pdf 3,6 MB - Naturvårdsverket

Kritisk belastning 

för svavel och kväve 

Redaktörer 

ULLA BERTILLS 

GUN LÖVBLAD 

RAPPORT 5174


för svavel och kväve 

Redaktörer 

ULLA BERTILLS 

GUN LÖVBLAD

MILJÖANALYSAVDELNINGEN 

Miljöeffektenheten 

KONTAKTPERSON: Ulla Bertills, TELEFON: 08-698 15 02 

Författarna svarar ensamma för rapportens innehåll. 

Rapporten har fackgranskats. 

GRAFISK FORM OCH PRODUKTION: AB Typoform 

Diagrammen i rapporten är omritade av Johan Wihlke. 

OMSLAGSFOTO: Per-Olov Eriksson/Naturfotograferna 

BESTÄLLNINGSADRESS: 

Naturvårdsverket, Kundtjänst, 106 48 Stockholm 

TELEFON: 08-698 12 00 

FAX: 08-698 15 15 

E-MAIL: kundtjanst@naturvardsverket.se 

INTERNET: www.naturvardsverket.se 

BOKHANDEL: www.miljobokhandeln.com 

ISBN 91-620-5174-1 

ISSN 0282-7298 

© Naturvårdsverket 

TRYCK: Berlings Skogs, Trelleborg, 2002 

UPPLAGA: 1 000 ex 

[2]

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 Naturvårdsverkets 

projektområde Försurande ämnen och marknära ozon. Den Miljöstrategiska 

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 överskridande. 

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 

Stockholm och Göteborg, december 2001 

[3]

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 

[4] 

Håkan Staaf, Harald Sverdrup, Lars Rapp & Mattias Alveteg

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 svaveloch 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 

Lars Rapp 

[5]

Från projektområdet 

”Försurande ämnen och marknära ozon” 

har tidigare publicerats 

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 


Recovery from Acidification 

in the Natural Environment 

– Present Knowledge and 

Future Scenarios 



Effekter av kvävenedfall 

på skogsekosystem 

Redaktörer: Ulla Bertills & Torgny Näsholm 



Effects of Nitrogen Deposition 

on Forest Ecosystems 



[6] 

Vad händer när kalkade 

sjöar återförsuras? 

– En kunskapsöversikt och riskanalys 

Författare: Espen Lydersen & Stefan Löfgren 


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 


Skogabyförsöket 

– Effekter av långvarig kväve- och 

svaveltillförsel till ett skogssekosystem 

Redaktörer: Tryggve Persson & 

Lars-Owe Nilsson 

Naturvårdsverket Rapport 5173

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 naturen 

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 samband 

med det andra Svavelprotokollet 1994, och senare i Göteborgsprotokollet 

(Multiprotokollet) 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 försurande 

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 övergödning 

och dess överskridande beräknas i Sverige, resultaten och osäkerheter i 

dessa beräkningar, samt hur konceptet används internationellt. Vidare redovisas 

vad som kan förväntas utifrån internationella avtal i form av utsläppsminskningar, 

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-modellen, 

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- 

[7]

o, Halland, Kronoberg och Blekinge. Även skogsmarken uppvisar låga värden 

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 kritisk 

belastning i sjöar och skogsmark vägs samman, visas att ytvatten bestämmer 

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 känslighetskartorna. 

För såväl sjöar som skogsmark är överskridandet störst i sydvästra 

Sverige. I Norrland är det relativt få sjöar som överskrider kritisk 

belastning, medan en något större andel skogsmark visar på ett överskridande. 

I dag överskrids, enligt svenska beräkningar, den kritiska belastningen 

i 17 % av sjöarna och på 24 % av skogsmarken. Om åtagandena i Göteborgsprotokollet 

efterlevs, förväntas överskridandet minska till 10 % för sjöar och 

14 % för skogsmarksarealen till år 2010. Den mot försurning totalt sett oskyddade 

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 kritiska 

nivåer för direkteffekter på vegetation. Det beror på att i de flesta områden 

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. 

[8]

Kvarvarande biologiska effekter år 2010 på grund av försurning förväntas 

främst i sjöar och vattendrag i sydvästra Sverige. Övergödning förväntas påverka 

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 beräkningar 

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 försurningsstatus, 

som övergödning och biologisk mångfald. 

Att uppnå politisk acceptans för vidare åtgärder såväl nationellt som internationellt 

kommer att kräva ett gediget vetenskapligt underlag över luftföroreningarnas 

skadeverkningar, samt genomtänkta åtgärdsstrategier som bygger 

på hur man uppnår mesta möjliga miljövinst till lägsta möjliga kostnad. 

[9]

Summary 

In the beginning of the 1980’s, researchers agreed at an international scientific 

conference that it was possible to ascertain the amount of acid deposition 

that different ecosystems could tolerate. This was the origin of the critical 

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 eutrophication, 

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 

[10]

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 relatively 

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 acidification 

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 consideration 

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. 

[11]

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 probably 

occur only on a very local scale. Even nitrogen oxides only exceed the 

critical levels only locally where the traffic density is greatest. For ammonium, 

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 primarily 

in the lakes and watercourses of southwestern Sweden. Eutrophication 

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 different 

silvicultural practices in an area with regard to acidification status, 

eutrophication and biodiversity. 

To achieve political acceptance for further measures to reduce air pollution 

both nationally and internationally, solid scientific information 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. 

[12]

1. Kritisk belastning som 

ett verktyg i miljöarbetet 

* 

P GRENNFELT & C ÅGREN 

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 tänkbar 

utgångspunkt för arbetet med att begränsa de gränsöverskridande luftföroreningarna 

i Europa möttes det av en stor och kanske delvis berättigad 

skepsis från forskarsamhället. Kommentarer av typen ”Inte går det att förenkla 

miljöeffektsambanden till ett enda värde på nedfallet!” fälldes. Samtidigt 

var entusiasmen stor från de som svarade för den politiska delen 

av arbetet. 

Det internationella arbetet mot gränsöverskridande luftföroreningar startade 

på 1970-talet, och fokuserades inledningsvis på kopplingen mellan svavelutsläpp 

och försurning av ytvatten i södra Skandinavien. I samband med 

larmen om ökande skogsskador i Centraleuropa i början av 1980-talet utvidgades 

problembeskrivningen att omfatta både fler ekosystem och fler föroreningar. 

Vid en internationell vetenskaplig konferens i Stockholm 1982 enades 

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. 

[13]

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 internationella 

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, vilken 

fördes in och etablerades i konventionen om långväga gränsöverskridande 

luftföroreningar (CLRTAP). Genom en serie internationella vetenskapliga 

seminarier enades forskarna både om nivåer för kritisk belastning för en 

rad föroreningar, och om en gemensam metodik för hur länderna skulle kartlägga 

kritisk belastning för t ex försurning och eutrofiering (se t ex Umweltbundesamt, 

1996). Det vetenskapliga underlagsarbetet har under konventionen 

utvecklats till en pågående process, där metoder och data kontinuerligt 

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 ”Göteborgsprotokollet”. 

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 föroreningarna 

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 

[14]

försurningsstrategi som presenterades av EU-kommissionen våren 1997 fastslogs 

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 luftföroreningar 

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 bestämmelser 

om revideringar. Processen med att ta fram underlag för dessa är igång 

såväl inom CLRTAP som inom EU. Även i dessa revideringar kommer kritisk 

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 korrosionshastigheten 

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 skandinaviska 

länderna, Tyskland, Nederländerna och Storbritannien. Forskning har även 

bedrivits kring kritisk belastning för bl a försurning av sjöar och skogsmark, kritisk 

belastning för övergödande kvävenedfall på markekosystem, kritiska haltnivåer 

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 bedrivits 

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. 

[15]

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 rapporten 

dokumenteras hur kritisk belastning och dess överskridande för försurning 

och eutrofiering beräknats i Sverige. Såväl nuvarande situation 

beskrivs, som den som kan förväntas i form av utsläppsminskningar, överskridande 

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. 

[16]

2. Kartering av kritisk 

belastning i Europa 

* 

G LÖVBLAD & H STAAF 

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 beräkningsförfarandet 

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 kompetens 

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 

[17]

Politisk nivå 

Europeisk 

vetenskaplig 

nivå 

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 luftföroreningar 

_ nu och i framtiden. 

