 19:21. Pilen markerar 5 percentil (Lövblad, 1996).

innebär att de 5 % lägsta värdena inte redovisas. Anledningen till att man inte väljer minimivärdet är att det alltid finns osäkerheter i data och modeller och att det skulle leda till orimliga kostnader att minska emissionerna så långt att även de absolut känsligaste ekosystemen skyddas. Om antalet beräknings-punkter inom en ruta är mindre än 20 sammanfaller 5-percentilen med det lägsta värdet.

… och beräkningar av överskridande…

Beräkningar av överskridande av kritisk belastning i Europaskalan görs genom att jämföra medeldepositionen till en 150 x 150 km-ruta (eller 50 x 50 km-ruta) med 5-percentilen av kritisk belastning för varje beräkningspunkt inom rutan. Jämförelsen mellan deposition och kritisk belastning bör i första hand göras beräkningspunkt för beräkningspunkt. Men tillvägagångssättet begränsas såväl av tillgången på data som av att beräkningsarbetet ska vara praktiskt möjligt att genomföra. I Europa saknas i många områden underlag för att kartera deposi-tionen på fin skala. Därför är den deposition som beräknas med model-len ofta den enda tillgängliga i många områden, och dessutom ger EMEP-modellen ett homogent material som anger depositionen med samma säkerhet över hela Europa.

Överskridandet av kritisk belastning anges vanligen som 95-percentilen. Detta uttrycksätt har valts för att ge ett skydd för huvuddelen av ekosyste-men inom en ruta, dock ej för de 5 % känsligaste av samma skäl som man använder 5-percentilen för kritisk belastning.

… till scenarier och åtgärdsstrategier för Europa

Databasen över kritisk belastning vid CCE har sedan omkring 1991 regel-bundet använts som underlag i förhandlingsarbetet om nya protokoll om utsläppsreduktioner inom Europa. Luftvårdskonventionens förhandlings-grupp, WGSR (Working Group on Strategies and Review, tidigare WGS), har varit den drivande kraften i det arbetet. Under förhandlingsrundorna har man baserat sina alternativa åtgärdsstrategier på scenarier över den framtida utvecklingen av utsläppen av försurande ämnen i olika delar av Europa. Dessa scenarier tas fram med en modell, den s k RAINS-modellen (Regional Air Pollution Information and Simulation Model), av en arbetsgrupp inom

konventionen benämnd Task Force on Integrated Assessment Modelling (TFIAM), se figur 2.1. RAINS-modellen har utvecklats vid International Institute for Applied Systems Analysis (IIASA) i Laxenburg utanför Wien. Beräkningsgången framgår av figur 2.4.

Målsättningen i optimeringsprocessen har varit att till lägsta möjliga kost-nad nå vissa bestämda miljömål i Europa till en given tidpunkt, för Göte-borgsprotokollet år 2010. Det slutliga miljömålet, som uppställts både av Luftvårdskonventionen och EU, är att de kritiska belastningarna skall under-skridas i hela Europa. Inför arbetet med Göteborgsprotokollet och EU:s för-surningsstrategi utformades ett övergripande etappmål som innebär att area-len där den kritiska belastningen överskrids (s k oskyddad areal) skall minst halveras till 2010 i samtliga 150 x 150 km-rutor över hela Europa. Detta gäl-ler jämfört med 1990 års nivå. För att nå detta mål krävs betydligt mer än en halvering av den oskyddade arealen i Europa, eftersom belastningen i vissa rutor är extra svår att nå ner till.

Kostnader för åtgärder Utsläpp till luft EMEP-modellen Deposition över Europa Kritiska belast-ningsgränser Kartering av kritisk belastning Optimering av åtgärder med RAINS-modell Överskridande av kritisk belastning FIGUR 2.4

Principen för utarbetande av kostnadseffektiva åtgärdsstrategier i Europa med IIASA:s RAINS-modell.