Nationella utsläppsdata 

Naturvårdsverket ansvarig 

för rapporteringen. 

* 

Nationell nivå 

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. 

[18] 

FIGUR 2.1 

Verkställande församling 

(Executive Body, EB) 

Konventionens partssammansatta, 

beslutande organ. Sammanträder en 

gång per år vid UNECE i Geneve. 

Strategigrupp 

(Working Group on Strategies and 

Review, WGSR) 

Förhandlar fram konventionens 

protokoll med hjälp av bl a scenarioanalyser 

från TFIAM. 

Analysgrupp 

(Task Force on Integrated 

Assessment Modelling, 

TFIAM) 

Utvärderar de ekonomiska 

och miljömässiga konsekvenserna 

av olika utsläppsscenarier 

för Europa, med 

hjälp av RAINS-modellen. 

Konventionsprotokoll 

Skrivs under 

gemensamt av 

konventionsländernas 

regeringar. 

Nationella 

åtgärder 

Lagstiftning, 

styrmedel, 

investeringar, 

etc. 

Effektgrupp 

(Working Group on Effects, WGE) 

Samordnar uppföljningen av åtgärdernas 

effekter i miljön samt tar fram nytt 

kunskapsunderlag. 

ICP Mapping & Modelling 

Utvecklar nya beräkningsmetoder, tar 

fram manualer för karteringsarbeten. 

Europeiskt koordineringscenter (CCE) 

Standardiserar nationella data och 

skapar en helhetsbild av känsligheten 

hos naturmiljön i Europa. 

Nationella data för ekosystems 

känslighet för luftföroreningar 

Samordnas i Sverige av 

Naturvårdsverket. 

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

Vad är det som karteras? 

Kritisk belastning för försurande ämnen avser definitionsmässigt ekosystemnivån, 

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 beräkningsenhet 

med nödvändighet en relativt stor yta. En sådan enhet kallar vi en beräkningspunkt, 

och den har en viss definierad areal. En stor del av utvecklingsarbetet 

med kritisk belastning har rört försurning. Under arbetet med 

Multiprotokollet (senare kallat Göteborgsprotokollet) breddades begreppet 

försurning från enbart svavel till den samlade försurande verkan från svaveloch 

kväveföreningar. I Göteborgsprotokollet beaktades även kvävets övergödande 

effekt. Nya metoder för beräkning av kritisk belastning för övergödning 

har sålunda utvecklats successivt; i första hand för landmiljön, men även 

för sjöar. 

Marknära ozon är den tredje viktiga föroreningen som uppmärksammats 

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 föroreningar, 

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 tungmetaller. 

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 karteras, 

och det finns också viss metodik för detta. Att jämföra effekterna 

av nedfall och markanvändning är dock inte helt trivialt. Ett exempel är pro- 

[19]

lemen att jämföra effekten av kvävenedfall med det från tillförsel av handelsgödselkväve 

(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 kartera. 

Man väljer dessutom lämplig beräkningsmetodik med stöd av den 

manual som utformats inom Luftvårdskonventionens ram (Umweltbundesamt, 

1996). Manualen ger viss frihet att välja mer eller mindre exakta metoder 

beroende på ett lands förutsättningar och tillgången på data. Länderna 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 ekosystemtyper, 

skogsmark och sjöar. De flesta länder redovisar data för skogsmark men 

i övrigt kan det variera, t ex redovisar Nederländerna även data för grundvatten, 

Storbritannien redovisar kritisk belastning även för hedlandskap och 

gräsmarker. 

Det dataunderlag som ligger till grund för de svenska beräkningarna redovisas 

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 information 

för många enskilda provpunkter kan man nöja sig med en mindre noggrann 

naturtypsklassificering. 

[20]

Länderna sänder regelmässigt uppdaterade data över kritisk belastning 

till CCE, som efter en viss kvalitetskontroll lägger in dem i den gemensamma 

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, 

CLmax S, 5-percentil 

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 

* 

FIGUR 2.2 

CCE/RIVM 

Europakarta över kritisk belastning, maximalt acceptabelt svavelnedfall, 5 percentil, 

150 x 150 km. 

36 

34 

32 

30 

28 

26 

24 

22 

20 

18 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

[21]

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 rutstorleken 

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 

Kumulativ fördelning (%) 

100 

80 

60 

40 

20 

* 

0 

0 

[22] 

1000 2000 3000 4000 

5-percentil 

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 beräkningspunkter 

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 depositionen 

på fin skala. Därför är den deposition som beräknas med EMEP-modellen 

ofta den enda tillgängliga i många områden, och dessutom ger EMEPmodellen 

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 ekosystemen 

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 regelbundet 

använts som underlag i förhandlingsarbetet om nya protokoll om 

utsläppsreduktioner inom Europa. Luftvårdskonventionens förhandlingsgrupp, 

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 

[23]

* 

Utsläpp till 

luft 

EMEPmodellen 

Deposition 

över Europa 

Kritiska belastningsgränser 

Kartering av 

kritisk belastning 

FIGUR 2.4 

Kostnader för 

åtgärder 

Överskridande av 


Optimering 

av åtgärder med 

RAINS-modell 

Principen för utarbetande av kostnadseffektiva åtgärdsstrategier i Europa med IIASA:s 

RAINS-modell. 

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 kostnad 

nå vissa bestämda miljömål i Europa till en given tidpunkt, för Göteborgsprotokollet 

år 2010. Det slutliga miljömålet, som uppställts både av 

Luftvårdskonventionen och EU, är att de kritiska belastningarna skall underskridas 

i hela Europa. Inför arbetet med Göteborgsprotokollet och EU:s försurningsstrategi 

utformades ett övergripande etappmål som innebär att arealen 

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 gäller 

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. 

[24]

* 

F A K T A R U T A 

OPTIMERING 

Hur tas åtgärdsstrategierna fram? 

Med RAINS-modellen beräknas årliga framtida utsläpp av SO2 , NOx , VOC och NH3 med 

hjälp av scenarier för utvecklingen inom sektorerna energi, industri, transporter, jordbruk, 

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 beräknas 

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 inledande 

beräkning blir årligt nedfall av svavel, oxiderat kväve (NOx ) och reducerat kväve 

(NHx ) i varje ruta samt halter av ozon över olika tidsperioder. Nedfallet av de olika föroreningarna 

kan därefter jämföras med framtagna kritiska belastningar eller kritiska halter. 

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 miljömålen 

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 basåret 

1990, men i vissa fall kan resultatet bli att enstaka länder får ökat utsläppsutrymme. 

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. 

[25]

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 svaveldioxid 

och kväveoxider. 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 luftföroreningar 

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 svaveloch 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 nedbrytning 

av material på grund av luftföroreningars inverkan. Men under de 

senaste åren har även korrosionseffekter utanför tätorter börjat karteras. Åtgärder 

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 viktigt 

hot mot människors hälsa. Utsläpp av svaveloch kväveoxider ger betydande 

bidrag av sekundära partiklar, sulfater och nitrater, till de totala partikelhalterna, 

även i tätortsluft. Dessa sekundära partiklar är också gräns- 

[26]

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 avrinning 

från land, bidrar i betydande omfattning till gödningseffekter i kustområden 

(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 åtgärdsarbetet. 

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 

on Long-range Transboundary Air Pollution. Texte 71/96, Berlin. 

[27]

3. Nationella dataunderlag 

för karteringarna 

* 

G LÖVBLAD, C PERSSON, H ST A A F & A WILANDER 

Vid storskalig kartläggning av kritisk belastning behövs ett omfattande dataunderlag. 

En stor mängd parametervärden och funktionssamband ingår i beräkningsmodellerna, 

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 naturmiljön, 

vilket har varit till stor hjälp vid beräkning och kartering av kritiska 

belastningar. Speciellt viktiga i sammanhanget har Sveriges Lantbruksuniversitets 

(SLU) databaser över markanvändning samt tillståndet i sjöar, 

skog och skogsmark varit. 

Markanvändningsdata från Riksskogstaxeringen och Ståndortskarteringen 

används för att kartera känsliga ekosystem i olika områden. Riksinventeringen 

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 mätdata 

från den nationella och regionala miljöövervakningen av luftföroreningar. 