OPTIMERING

Hur tas åtgärdsstrategierna fram?

Med RAINS-modellen beräknas årliga framtida utsläpp av SO₂, NO_x, VOC och NH₃med hjälp av scenarier för utvecklingen inom sektorerna energi, industri, transporter, jord-bruk, avfall och hushåll baserade på emissionsfaktor för varje aktivitet. Utsläppen anges i ett rutnät med 150 x 150 km eller 50 x 50 km-rutor över Europa.

Atmosfärisk omvandling, transport och nedfall av de olika luftföroreningarna beräk-nas med hjälp en förenklad version av EMEP-modellen som finns i RAINS. Även olika klimatsituationer kan simuleras med hjälp av data från EMEP. Resultatet av denna inle-dande beräkning blir årligt nedfall av svavel, oxiderat kväve (NO_x) och reducerat kväve (NH_x) i varje ruta samt halter av ozon över olika tidsperioder. Nedfallet av de olika för-oreningarna kan därefter jämföras med framtagna kritiska belastningar eller kritiska hal-ter. Data på kritiska belastningar för varje ruta läggs in som en extern databas i RAINS och byts ut efterhand som ny förbättrad information kommer fram.

Modellen kan sedan optimera utsläppsförändringarna inom Europa så att utsläppen successivt justeras genom val av teknik och med hänsyn till kostnadsfunktioner för varje land till en nivå där uppsatta miljömål nås. De flesta beräkningar har gjorts för målåret 2010 och utsläppen jämförs med ett basår. Optimeringsrutinen är utformad så att mil-jömålen uppnås till lägsta samlad kostnad. Det går att utföra modellkörningarna så att ett specifikt eller en kombination av mål skall nås över hela eller delar av Europa.

Slutresultatet redovisas vanligen som en målnivå för utsläppen i varje land samt kostnaden för att åstadkomma detta. För de flesta scenarier är målnivån lägre än bas-året 1990, men i vissa fall kan resultatet bli att enstaka länder får ökat utsläppsutrym-me. För närvarande finns endast tekniska åtgärder inlagda i modellen, men det pågår förberedelser för att lägga in andra valmöjligheter, t ex bränslebyten och strukturella samhällsförändringar som kan sänka åtgärdskostnaderna.

F A K T A R U T A

Inför förhandlingarna om Göteborgsprotokollet togs en rad scenarier fram, alla beräknade med RAINS. Förutom det ovan nämnda försurningsmålet om halvering av den oskyddade arealen sattes mål upp för såväl övergödning som för marknära ozon. Ambitionen var att utforma en åtgärdsstrategi så alla dessa etappmål uppnås till 2010. För försurning angavs målet på ett nytt sätt, som en reduktion av det ackumulerade överskridandet för alla naturtyper inom varje ruta. Dessutom formulerades en kompensationsmekanism för att möjliggöra mer flexibla optimeringslösningar. Denna innebär att ett visst överskridande av målet i vissa rutor kan tolereras om motsvarande förbättringar åstadkoms i andra rutor inom samma land.

Vilka aspekter blir viktiga att

kartera inför framtida protokoll?

Det finns andra känsliga ekosystem och vegetationstyper än de som hittills utnyttjats som skulle kunna inkluderas i framtida karteringar. Till exempel är olika typer av lavar och skogsträd känsliga för direktpåverkan av svaveldiox-id och kväveoxsvaveldiox-ider. Känsligheten för dessa typer av direkteffekter har dock inte karterats i Sverige och inte heller i de flesta andra europeiska länder. Detta beror främst på att det är de indirekta effekterna via försurning och övergödning av mark och vatten, snarare än direkta effekterna av luftförore-ningar på skog och annan vegetation, som sätter kraven för åtgärdsarbetet. Ett undantag är ozon där målet är att minska halterna i luften.

Även hälsoaspekter beaktas i målformuleringen för marknära ozon. Hälsoaspekter av svavel- och kväveoxider inkluderas dock inte i de storskaliga åtgärdstrategierna, eftersom detta främst anses vara ett lokalt problem som även bör åtgärdas lokalt. Detsamma gäller delvis även för korrosion och ned-brytning av material på grund av luftföroreningars inverkan. Men under de senaste åren har även korrosionseffekter utanför tätorter börjat karteras. Åtgär-der mot de gränsöverskridande luftföroreningarna har en positiv effekt även för människors hälsa och på korrosion och den ekonomiska nyttan härav bör räknas in i kostnads/nytta-balansen för åtgärdspaketen.

Under senare tid har partikelhalterna i luft uppmärksammats som ett vik-tigt hot mot människors hälsa. Utsläpp av svavel- och kväveoxider ger bety-dande bidrag av sekundära partiklar, sulfater och nitrater, till de totala par-tikelhalterna, även i tätortsluft. Dessa sekundära partiklar är också

gräns-överskridande och arbete pågår för att inkludera hälsoaspekterna av partiklar i optimeringsberäkningarna. De kan därigenom bli en viktig drivkraft för fortsatt åtgärdsarbete.

Kvävenedfallet till havet, direkt från luften eller indirekt genom avrin-ning från land, bidrar i betydande omfattavrin-ning till gödavrin-ningseffekter i kust-områden (eutrofiering) både i Östersjön och i Västerhavet. Kritisk belastning för marin eutrofiering, definierad som kvävetillförsel till haven eller som kritisk haltnivå för kväve i havsvatten har dock ännu inte kunnat definieras. Metoder kommer sannolikt att tas fram för att kunna inkludera dessa effekter, eftersom de är viktiga och i vissa delar av Europa möjligen kan vara styrande för åtgärds-arbetet.

Referenser

Lövblad G (1996): Importance of spatial deposition variations for critical loads Exceedances. Background paper presenterat vid UNECE Workshop i Wien 22-24 November 1995. Spatial and Temporal Assessment of Air Pollution Impact on Ecosystems:

Exceedances of Critical Loads and Levels. Sammanställning av bakgrundsrapporter publicerad av Umweltbundesamt.

Nohrstedt H-Ö & Bertills U (red) (2000): Kritisk belastning. I: Effekter av kvävenedfall på skogsekosystem. Bertills U och Näsholm T (red) sid 101-110.

Naturvårdsverket Rapport 5066.

Posch M, de Smet PAM, Hettelingh J-P and Downing RJ (2001):

Modelling and mapping of critical thresholds in Europe. Status report 2001. Coordination Center for Effects, RIVM report No 259101010, Bilthoven.

Umweltbundesamt (1996): Manual on methodologies and criteria for mapping critical levels/ loads and geographical areas where they are exceeded. UN ECE Convention

Vid storskalig kartläggning av kritisk belastning behövs ett omfattande dataun-derlag. En stor mängd parametervärden och funktionssamband ingår i beräk-ningsmodellerna, och dessa kan erhållas från olika forskningsrapporter eller vetenskapliga kunskapssammanställningar. Därutöver krävs lokalspecifik information som indata till modellerna samt geografiskt yttäckande data för att skala upp resultaten från enskilda provpunkter till regional och nationell nivå.

Sverige är väl försett med nationella databaser för beskrivning av natur-miljön, vilket har varit till stor hjälp vid beräkning och kartering av kritiska belastningar. Speciellt viktiga i sammanhanget har Sveriges Lantbruks-universitets (SLU) databaser över markanvändning samt tillståndet i sjöar, skog och skogsmark varit.

Markanvändningsdata från Riksskogstaxeringen och Ståndortskarte-ringen används för att kartera känsliga ekosystem i olika områden. Riksinven-teringen av sjöar och vattendrag beskriver det vattenkemiska tillståndet samt bottenfaunan.