Förutom de här nämnda databaserna används omfattande information om klimat, 

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 sjöregister 

och 1995 togs prover från ca 4 000 sjöar och 700 vattendrag (figur 3.1). 

[28]

Av sjöarna ingick 3 025 i det nationella 

programmet och för dessa 

finns omfattande kringinformation. 

Under år 2000 genomfördes 

en ny inventering på samma sätt. 

Bearbetning av data från denna 

pågår och viss nödvändig information 

för beräkning av kritisk 

belastning saknas i dag vilket gjort 

att den senaste riksinventeringen 

inte kunnat utnyttjas i denna rapport. 

Vid 1995 års inventering analyserades 

vattenkemiska parametrar 

för samtliga provtagna sjöar och vattendrag, och på ett urval av dessa undersöktes 

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 beräknats 

(2 378 st). Data från Riksinventeringen 

1995. Endast sjöar med en 

åkerareal i tillrinningsområdet mindre 

än 10 % ingår. 

[29]

iksinventering till användning. Data från 1990 års inventering användes tillsammans 

med finska och norska sjöinventeringar för en gemensam samnordisk 

redovisning av kritisk belastning (Henriksen m fl, 1992). För Riksinventeringen 

1995 finns kringinformation som medger beräkningar av kritisk 

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 beräkningarna 

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 förändrats 

genom kalkningen. För att i möjligaste mån kompensera för detta har 

en korrektion gjorts. Under förutsättning att tillförd kalk uteslutande innehåller 

kalksten (CaCO 3 ) 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 systematiska 

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 varierade 

från 300 meter längst i söder 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 hälften 

är permanenta. Provytor i de permanenta trakterna har utgjort en viktig 

del i den nationella miljöövervakningen och utnyttjats bl a av Ståndortskarteringen. 

Vid beräkningen av kritisk belastning för skogsmark har data från 

[30]

* 

FIGUR 3.2 

Skogsytor för vilka kritisk belastning 

beräknas för skogsmark (1 883 st). 

de 1 883 s k förrådsytorna i Rikskogstaxeringens 

permanenta trakter i 

skogsmark utnyttjats (figur 3.2). 

Med utgångspunkt från varje 

provytas virkesförråd, beståndsålder 

och bonitet har den genomsnittliga 

volymstillväxten under en för området 

normal rotationsperiod beräknats. 

Volymstillväxten har sedan räknats 

om till biomassatillväxt med hjälp av 

tillväxtfunktioner för olika trädslag 

(Marklund, 1988) inom beräkningssystemet 

HUGIN. Genom att kombinera 

biomassaproduktionen med data 

på halter av kväve och baskatjoner 

(Ca, Mg, K) beräknas det genomsnittliga 

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 Naturvårdsverket. 

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 ståndortskartering 

ingick momenten ståndortsbeskrivning, jordmånsbeskrivning, markprovtagning 

och vegetationsbeskrivning. En ny kartering påbörjades 1993 

och omdrevsperioden har utsträcks från fem till tio år. En databas för Stånd- 

[31]

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 beräkningarna 

av kritisk belastning för aciditet i skogsmark. Beräkningar av mineralogi 

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 sannolikt 

från sumpskogar och annan produktiv skogsmark med torv, som således 

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

Rörvik 

Underlagsdata och metodik 

Nedfall mäts i Sverige i olika övervakningsnät, se figur 3.3. I det internationella 

nätverket inom EMEP, mäts lufthalter av svaveloch kväveföreningar 

samt nederbördshalter av sulfat, nitrat, ammonium, pH, klorid och baskatjoner 

med dygnsupplösning på fem svenska stationer. Månadsvisa nederbördshalter 

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 övervakningsytor 

inom ramen för mätningar åt länsstyrelser, luftvårdsförbund och 

skogsvårdsstyrelser. Parallellt med krondroppet mäts nederbörden på öppet 

fält. Dessutom mäts lufthalter av SO 2, NO 2, och O 3 månadsvis, både i anslut- 

EMEP-nätet Nederbördskemiska 

nätet 

Bredkälen 

* 

Vavihill 

FIGUR 3.3 

Esrange 

Aspvreten 

Sandnäset 

Tandövala 

Ammarnäs 

Djursvallen 

Nedre 

Bredkälen 

Abisko 

Esrange 

Pålkem 

Reivo 

Docksta 

Stormyran 

Jädraås 

Rickleå 

Forshult 

Ryda Kungsgård 

Kindlahöjden 

Tyresta 

Sjöängen 

Granan 

Aspvreten 

Gårdsjön 

Svartedalen Norra Kvill 

Gotska 

Sandön 

Boa Berg Aneboda 

Nore/Maistre 

Vavihill Sännen 

Arup 

Krondroppsnätet 

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

[33]

ning till många krondroppsytor och till mätstationerna inom nederbördskemiska 

nätet. För närvarande utnyttjas data från såväl EMEP som den 

nationella miljöövervakningen för beräkningar med MATCH-Sverigemodellen 

av svavel och kväve i svensk bakgrundsluft. Se figur 3.3. 

Resultaten från mätningarna ger en uppfattning om vilka nedfallsmängder 

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 depositionsdata 

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 beräkningen 

inte förmår att ta hänsyn till lokala depositionsvariationer, till exempel 

till olika typer av markanvändning. 

För att kartera depositionen över Sverige till beräkningar av överskridande 

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 hänsyn 

till olika deposition vid olika markanvändning ger därmed en variation i 

depositionsdata och kommer därför att ge större överskridande och överskridanden 

över större arealer än vad de europeiska beräkningarna med IIASAmodellen, 

se vidare kapitel 7. 

[34]

Baskatjondeposition för beräkning av kritisk belastning 

Även depositionsdata för baskatjoner krävs för att beräkna den kritiska 

belastningen. Beräkningar av baskatjondepositionen är osäkra, speciellt förden 

torra depositionen. För närvarande används flera olika metoder, se 

Lövblad m fl, 2000a. 

De resultat som redovisas har uppskattats genom att resultat från krondropps- 

och våtdepositionsmätningar interpolerats över landet (Lövblad m fl, 

1992). Natrium har utnyttjas som indikator, eftersom trädens upptag eller utläckage 

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 baskatjondeposition 

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 skogsytorna. 

På SMHI:s hemsida (http://www.smhi.se, välj; Klimat & miljö, 

Atmosfärkemi) finns den med MATCH-Sverigemodellen beräknade depositionen, 

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 Västkusten, 

främst över de höglänta delarna. I södra delarna av landet uppgår svavelnedfallet 

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 ammoniumkväve 

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 

[35]

* 

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

* 

FIGUR 3.5 

BC* våtdeposition 

50-percentil 


7 0 - 50 

117 50 - 100 

62 100 - 200 

7 200 - 400 

0 400 - 700 

103 

40 

40 

10 

0 

BC* torrdeposition 

50-percentil 


0 - 50 

50 - 100 

100 - 200 

200 - 400 

400 - 700 

BC* våt- + torrdep. 

50-percentil 


0 

66 

70 

49 

8 

Baskatjondeposition, 1997, till granskog uppskattad ur krondroppsresultat, våtdeposition, 

torrdeposition, totaldeposition = summan av våt och torr deposition. Viktade medianvärden, 

ekvivalenter per hektar och år. 

0 - 50 

50 - 100 

100 - 200 

200 - 400 

400 - 700 

katjondeposition att det svenska antropogena bidraget till depositionen – 

med vissa undantag – är litet (Lövblad m fl, 2000a). Havssalt, långdistanstransport 

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). 

[37]

Referenser 

Bernes C (1996): Sura och försurade vatten. Monitor 1996, Naturvårdsverket Informerar. 

Bertills U & Näsholm T (red) (2000): Effekter av kvävenedfall på skogsekosystem. 


EMEP/MSC-W (1998): Transboundary Acidifying Air Pollution in Europé. 

MSC-W Status Report 1998. Meteorological Synthesizing Centre–West, 

Norwegian Meteorological Institute. 

Henriksen A, Kämäri J, Posch M & Wilander A (1992): Critical loads of acidity: 

Nordic surface waters. Ambio 21:356-363. 