Av stor betydelse är också de data över deposition av försurande ämnen och baskatjoner som beräknas av SMHI och IVL med användning av mätda-ta från den nationella och regionala miljöövervakningen av luftföroreningar. Förutom de här nämnda databaserna används omfattande information om kli-mat, hydrologi och markanvändning från SMHI, SCB och andra källor.

Riksinventeringen av sjöar och vattendrag

Nationella inventeringar av vattenkemin i svenska sjöar utförs sedan 1972. Från och med 1985 genomförs de vart 5:e år. 1990 års inventering omfattade något över 4 000 sjöar, med ett statistiskt urval av sjöar från SMHI:s sjöre-gister och 1995 togs prover från ca 4 000 sjöar och 700 vattendrag (figur 3.1).

G L Ö V B L A D, C P E R S S O N, H S T A A F & A W I L A N D E R

3.

Nationella dataunderlag

för karteringarna

Av sjöarna ingick 3 025 i det natio-nella programmet och för dessa finns omfattande kringinforma-tion. Under år 2000 genomfördes en ny inventering på samma sätt. Bearbetning av data från denna pågår och viss nödvändig informa-tion för beräkning av kritisk belastning saknas i dag vilket gjort att den senaste riksinventeringen inte kunnat utnyttjas i denna rap-port.

Vid 1995 års inventering analy-serades vattenkemiska parametrar för samtliga provtagna sjöar och vattendrag, och på ett urval av dessa under-söktes även metaller och bottenfauna (Wilander m fl, 1998). Urvalet av sjöar skedde slumpvis efter stratifiering i storleksklasser, så att en större andel av de större sjöarna provtogs. Detta gjordes för att få ett representativt urval av de mer betydelsefulla, större sjöarna som är mycket färre än de små sjöarna. Den vattenkemiska provtagningen utfördes under hösten då sjöarnas vatten blandas, sjön cirkulerar. I 1995 års riksinventering provtogs sjöar större än 4 hektar, vilket representerar cirka 65 000 av landets ca 95 000 sjöar större än 1 hektar.

Data från 1975 och 1985 års riksinventeringar har utnyttjats bl a för att beskriva försurningssituationen i svenska vatten och i viss mån även för att bedöma den framtida försurningsutvecklingen (Bernes, 1986). När sedan regelbundna beräkningar av kritisk belastning för sjöar inleddes i början av 1990-talet kom vattenkemiska data först från 1990 och sedan från 1995 års

FIGUR 3.1

Sjöar för vilka kritisk belastning beräk-nats (2 378 st). Data från Riksinven-teringen 1995. Endast sjöar med en åkerareal i tillrinningsområdet mindre än 10 % ingår.

riksinventering till användning. Data från 1990 års inventering användes till-sammans med finska och norska sjöinventeringar för en gemensam samnord-isk redovisning av kritsamnord-isk belastning (Henriksen m fl, 1992). För Riks-inventeringen 1995 finns kringinformation som medger beräkningar av kri-tisk belastning och överskridande med den s k FAB-modellen. För beräkning av kritisk belastning har endast resultaten från 2 378 av 4 000 sjöar använts. Underlag för beräkningar, såsom markanvändning finns endast för de sjöar som ingick i det nationella programmet. Vidare har de sjöar som hade mer än 10 % jordbruk i tillrinningsområdet ej inkluderats. Resultaten från beräk-ningarna av kritisk belastning för sjöar framgår av kapitel 6.

Eftersom ett stort antal av Sveriges försurade sjöar har kalkats bör även dessa ingå i beräkningar av kritisk belastning. Men vattenkemin har förän-drats genom kalkningen. För att i möjligaste mån kompensera för detta har en korrektion gjorts. Under förutsättning att tillförd kalk uteslutande inne-håller kalksten (CaCO₃) så kan en Ca/Mg kvot för närbelägna sjöar användas för att beräkna en korrigerad kalciumhalt.

Information om riksinventeringen redovisas i Wilander m fl (1998). Data för de genomförda riksinventeringarna finns att hämta på SLU, Institutionen för miljöanalys hemsida http://www.ma.slu.se, välj; Data finns här.

Riksskogstaxeringen

Rikskogstaxeringen, som genomförs vid Sveriges Lantbruksuniversitet (SLU) och finansieras av Skogsstyrelsen, är en nationell inventering för att insamla, analysera och presentera statistik om Sveriges skogar och annan naturmiljö. Insamlingen, som inleddes redan på 1920-talet, görs numera i form av syste-matiska stickprov som årligen tas över hela landet. Varje taxeringsomdrev är som regel 10 år, och under den perioden taxeras hela Sveriges landyta. Det senaste omdrevet startade 1993. Stickproven har gjorts som cirkulära ytor längs sidorna på kvadratiska eller rektangulära taxeringstrakter, vars sidlängd variera-de från 300 meter längst i sövariera-der till 1 800 meter i norr. I varje så kallad trakt har undersökts bl a virkesförråd för olika trädslag, trädålder, tillväxt, avverkning och återväxtresultat. Hälften av trakterna är tillfälliga, medan den andra hälf-ten är permanenta. Provytor i de permanenta trakterna har utgjort en viktig del i den nationella miljöövervakningen och utnyttjats bl a av Ståndorts-karteringen. Vid beräkningen av kritisk belastning för skogsmark har data från

de 1 883 s k förrådsytorna i Rikskogs-taxeringens permanenta trakter i skogsmark utnyttjats (figur 3.2).

Med utgångspunkt från varje provytas virkesförråd, beståndsålder och bonitet har den genomsnittliga volymstillväxten under en för områ-det normal rotationsperiod beräknats. Volymstillväxten har sedan räknats om till biomassatillväxt med hjälp av tillväxtfunktioner för olika trädslag (Marklund, 1988) inom beräknings-systemet HUGIN. Genom att kombi-nera biomassaproduktionen med data på halter av kväve och baskatjoner (Ca, Mg, K) beräknas det genomsnitt-liga nettoupptaget i stam inklusive

stambark under en skogsgeneration, separat för gran, tall och lövträd.

Mer information om Riksskogstaxeringen återfinns i boken Skog och mark i Sverige (Lindroth m fl, 1995) samt på SLU:s hemsida (http://www.slu.se/ fortlöpandemiljöanalys/databaser).

Ståndortskarteringen

Ståndortskarteringen genomförs i SLU:s regi och finansieras av Naturvårds-verket. Karteringen sker på Riksskogstaxeringens fasta provytor över hela landet, och den första provtagningen skedde 1983–1987. Den omfattade ca 23 000 provytor, varav ca 18 000 i skogmark. I denna första ståndortskarte-ring ingick momenten ståndortsbeskrivning, jordmånsbeskrivning, mark-provtagning och vegetationsbeskrivning. En ny kartering påbörjades 1993 och omdrevsperioden har utsträcks från fem till tio år. En databas för

Stånd-FIGUR 3.2

Skogsytor för vilka kritisk belastning beräknas för skogsmark (1 883 st).

ortskarteringen har upprättas vid Institutionen för skoglig marklära i Uppsala, och kan nås via www.sml.slu.se/sk.

Ståndortskarteringen 1983–1987 har varit en viktig datakälla vid beräk-ningarna av kritisk belastning för aciditet i skogsmark. Beräkningar av mine-ralogi och geokemi har gjorts med hjälp av analyser på mineraljordsprover från de 1 883 provytorna över hela landet, figur 3.2 (Melkerud m fl, 1992). Dessa provytor representerar endast markslaget skogsmark, dvs mark som kan producera minst 1 skogskubikmeter per ha och år. Av proverna kommer ca 1 500 från moränmark och ca 300 från sedimentmark. Fjäll, fjällbarrskog, myrar, berg och andra impediment har inte ingått i provtagningen. Totalt har djupprovtagningen skett på något över 2 000 provytor, men ca 200 prover med hög humushalt har sorterats bort. Dessa uteslutna prover kommer san-nolikt från sumpskogar och annan produktiv skogsmark med torv, som såle-des kan vara något underrepresenterade i karteringen av kritisk belastning.