Lindroth S (red) (1995): Skog och mark i Sverige. 

Fakta från Riksskogstaxeringen, Sveriges lantbruksuniversitet. 

Lövblad G, Andersen B, Hovmand M, Joffre S, Pedersen U & Reisell A (1992): 

Mapping deposition of sulphur, nitrogen and base cations in the Nordic Countries. 

IVL Rapport B1055. 

Lövblad G, Kindbom K, Grennfelt P, Hultberg H & Westling O (1995): 

Deposition of acidifying substances in Sweden. Ecological Bulletins, 44:17-34. 

Lövblad G, Persson C & Roos E (2000a): Base cation deposition in Sweden. 

Swedish Environmental Protection Agency. Report nr 5119 

Lövblad G, Alveteg M & Moldan F (2000b): Framtidsutsikter. 

I: Warfvinge P & Bertills U (red), Naturens återhämtning från försurning 

– aktuell kunskap och framtidsscenarier. Naturvårdsverket Rapport 5028. 

Marklund, L G (1988): Biomassafunktioner för tall, gran och björk i Sverige. 

Institutionen för skogstaxering, Sveriges lantbruksuniversitet. Umeå, Rapport 45. 

Melkerud P-A, Olsson M & Rosén K (1992): Geochemical atlas of Swedish forest soils. 

Sveriges lantbruksuniversitet, Institutionen för skoglig marklära, 

Rapporter i skogsekologi och skoglig marklära 65. 

Persson C, Langner J & Robertson L (1995): Regional spridningsmodell för Sverige. 


Wilander A, Johnson R K, Goedkoop W & Lundin L (1998): Riksinventering 1995, 

En synoptisk studie i vattenkemi och bottenfauna i svenska sjöar och vattendrag. 


[38]

4. Introduktion till beräkning 

av kritisk belastning för 

försurning 

* 

L RAPP, H SVERDRUP, H STAAF, A WILANDER & P WARFVINGE 

I Sverige beräknas kritisk belastning för försurande svavel och kväve för två 

typer av ekosystem; skogsekosystem och vattenekosystem, som i det följande 

benämns skogsmark och sjöar. I detta kapitel beskrivs de grundläggande 

principerna bakom beräkningarna. Svenska karteringar av kvävets övergödande 

effekt har hittills gjorts för skogsmark, men inte för sjöar eftersom en 

tillförlitlig modell saknas. I kapitel 5 och 6 behandlas skogsmark och sjöar 

ingående var för sig, och i kapitel 7 redogörs för hur beräkningar för skogsmark 

och sjöar vägs ihop för att få en totalbild av kritisk belastning för försurning 

i Sverige. 

Kritisk belastning, 

ett begrepp med olika beräkningssätt 

Beräkning av kritisk belastning grundas på bestämda principer men kan 

uttryckas på flera sätt. Här presenteras först den metod som används i det 

europeiska luftvårdsarbetet, och som bygger på att effekten av svaveloch 

kvävedeposition hålls isär. Därefter beskrivs den metod som används i 

Sverige, där den kritiska belastningen uttrycker den samlade effekten av försurande 

påverkan. 

Kritisk belastning enligt Luftvårdskonventionens metod 

Det europeiska luftvårdsarbetet inom UN-ECE och EU syftar till att optimera 

utsläppsbegränsningarna av svavel och kväveföreningar. Målet är att 

få så stor miljöförbättrande effekt som möjligt för en viss ekonomisk insats. 

[39]

I optimeringsprocessen måste försurningsverkan från svavel och kväve skiljas 

åt och behandlas var för sig. Detta beror på att åtgärderna i praktiken berör 

vitt skilda samhällssektorer (transporter, energiförsörjning, industri, jordbruk) 

där kostnaden för och möjligheterna att minska utsläppen varierar. 

Metodiken har utarbetats inom konventionsarbetet (Posch m fl, 1995, 

1999) och bygger på att den kritiska belastningen delas upp i olika komponenter 

som tillsammans bildar den s k CL-funktionen (figur 4.1). Det krävs 

tre parametrar för att beskriva den kritiska belastningen, en för svavel och två 

för kväve. Att man behöver två parametrar för kväve beror på att kvävedepositionen 

är försurande först när den överskrider en viss nivå, CL min(N). 

Förutom detta minimivärde på kvävenedfallet behövs ett mått på den maximala 

kvävedeposition som ekosystemet tål ur försurningssynpunkt. Denna 

maximala deposition, CL max(N), beskriver den kritiska belastningen av kväve 

när svaveldepositionen är noll. Som framgår på sid 50 är CL max(N) summan av 

CL max(S) och CL min(N). De tre parametrarna används när den kritiska belastningen 

ska jämföras med det verkliga nedfallet av svavel och kväve i syfte att 

definiera om depositionen överskrider den kritiska belastningen. I bilaga 1 

återfinns en härledning av kritisk belastning för försurning med tonvikten på 

CLmax(S) 

* 

[40] 

Sdep 

FIGUR 4.1 

Nedfall < kritisk belastning 

CLmin(N) 

Nedfall > kritisk belastning = 

överskridande 

CLmax(N) 

Kritisk belastning i det europeiska luftvårdsarbetet uttrycks med CLmax(S), CL min (N) och 

CL max N) som bildar CL-funktionen. Den beskriver alla kombinationer av svaveloch kvävenedfall 

som motsvarar den kritiska belastningen för försurning. Om nedfallet ligger ovan 

linjen innebär detta ett överskridande av den kritiska belastningen. Ett överskridande kan 

minskas på många sätt; antingen genom att minska enbart svavel (svart pil) eller enbart 

kväve (streckad pil) eller kombinationer av dessa (röda pilar). 

Ndep

metodiken med en CL-funktion. Observera att de här använda kväveparametrarna 

endast beskriver kvävets försurande verkan. I kapitel 8 introduceras 

ytterligare en parameter som avser kvävets övergödande effekt. 

TABELL 4.1. Data som levereras till det europeiska luftvårdarbetet för kritisk belastning för 

försurning och eutrofiering av skogsmark och sjöar. Om inte annat anges är enheten ekv/ha·år. 

Data levereras för varje beräkningspunkt för skogsmark (F-forest) och sjöar (L-lakes). 

PARAMETER F/L FÖRKLARING 

CLmax(S) F/L maximalt acceptabelt svavelnedfall utan försurningspåverkan 

från kväve 

CLmin (N) F/L maximalt acceptabelt kvävenedfall som ej verkar försurande 

CLmax(N) F/L maximalt acceptabelt kvävenedfall utan något svavelnedfall 

CLnutr (N) F maximalt acceptabelt kvävenedfall för eutrofiering av skogsmark 

BC * dep F nedfall av baskatjoner exklusive havssalter 

BCw F vittring av baskatjoner i rotzonen 

BCu F/L upptag av baskatjoner (Ca2+ , Mg2+ och K + ) i stamved som 

bortförs med avverkning 

ANCle, crit F den kritiska utlakningen av ANC från markprofilen 

Q([BC * ] o - 

ANClimit ) 

L denna parameter innehåller den kritiska utlakningen av ANC 

från avrinningsområdet för sjöar, Q . ANClimit , där Q är avrinning 

och ANClimit den kritiska koncentrationen av ANC i sjön. 

[BC * ] o är den förindustriella koncentrationen av baskatjoner i sjön 

Nu F/L upptag av kväve i stamved som bortförs med avverkning 

Nimm F/L immobilisering av kväve 

Nde F kväveförlust till atmosfären med denitrifikation 

Vikt, km2 F/L för varje 50 x 50 km EMEP-cell ska varje beräkningspunkt ges 

en vikt (betydelse) 

Sverige har levererat data till det internationella arbetet i princip vartannat år 

sedan 1990. Sedan 1997 har alla storheter i tabell 4.1 inrapporterats. I en serie 

rapporter har UN-ECE redovisat konventionsländernas bidrag i form av data, 

kartor och metodik (Hettelingh m fl, 1991; Downing m fl, 1993; Posch m fl, 

1995, 1997, 1999, 2001). 

Kapitel 6 om sjöar presenterar metodiken baserat på en CL-funktion. I 

kapitel 7 (kombination av skogsmark och sjöar) används CL-funktionen även 

[41]

för skogsmark för att belysa hur Sveriges inrapporterade data kommer till 

användning internationellt. 

Kritisk belastning enligt den svenska metoden 

I Sverige har man det senaste decenniet använt begreppet ”Critical load of 

actual acidity” när man talar om kritisk belastning för försurning. Detta 

begrepp betecknar vi fortsättningsvis CL(acidity) i brist på en bra svensk 

term. Tanken med CL(acidity) är att uttrycka den kritiska belastningen som 

en stabil egenskap hos ekosystemet, baserad på de naturgivna egenskaperna 

mark och klimat, men som kan beskrivas utan processer som är knutna till 

markanvändningen. (Sverdrup & de Vries, 1994; Hettelingh & de Vries, 

1992). Metodiken för beräkning av CL(acidity) och överskridande redogörs 

på sid 47–51. 

Det är viktigt att påpeka att markanvändningen ingår och har samma 

betydelse för beräknandet av överskridande av kritisk belastning oavsett om 

den europeiska eller den svenska metoden används. Båda metoderna bygger 

på samma grundläggande principer, men skillnaden är hur man beskriver den 

kritiska belastningen. 

Framställningen i kapitel 5 om skogsmark och kapitel 6 om sjöar baseras 

på CL(acidity). 

Kritisk belastning och ekosystemen 

För att praktiskt kunna använda begreppet kritisk belastning, som ett verktyg i 

arbetet med att minska de försurande utsläppen, måste modeller användas som 

avgränsar och förenklar den biologiska och geokemiska verkligheten. 

Steady-state 

Generellt uppstår markförsurning så snart depositionen av försurande ämnen 

inte längre kan balanseras av enbart vittring. Markförsurning innebär att markens 

förråd av utbytbara baskatjoner börjar tömmas och ersätts av vätejoner 

och, vid sjunkande pH, även aluminiumjoner. Resultatet blir att markens 

basmättnadsgrad sjunker. I beräkningarna av kritisk belastning förutsätts att 

detta inte sker, dvs att det finns en långsiktig balans mellan källor och sänkor 

för buffrande processer, där källorna är outtömliga, t ex vittring och deposition 

av baskatjoner. 

[42]

En viktig avgränsning är således att kortsiktiga buffrande processer, som 

t ex jonbytesreaktioner och svaveladsorption, ej ingår i modellerna för beräkning 

av den kritiska belastningen. Detta betyder i sin tur att modellerna beräknar 

ett tänkt sluttillstånd då mark- och sjökemi inte längre ändrar sig med 

tiden. Ett sätt att uttrycka detta är att systemet (markprofilen, sjön) befinner 

sig i ett stationärt tillstånd, steady-state. I modeller baserade på steady-state, 

t ex SSMB och PROFILE (Sverdrup m fl, 1990), kan effekter av årtidsväxlingar, 

t ex surstötar i samband med snösmältning, inte behandlas. 

Eftersom tidsfaktorn inte är definierad går det inte att göra prognoser eller 

besvara frågor av typen; ”När försurades sjön?” eller ”När kommer mark- och 

sjökemin att återställas till ett acceptabelt tillstånd”. Frågorna som kan besvaras 

med en steady-state-modell blir i stället; ”Vad blir mark- och sjökemin om nedfallet 

av svavel och kväve förblir på en viss nivå under en lång tid?” eller ”Hur 

mycket större är det verkliga nedfallet än det nedfall som ekosystemet långsiktigt tål?” 

För att även kunna ta hänsyn till tidsfaktorn måste dynamiska modeller 

som t ex MAGIC (Cosby m fl, 1985) och SAFE (Warfvinge m fl, 1992) användas. 

Dynamiska modeller används för att studera och analysera försurningsförlopp, 

och de fyller en viktig funktion när effekten av nedfallsminskningar 

Koncentration 

* 

steady-state steady-state steadystate 

BC* 

ANC 

SO4* 

FIGUR 4.2 

I II III IV V 

Tid 

Ett schematisk händelseförlopp för en sjöförsurning. De stabila tidsperioderna där koncentrationerna 

ej ändras med tiden, dvs när steady-state råder, är indikerade. 

[43]

ska utredas. Återhämtning och återhämtningsprocesser beskrivs närmare i 

Warfvinge & Bertills (2000). Dynamiska modeller har ännu inte använts som 

underlag för optimeringar inom konventionsarbetet. 

Ett sätt att illustrera skillnaden mellan dynamiska och steady-statemodeller 

är att studera hur försurning av en sjö inklusive dess återhämtning 

går till. Rent hypotetiskt kan fem faser urskiljas från det att sjön försuras till 

att den har återställts till sin ursprungliga status, figur 4.2. Observera att det 

som följer är mycket översiktligt; i verkligheten råder sällan steady-state. Det 

senare är givetvis en fråga om vilken tidsrymd som betraktas och hur strikt 

man definierar steady-state. 

Till en början är sjön i sitt naturliga eller förindustriella tillstånd, då antropogena 

aktiviteter ännu inte förmått ändra sjökemin nämnvärt. Detta är det tillstånd 

som många modeller för försurning avser att återskapa, dvs hur det såg 

ut i sjöarna i förindustriell tid. 

I I mitten av 1800-talet börjar industrialiseringen ge upphov till ett ökat 

utsläpp och nedfall av försurande svavel. Marken försuras eftersom jonbytesreaktioner 

och sulfatadsorption neutraliserar den ökande tillförseln av 

vätejoner. Notera att sjövattnets buffertkapacitet (uttryckt som ANC) är 

oförändrad eftersom koncentrationen av baskatjoner ökar i samma takt 

som sulfat. För detaljer om buffertkapacitet se faktaruta. 

II Förr eller senare börjar förrådet av baskatjoner i marken att tömmas varvid 

ANC i avrinningsvattnet sjunker drastiskt med en sjöförsurning som 

följd. Här kan också direktdeposition till sjön ha en stor betydelse om 

sjöarean utgör en betydande del av avrinningsområdet. 

III Svaveldepositionen ligger på en hög och stabil nivå. Med tiden ställer 

sjön också in sig på ett nytt stationärt kemiskt tillstånd där både marken 

och sjön är försurade. 

IV Här har åtgärder vidtagits som lett till en minskning av svavelnedfallet. 

Jonbytesförrådet i marken börjar åter fyllas på med baskatjoner och det 

svavel som fastlades i försurningsfasen kan lösas ut igen. Denna fas är 

motsatsen till fas I; här återhämtas marken vilket fördröjer återhämtningen 

i sjön. 

V Slutligen har mark- och sjökemin återställts och ett nytt stationärt tillstånd 

infinner sig. 

[44]

* 


Buffertkapacitet 

Buffertkapaciteten för vatten kan bestämmas med en alkalinitetstitrering. Alkaliniteten 

anger hur mycket syra som åtgår för att sänka pH till ett bestämt värde. Vanligtvis väljs 

slut-pH för titreringen till 5,6 där allt HCO - 

3 har förbrukats. Om vattenprovet har ett pH 

lägre än 5,6 blir den mängd lut som behövs för att nå pH 5,6 ett mått på vattnets aciditet. 

I begreppet kritisk belastning används ANC (Acid Neutralizing Capacity) som ett mått 

på buffertkapacitet. Utifrån en laddningsbalans för ingående joner kan ANC uttryckas 

på två sätt: 

1. Ej direkt pH-beroende joner: 

ANC = Na + 

[ ] + Ca 2+ 

[ ] + Mg 2+ 

[ ] + K + 

+ 2- 

- 

[ ] + [ NH4 ] - [ SO4 ] - [ NO3 ]-Cl - 

[ ] 

2. pH-beroende joner: 

- 

2- 

ANC = [ HCO3 ] + [ CO3 ]+ R - 

[ ] - H + 

[ ] - Al n+ 

[ ] 

Notera att ekvation 1 och 2 är helt likvärdiga uttryck och det är alltid protonövergångar 

(då en förening avger eller tar upp en vätejon) som ligger till grund för alla ANC-ändringar. 

Ekv 1 är mycket användbar eftersom den direkt kan användas i de massbalanser som 

ingår i modellerna för beräkning av kritisk belastning. Om pH måste bestämmas är det 

dock nödvändigt att använda Ekv 2. Det senare är fallet för PROFILE (se kapitel 5) där 

vittringshastigheten beror av pH. 