Proverna har tagits på 50 cm djup (B/C-horisont) och analyserna har skett på finjordsfraktionen (partiklar <2 mm). Dessa data har sedan utnyttjats för att beräkna vittringen med modellen PROFILE på varje lokal (se kapitel 5).

Depositionsdata

För att uppskatta överskridandet av kritisk belastning krävs kunskap om det försurande nedfallet av svavel, kväve och baskatjoner. Beräkningar av depo-sitionen av svavel och kväve utförs av SMHI med den s k MATCH-Sverige-modellen. Modellen baseras på såväl mätdata från EMEP och den nationella miljöövervakningen av luftföroreningar, som traditionella spridningsberäk-ningar med information om meteorologiska förhållanden, svenska emissioner och markanvändning. Denna metod har utnyttjats inom miljöövervakningen sedan mitten av 1990-talet och beskrivs i Persson m fl, (1995). En vidare-utveckling av MATCH-Sverigemetodiken presenteras i Lövblad m fl (2000a). En fördel med denna modell är att depositionen kopplas till olika typer av markanvändning. Beräkningsresultat från MATCH-Sverigemodellen visas på http://www.smhi.se, välj; Klimat & miljö, Atmosfärskemi.

För att beräkna den kritiska belastningen för försurning krävs deposi-tionsdata även för baskatjoner. Dessa har här uppskattats från mätdata, men kommer i fortsättningen att beräknas med MATCH-Sverigemodellen.

Underlagsdata och metodik

Nedfall mäts i Sverige i olika övervakningsnät, se figur 3.3. I det internatio-nella nätverket inom EMEP, mäts lufthalter av svavel- och kväveföreningar samt nederbördshalter av sulfat, nitrat, ammonium, pH, klorid och baskatjo-ner med dygnsupplösning på fem svenska statiobaskatjo-ner. Månadsvisa nederbörds-halter av sulfat, nitrat, ammonium, pH, klorid och baskatjoner mäts i den nationella miljöövervakningen på ett 30-tal platser och det våta nedfallet beräknas. Nedfall under skog, krondropp, vilket utgör underlag för att bestämma totaldepositionen, mäts månadsvis på ca 100 skogliga övervak-ningsytor inom ramen för mätningar åt länsstyrelser, luftvårdsförbund och skogsvårdsstyrelser. Parallellt med krondroppet mäts nederbörden på öppet fält. Dessutom mäts lufthalter av SO₂, NO₂, och O₃månadsvis, både i

anslut-Aspvreten Vavihill Rörvik Esrange Esrange Abisko Pålkem Reivo Ammarnäs Rickleå Docksta Stormyran Jädraås Ryda Kungsgård Tandövala Kindlahöjden Forshult Tyresta Aspvreten Sjöängen Granan Norra Kvill Boa Berg Vavihill Arup Sännen Aneboda Nore/Maistre Gotska Sandön Gårdsjön Svartedalen Bredkälen Sandnäset Djursvallen Nedre Bredkälen EMEP-nätet Nederbörds-kemiska nätet Krondroppsnätet FIGUR3.3

Kartor över mätstationer inom den nationella och regionala miljöövervakningen i Sverige.

ning till många krondroppsytor och till mätstationerna inom nederbörds-kemiska nätet. För närvarande utnyttjas data från såväl EMEP som den nationella miljöövervakningen för beräkningar med MATCH-Sverige-modellen av svavel och kväve i svensk bakgrundsluft. Se figur 3.3.