ANC är ett mått på den totala buffertkapaciteten. Med ”total” avses här att även anjoner 

till starka organiska syror ingår. En titrering av ett humöst vattenprov (t ex 10 mg/l 

DOC) från pH 7,5 till 5,6 ger att ca 15 % av alla organiska anjoner har protonerats. Detta 

är anledningen till att ANC alltid är högre än alkaliniteten i humösa vatten. ANC antar 

både positiva som negativa värden. 

Ett negativt värde på ANC brukar också benämnas aciditet. Aciditeten som tillförs 

via deposition på en yta (Dep) kan därför uttryckas som (ekv/ha och år): 

Aciditet = Dep SO4 + Dep NO3 + Dep Cl -Dep Na +Ca+Mg +K -Dep NH4 

[45]

Långsiktighet – hållbar utveckling – risk för skador 

Kritisk belastning för försurning används som ett riktmärke för vad naturen 

tål av försurande nedfall. Detta innebär att ekosystemen ska skyddas mot 

skador som kan uppkomma om nedfallet blir för surt. Detta betyder inte att 

alla tänkbara förändringar inom ett ekosystem kan undvikas. Principen är att 

en långsiktig bärkraft ska eftersträvas, dvs allvarliga negativa effekter på lång 

sikt ska undvikas. 

Den kritiska belastningen uttrycker känsligheten för surt nedfall, medan 

överskridandet, dvs skillnaden mellan det aktuella nedfallet och den kritiska 

belastningen, indikerar om skador kan uppkomma. Ett överskridande anger 

att det finns en risk att skador kan uppträda. Däremot säger det inte när en 

sådan påverkan kommer att ske eller vilken omfattning skadorna kommer att 

få. På samma sätt betyder ett underskridande att skador inte uppkommer 

enligt nuvarande kunskap. Detta sätt att använda tröskelvärden som definierar 

om skador kommer att ske eller inte är enkelt. Det finns dock flera källor 

till osäkerheter t ex indata till modellerna vilket gör att den kritiska belastningsgränsen 

i praktiken är ett intervall i stället för en definierad gräns 

(Barkman, 1998). 

Beräkningsförfarande 

Beräkning av kritisk belastning utgår alltid från ekosystemnivån, figur 4.3. 

För varje ekosystem väljs en biologisk indikator, en indikatororganism, som 

representerar en känslig komponent 

i ekosystemet. När 

Ekosystem 

indikatororganismen tar skada 

indikerar detta att hela eko- 

Biologisk indikator 

systemet förändras på ett all- 

Kemiskt kriterium 

varligt sätt. För att kunna 

kvantifiera om skadliga effek- 

Kritiskt kemiskt värde 

ter inträffar måste indikatorns 

* 

[46] 

FIGUR 4.3 

Principen för beräkning av kritisk 

belastning och överskridande. 

Data 

Nedfall 

Beräkningsmetod 


Överskridande

eaktion kopplas samman med ett kemiskt kriterium, samt med ett kritiskt 

kemiskt värde på detta kriterium som går att mäta eller kan beräknas. 

Därefter kan den kritiska belastningen och överskridandet beräknas. 

Biologisk indikator, kemiskt kriterium 

och kritiskt kemiskt värde 

I Sverige har kritisk belastning för försurning hittills beräknats för två ekosystemtyper, 

skogsmark och sjöar. För skogsmark har skogsträd (gran, tall, 

björk, bok och ek) utgjort den biologiska indikatorn och för sjöar har försurningskänsliga 

fiskarter, främst laxfiskar utnyttjats. 

För skogsmark har kvoten mellan baskatjoner och aluminium i marklösningen, 

den s k BC/Al-kvoten, använts som kemiskt kriterium. Vid långvarig 

kraftig försurning minskar BC/Al-kvoten till följd av att koncentrationen 

av aluminium stiger då pH i markvattnet sjunker. Principen bakom 

användandet av BC/Al-kvoten är att höga halter av aluminium minskar 

näringsupptaget medan baskatjoner, i första hand kalcium, motverkar skadliga 

effekter. Blir det för mycket aluminium i förhållande till baskatjoner i 

marklösningen hotas på sikt skogens hälsa och tillväxt. Relevansen av BC/Alkvoten 

har diskuterats mycket i forskarkretsar (Løkke m fl, 1996), men den 

är det bästa kemiska kriterium som för ögonblicket är tillgängligt och ett 

sådant är nödvändigt för beräkning av den kritiska belastningen. Litteraturstudier 

och laboratorieexperiment ligger bakom valet av BC/Al-kvoten 

(Sverdrup & Warfvinge, 1993). I Sverige används BC/Al-värdet 1,0 som kritiskt 

kemiskt värde. 

För sjöar har vattnets totala buffertkapacitet (ANC) valts som kemiskt kriterium. 

Den kritiska koncentrationen av ANC för sjöar, ANC limit bestäms av 

att ANC högre än 20 µekv/l krävs för att bibehålla stabila populationer av laxfiskar. 

Gränsvärdet baseras på en genomgång av ett stort datamaterial från 

Norge (Henriksen m fl, 1992; Lien m fl, 1991, 1996). Övriga nordiska länder 

använder också ANC som kemiskt kriterium men den kritiska koncentrationen 

varierar något; i Norge är ANC limit i medeltal något lägre än 20 µekv/l (se 

kapitel 6). 

Den kritiska belastningen 

För att bestämma den kritiska belastningen måste nedfallet av svavel och 

kväve kopplas till olika kemiska parametrar som är relevanta för de biologiska 

[47]

EKV 1 

indikatorerna i respektive ekosystemtyp. Eftersom den kritiska belastningsgränsen 

bygger på synen att det finns en bestämd gräns vid vilken risk för 

skador inträder sker denna koppling via de kritiska kemiska värdena, 

(BC/Al) crit för skogsmark respektive ANC limit för sjöar. 

Värdet på de kemiska kriterierna vid olika belastningsnivåer beräknas 

med modeller som knyter ihop nederbördens kemi med tillståndet i markvattnet 

och sjövattnet. Genom åren har olika typer av sådana modeller 

utvecklats. Modeller baserade på observationer i fält kallas empiriska medan 

en processorienterad modell avser att beskriva processerna utifrån verkliga 

mekanismer. Modellen för skogsmark (PROFILE) är till stor del processorienterad 

medan modellerna för sjöar (SSWC/FAB) är en kombination av båda 

modelltyperna. 

De olika modellerna kvantifierar källor och sänkor för ANC och upprättar 

en balans mellan processer som tillför ANC (källor) och processer som bortför 

ANC (sänkor). Detta är grunden för SSMB-modellen (Steady-State Mass 

Balance) liksom för PROFILE och FAB. ANC-balansen kan utryckas med en 

formel med de viktigaste processerna (Warfvinge & Sverdrup, 1995), ekvation 

1. Ekvationen är en förenklad ANC-balans där hela ekosystemet utgör 

en enhet. I vänsterledet samlas sänkorna för ANC medan högerledet innehåller 

källorna för ANC. 

S + N + Cl + BC + ANC = BC + BC + N + N + N 

dep 

dep 

dep 

u 

le 

Deposition av svavel, kväve och klorid (S dep , N dep , Cl dep ) förbrukar ANC. 

Näringsupptag av baskatjoner har en försurande effekt (BC u ) liksom utlakning 

av ANC (ANC le ). 

Baskatjondepositionen (BC dep ) bidrar med ANC. Ett visst nedfall av baskatjoner 

finns alltid och kan betraktas som naturligt, men nivån är svår att 

bestämma genom mätningar i fält. 

Vittringen (BC w ) är den viktigaste processen som producerar ANC i marken 

och samtidigt frigör baskatjoner. Vittringshastigheten bestäms bl a av 

mineralsammansättningen, texturen, vattentillgången och markvattnets 

kemiska tillstånd. Vittringen har en fundamental betydelse vid beräkning av 

kritisk belastning. 

Enligt SSMB-modellen innebär upptag (N u ), immobilisering (N i ) och 

denitrifikation (N de ) av kväve att ANC produceras samt att den totala depositionen 

av N konsumerar ANC. Detta förutsätter att inget ammonium lakas 

[48] 

dep 

w 

u 

i 

de

EKV 2 

EKV 3 

ut, vilket är ett rimligt antagande för svenska förhållanden. Nettoeffekten av 

kväveomvandlingarna blir att bara den del av kvävedepositionen som inte 

immobiliseras, denitrifieras eller binds av biomassa som skördas kan betraktas 

som försurande (Sverdrup m fl, 1990). 

Observera att i denna beskrivning ingår den totala depositionen av svavel 

och baskatjoner, inklusive havssalter, trots att de senare inte producerar eller 

konsumerar ANC. I de beräkningar som görs för det europeiska luftvårdsarbetet 

är det brukligt att korrigera nedfallet genom att dra bort havsaltbidraget 

eftersom det är den antropogena depositionen av svavel och kväve som 

ska minskas (bilaga 1). En korrigering av havssalter påverkar svavel, klor och 

baskatjoner i ekvation 1, men förhållandet mellan källor och sänkor i ANCbalansen 

ändras ej. Däremot måste havssalterna i depositionen ingå då 

ANC le, crit (se nedan) beräknas, givet att BC/Al-kvoten används som kemiskt 

kriterium, eftersom växter inte skiljer på marina och icke-marina baskatjoner. 

En fundamental egenskap hos modeller för kritisk belastning är att det är 

tillståndet vid steady-state som beräknas. Därför ingår ej processer som bara 

verkar inom en begränsad tidsrymd i beräkningen. 

Den kritiska utlakningen för sjöar, ANC le, crit , beräknas från den kritiska koncentrationen 

genom att multiplicera med den specifika avrinningen. För skogsmark 

beräknas ANC le, crit utifrån BC/Al-kvoten (se kapitel 5). 

Vi inför nu den kritiska belastningen för svavel och kväve (CL(S,N)), 

samt sätter villkoret att ANC le skall var lika med den kritiska utlakningen. Vi 

flyttar även över de termer som beror av markanvändning (upptag, immobilisering 

och denitrifikation) samt baskatjondepositionen till vänsterledet. 

Ekvationen blir då: 

CL(S, N) + Cl dep -BC dep +BC u - N u - N i - N de =BC w - ANC le, crit 

Högerledet är ett uttryck för den kritiska belastningen som används i Sverige. 

Det är kritisk belastning för försurning, CL(acidity) och benämns i den vetenskapliga 

litteraturen som critical load of actual acidity, ekvation 3. 

CL (acidity) = BC w - ANCle, crit 

Det finns alternativa definitioner för kritisk belastning. Gemensamt för dessa 

är dock att slutresultatet, överskridandet (se nedan), blir det samma. 

Skillnaden är mer av principiell natur och vilka termer man anser höra till kritisk 

belastning respektive deposition och markanvändning. 

[49]

EKV 4 

EKV 5 

EKV 6 

EKV 7 

EKV 8 

EKV 9 

Vi kan nu även se sambandet mellan de tidigare nämnda optimeringsparametrarna 

och definitionen av kritisk belastning (se bilaga 1). För CL min(N) 

gäller uppenbarligen: 

CL min (N) = N u +N i +N de 

För CL max(S) gäller, under förutsättning att havssaltkorrigerade värden 

används så att Cl dep kan elimineras, att: 

* 

CLmax (S) = BCdep +BCw- BCu-ANCle, crit 

Slutligen gäller även att: 

CL max (N) CL max (S) + CL min (N) 

Orsaken till att den senare ekvationen inte gäller exakt är att vissa termer i 

CL min(N) är depositionsberoende. 

Överskridande av kritisk belastning 

Begreppet kritisk belastning används till att identifiera ekosystemens känslighet 

mot svaveloch kvävenedfall men ger ingen direkt information om 

vilka ekosystem som riskerar skador. För detta ändamål måste en jämförelse 

göras mellan försurningsbelastningen, både från deposition och markanvändning, 

och den kritiska belastningen, dvs överskridandet måste beräknas. Om 

värdet på överskridandet, Exc, (engelska, exceedence) är positivt överskrids 

den kritiska belastningen och det är därmed en risk att ekosystemet i fråga 

riskerar skador. 

Om den kritiska belastningen uttrycks som CL(acidity) beräknas överskridandet 

enligt: 

Exc = Aktuell deposition + Markanvändning – CL(acidity) 

där 

Aktuell deposition = S + N + Cl - 

Markanvändning = 

I ekvation 7 kan den för beräkningen aktuella depositionen av svavel och 

kväve läggas in, t ex för år 1997 eller 2010. Det är viktigt att klargöra att överskridandet, 

Exc är ett mått på överskridandet vid en given tidpunkt, inte att 

[50] 

dep 

BC - N - N - 

u 

dep 

u 

i 

dep 

N 

de 

BC 

dep

ekosystemet har skadats. Följaktligen är det fullt möjligt att det föreligger ett 

överskridande även om faktiska mätningar av det kemiska kriteriet, t ex ANC 

i en sjö, inte indikerar en sämre situation än det kritiska kemiska värdet. På 

motsvarande sätt kan ekosystem som tidigare har skadats inte omedelbart 

återhämta sig då depositionen är mindre än den kritiska belastningen. Detta 

är mycket viktigt att beakta när resultat från kritisk belastning jämförs med 

observationer/mätningar och där försurningseffekter på biota undersöks. 

Referenser 

Barkman A (1998): Critical Loads – assessment of uncertainty. 

Reports in ecology and environmental engineering, Report 1:1998, Lund University, 

Department of Chemical Engineering II. (Doktorsavhandling). 

Cosby B J, Hornberger G M, Galloway J N & Wright R F (1985): 

Modelling the Effects of Acid Deposition: Assessment of a lumped parameter model of soil 

and stream water chemistry. Water Resources Research 21:1851-1863. 

Downing R J, Hettelingh J P & de Smet P A M (eds) (1993): 

Calculation and Mapping of Critical Loads in Europe-Status Report. 

Coordination Centre for Effects, National Institute of Public Health and Environmental 

Protection, Bilthoven, The Netherlands. RIVM Report No. 259101003. 

Henriksen A, Kämäri J, Posch M & Wilander A (1992): 

Critical Loads of Acidity: Nordic Surface Waters. Ambio 21(5):356-363. 

Hettelingh J P & de Vries W (1992): Mapping Vademecum. 

Coordination Centre for Effects. National Institute of Public Health and Environmental 

Protection, Bilthoven, The Netherlands, RIVM Report No. 259101002, 39 pp. 

Hettelingh J P, Downing R J & de Smet P A M (eds) (1991): 

Mapping Critical Loads for Europe. CCE Technical Report No.1, Coordination Centre 

for Effects, National Institute of Public Health and Environmental Protection, Bilthoven, 

The Netherlands, RIVM Report no. 259101001. 

Lien L, Raddum G G, Fjellheim A & Henriksen A (1996): 

A critical limit for acid neutralizing capacity in Norwegian surface waters, 

based on new analyses of fish and invertebrate responses. 

Science of Total Environment 177:173-193. 

Lien L, Raddum G G & Fjellheim A (1991): Critical loads for surface water-invertbrates 

and fish. Acid Rain Research Report no. 21. Norwegian Institute for Water Research, 

Oslo, 46 p. 

Løkke H, Bak J, Falkengren-Grerup U, Finlay RD, Ilvesniemi H, Nygaard P H & Starr M 

(1996): Critical loads of acidic deposition for forest soils – is the current approach 

adequate? Ambio 25, 510-516. 

[51]

Posch M, de Smet P A M, Hettelingh J P & Downing R J (eds) (1995): 

Calculation and mapping of Thresholds in europé: Status Report 1995. 

Coordination Centre for Effects, National Institute of Public Health and Environmental 

Protection, Bilthoven, The Netherlands, RIVM Report No. 259101004. 

Posch M, Hettelingh J P, de Smet P A M & Downing R J (eds) 1997: 

Calculation and Mapping of Critical Thresholds in Europe: Status Report 1997. Coordination 

Centre for Effects, National Institute of Public Health and Environmental Protection, 

Bilthoven, The Netherlands. RIVM Report No. 259101007. 