Resultaten från mätningarna ger en uppfattning om vilka nedfallsmäng-der som förekommer och hur de varierar över landet. Den våta depositionen är väl kvantifierad över Sverige. Det är dock inte möjligt att utifrån enbart mätningar kvantifiera det totala (våta och torra) nedfallet av svavel, kväve och baskatjoner över ekosystemen. Modeller behövs som komplement för att uppskatta torrdepositionen. Våtdepositionen och torrdepositionen bestäms ofta var för sig, vare sig man mäter eller beräknar.

Svavel- och kvävedeposition för det europeiska åtgärdsarbetet och för nationella beräkningar

För det europeiska åtgärdsarbetet används EMEP-modellens depositions-data beräknade i ett nät över Europa med rutstorleken 150 x 150 km (EMEP/ MSC-W, 1998) och under det senaste året även med 50 x 50 km-rutor. Den stora fördelen med att använda depositionsdata från EMEP-modellen är att de ger enhetligt framtagna data över hela Europa och särskilt att de har en återkoppling till utsläppskällorna. Nackdelen är att den storskaliga beräk-ningen inte förmår att ta hänsyn till lokala depositionsvariationer, till exem-pel till olika typer av markanvändning.

För att kartera depositionen över Sverige till beräkningar av överskridan-de av kritisk belastning har därför en mer finskalig metodik, 11 x 11 km, utarbetats som tar hänsyn till olika markanvändning inom rutan; öppna fält och sjöytor samt olika typer av skog. MATCH-Sverigemodellen är anpassad att beräkna såväl ekosystem-specifik deposition som totaldeposition till en ruta.

De storskaliga beräkningarna utnyttjar endast ett depositionsvärde till en 150 x 150 km ruta med en fördelning av kritiska belastningsgränser. De mer finskaliga depositionsdata som används för nationella kartor och som tar hän-syn till olika deposition vid olika markanvändning ger därmed en variation i depositionsdata och kommer därför att ge större överskridande och överskri-danden över större arealer än vad de europeiska beräkningarna med IIASA-modellen, se vidare kapitel 7.

Baskatjondeposition för beräkning av kritisk belastning

Även depositionsdata för baskatjoner krävs för att beräkna den kritiska belastningen. Beräkningar av baskatjondepositionen är osäkra, speciellt för-den torra depositionen. För närvarande används flera olika metoder, se Lövblad m fl, 2000a.

De resultat som redovisas har uppskattats genom att resultat från kron-dropps- och våtdepositionsmätningar interpolerats över landet (Lövblad m fl, 1992). Natrium har utnyttjas som indikator, eftersom trädens upptag eller ut-läckage av natrium anses försumbart i förhållande till depositionen. Kvoten mellan krondroppet, som motsvarar totaldepositionen till skog av natrium, och våtdepositionen antas i uppskattningarna gälla för alla baskatjoner. I Lövblad m fl, (2000a) beskrivs metodiken för att uppskatta baskatjondeposi-tion mer i detalj.

Presentation av depositionsdata

Uppgifter om depositionen av svavel, kväve och baskatjoner i Sverige kan numera hämtas på internet. På IVL:s hemsida (http://www.ivl.se) återfinns mätdata från EMEP-nätet, nederbördskemiska nätet och de regionala skogs-ytorna. På SMHI:s hemsida (http://www.smhi.se, välj; Klimat & miljö, Atmosfärkemi) finns den med MATCH-Sverigemodellen beräknade deposi-tionen, som kartor och datafiler.

Deposition av svavel och kväve

Kartorna i figur 3.4 visar på ett liknande depositionsmönster över landet för svavel och för kväve. Det största nedfallet erhålles över Skåne och Väst-kusten, främst över de höglänta delarna. I södra delarna av landet uppgår sva-velnedfallet till 7–10 kg S/ha och år, nedfallet av nitratkväve till 5–7 kg N/ha och år och nedfallet av ammonium-kväve till över 7–10 kg N/ha och år. Norrut i Sverige minskar nedfallet av svavel till 1–2 kg S/ha och år och det totala nedfallet av oxiderat och reducerat kväve till 2–3 kg N/ha och år. Genomsnittligt deponeras ungefär lika mycket nitratkäve som ammonium-kväve över Sverige. I områden med stora ammoniakutsläpp dominerar dock depositionen av reducerat kväve.

I verkligheten är de lokala variationerna avsevärt större än vad kartorna visar, genom att markanvändningen så kraftigt påverkar torrdepositionens

storlek. En mer detaljerad beskrivning av den tidsmässiga och rumsmässiga variationen i totaldeposition över Sverige, samt i bidraget från våt- respektive torrdeposition, kan ses i Lövblad m fl, (1995).

Deposition av baskatjoner

Baskatjondepositionen uppvisar en stor variation mellan olika platser. Figur 3.5 visar våt- och torrdeposition samt totaldeposition för baskatjoner exklusive havssaltsbidraget. Största totaldepositionen, mer än 400 ekv/ha och år, förekommer längs västkusten bl a beroende på stora nederbördsmängder. Här förekommer också de största gradienterna. I stora delar av södra upp till mellersta Sverige är baskatjondepositionen lägre, mellan 100 och 200 ekv/ha och år och i norr <100 ekv/ha och år. Våtdepositionen dominerar, men ett visst tillskott kommer genom torrdeposition. Havssalt ger ett dominerande bidrag till depositionen av främst natrium och magnesium. För kalcium och kalium betyder havssaltet mindre. Vidare visar uppskattningarna av

bas-0,5 - 1,0 1,0 - 1,5 1,5 - 2,0 2,0 - 3,0 3,0 - 5,0 5,0 - 7,0 7,0 - 10,0 Nitrat, kg/ha 0,5 - 1,0 1,0 - 1,5 1,5 - 2,0 2,0 - 3,0 3,0 - 5,0 5,0 - 7,0 7,0 - 10,0 Ammonium, kg/ha 0,5 - 1,0 1,0 - 1,5 1,5 - 2,0 2,0 - 3,0 3,0 - 5,0 5,0 - 7,0 7,0 - 10,0 Svavel kg/ha FIGUR3.4

Totaldeposition, 1997, av icke havssaltsrelaterat svavel (S), nitrat (NOx-N) och ammonium (NHx-N) beräknad med MATCH-modellen, som medeldeposition i kg/ha och år, över 11 x 11 km stora beräkningsrutor med blandad markanvändning.

katjondeposition att det svenska antropogena bidraget till depositionen – med vissa undantag – är litet (Lövblad m fl, 2000a). Havssalt, långdistans-transport och naturliga processer är viktiga källor till baskatjondepositionen över Sverige.

Framtida depositionsnivåer

Om åtagandena i Multiprotokollet efterlevs kommer nedfallet av svavel och kväve över Sverige efterhand att ytterligare minska. År 2010, beräknas svaveldepositionen i södra Sverige minska med ca 40 % jämfört med 1997 års deposition och i mellersta och norra Sverige med ca 25 %. Depositionen av nitratkväve beräknas minska med ungefär en tredjedel över hela landet medan depositionen av ammoniumkväve kommer att minska med ca 20–25 % i sydligaste Sverige men med mindre än 10–15 % i norr. (Lövblad m fl, 2000b). BC* torrdeposition 50-percentil ekv/ha och år 0 - 50 50 - 100 100 - 200 200 - 400 400 - 700 BC* våt- + torrdep. 50-percentil ekv/ha och år 0 - 50 50 - 100 100 - 200 200 - 400 400 - 700 BC* våtdeposition 50-percentil ekv/ha och år 7 0 - 50 117 50 - 100 62 100 - 200 7 200 - 400 0 400 - 700 103 40 40 10 0 0 66 70 49 8 FIGUR 3.5

Baskatjondeposition, 1997, till granskog uppskattad ur krondroppsresultat, våtdeposition, torrdeposition, totaldeposition = summan av våt och torr deposition. Viktade medianvärden, ekvivalenter per hektar och år.