Posch M, de Smet P A M, Hettelingh J P & Downing R J (1999): 

Calculation and mapping of Critical Thresholds in Europé: Status Report 1999. Coordination 


Bilthoven, The Netherlands, RIVM Report No. 259101009. 

Posch M, de Smet P A M, Hettelingh J P & Downing R J (2001): Modelling and mapping 

of critical thresholds in europé: Status report 2001. Coordination Center for Effects, 

Bilthoven, The Netherlands RIVM report No 259101010. 

Sverdrup H & de Vries W (1994): 

Calculating critical loads for acidity with the simple mass balance method. 

Water Air and Soil Pollution 72: 143-162. 

Sverdrup H & Warfvinge P (1993): The effect on soil acidification on the growth 

of trees, graas and herbs as expressed by the (Ca+Mg+K)/Al ratio. 

Reports in ecology and environmental engineering Report 2: 1993. 

Department of Chemical Engineering II, Lund University, Lund. 

Sverdrup H, de Vries W & Henriksen A (1990): Mapping Critical Loads. 

Nord 1990:98, Nordic Council of Ministers, Copenhagen, Denmark. 

Warfvinge P & Sverdrup H (1995): Critical Loads of Acidity to Swedish Forest Soils, Methods, 

data and results. Reports in ecology and environmental engineering Report 5: 1995. 

Lund University, Department of Chemical Engineering II. 

Warfvinge P, Holmberg M, Posch M & Wright R F (1992): 

The Use of Dynamic Models to Set Target Loads. Ambio Vol. 21 No 5, 369-376. 

Warfvinge P & Bertills U (red) (2000): Naturens återhämtning från försurning 


[52]

5. Kritisk belastning för 

försurning av skogsmark 

* 

H SVERDRUP, H STAAF, L RAPP & M ALVETEG 

Näst efter Ryssland har Sverige den största skogsmarksarealen av alla länder 

i Europa. Den svenska skogen växer i huvudsak på relativt grovkorniga 

urbergsmoräner som normalt är känsliga för försurning. Genom den inventering 

av tillståndet hos den svenska skogen och skogsmarken som görs vid 

Sveriges lantbruksuniversitet är försurningsläget relativt väl känt, och det 

finns också ett bra underlag för beräkningar av markens försurningskänslighet. 

Den numeriska modell, PROFILE, som används för beräkningar av kritisk 

belastning har utvecklats inom Sverige, men den har fått vid användning 

även i andra länder. I detta kapitel beskrivs det arbete som pågått sedan mitten 

av 1980-talet för att beräkna och kartera kritisk belastning för försurning 

av svensk skogsmark. 

Svensk skogsmark – sur och försurad 

Den svenska skogsmarken är naturligt sur, men försurningen har accelererat 

avsevärt under de senaste 50 åren. Detta framgår entydigt av den försurningsforskning 

som Naturvårdsverket finansierat under de senaste decennierna 

(Bertills & Hanneberg, 1995; Staaf & Tyler, 1995; Warfvinge & Bertills, 

2000). De första rapporterna om markförsurningens effekter kom i början av 

1980-talet, och den kartläggning av försurningstillståndet i svensk skogsmark 

som följde visade på en drastisk påverkan i södra Sverige sedan 1950- och 

1960-talen. Försurningen är allvarligast i den sydvästra delen av landet där 

marken på många ställen försurats ned till flera meters djup (Eriksson m fl, 

1992). I norra Sverige har försurningen inte gått lika långt (figur 5.1). 

I oförsurad barrskogsmark ligger pH-värdet (i vattenextrakt) nästan alltid 

över 5,0 i mineraljordens B-horisont, dvs på 20–30 cm djup i marken. I dag fin- 

[53]

* 

ner man sällan så höga pH-värden i 

sydvästra Sverige, förutom i områden 

med kalkstensberggrund. Ståndortskarteringen 

vid Sveriges lantbruksuniversitet 

har visat att vid mitten av 

1980-talet hade hälften av skogsmarken 

i Götaland ett pH-värde under 4,8 

och en basmättnadsgrad av 5 % eller 

lägre. Allra surast är de inre delarna av 

sydvästra Götaland där ca 40 % av 

skogsmarken har ett pH-värde i rostjorden 

som understiger 4,4. Detta pHvärde 

används traditionellt för att ange 

den nivå under vilket oorganiska aluminiumföreningar 

börjar uppträda i 

markvattnet i större mängd. 

Data från Ståndortskarteringen 

pekar på att pH-värdet för skogsmarken 

i södra Sverige i genomsnitt har sjunkit med ca 0,1 pH-enhet från mitten 

av 1980-talet till mitten av 1990-talet. Detta avser markens övre del. De utbytbara 

förråden av magnesium har minskat i hela Sverige, men en viss ökning av 

kalcium har noterats för humusskiktet. I södra Sverige finns tendens till ökat 

förråd av kalcium i B-horisonten, medan förråden minskar i norr (Wilander & 

Lundin, 2000). Utbytbart aluminium ökar i B-horisonten i hela landet, vilket 

normalt tolkas som ett tydligt tecken på fortgående försurning. Trenderna är 

således lite motstridiga, men det mesta tyder på en fortsatt försurning i stora 

delar av Sverige och med svaga tecken på återhämtning i söder. 

[54] 

FIGUR 5.1 

pH (mätt i vattenextrakt) i B-horisonten 

i svensk skogsmark enligt Ståndortskarteringen. 

Data: Institutionen för 

skoglig marklära, SLU. 

pH (H2O) 

< 4,4 

4,4 - 4,7 

4,7 - 5,0 

5,0 - 5,5 

> 5,5

Försurningsprocesser i skogsekosystem 

Försurningen av skogsmarken har fortgått sedan marken frilades efter den 

senaste istiden. Även i helt opåverkade områden är nederbörden svagt sur 

(~pH 5,6) på grund av sitt innehåll av kolsyra. I samband med industrialismen 

tillkom försurande utsläpp från förbränning i form av starka syror som 

svavelsyra och salpetersyra. Ytterligare en källa till försurning är skogens 

utbredning och tillväxt. Marken har byggt upp ett förråd av organisk substans 

som innehåller organiska syror, och även uttaget av biomassa ur skogen har 

varit en försurande faktor under lång tid. 

Den atmosfäriskt betingade försurningen styrs främst av nedfallet av svavel- 

och kväveföreningar. Historiskt sett har svavlet varit viktigast, men i 

framtiden kan kvävenedfallet få ökad betydelse. Kväveomsättningen i mark 

är komplicerad och försurningseffekterna svåra att beskriva. Generellt sett 

kan man dock säga att kvävets försurande verkan beror av hur stor andel som 

fastläggs i mark och vegetation. Kvävets försurningspåverkan ökar påtagligt 

om nedfallet ökar till en sådan nivå att marken och vegetationen inte kan ta 

hand om allt kväve som tillförs (se vidare kapitel 8). Marken sägs då vara kvävemättad 

och utlakningen av nitrat ökar. 

Skogsekosystemen tillförs således syra såväl med det atmosfäriska nedfallet 

som genom skogsbruk och annan markanvändning. Denna tillförsel 

motverkas främst genom vittring av markens mineral, en process som förbrukar 

vätejoner. När försurningstrycket ökar klarar markens vittring inte av att 

neutralisera syran, och halten av vätejoner i markvattnet ökar. Vätejoner, och 

vid sjunkande pH även aluminiumjoner, byter ut de baskatjoner som sitter 

adsorberade på markpartiklarna och markens basmättnadsgrad sjunker. När 

pH-värdet i markvattnet når under ca 4,8 börjar aluminium lösas ut från 

markpartiklarna. Halterna av aluminium i markvattnet ökar med minskande 

pH-värde och utlakningen av aluminium tilltar påtagligt när pH-värdet sjunker 

under 4,4. Syra förs bort från skogsmarken med avrinnande vatten som 

oftast är mer eller mindre surt. 

En viss surhet är en normal företeelse i kalkfattig skogsmark, och surhetsgraden 

bestäms av balansen mellan tillförd, neutraliserad eller bortförd 

syra. Detta avspeglas i markvattnets kemi, som kan utnyttjas som en kemisk 

indikator på surhetsgraden och användas för att sätta upp kriterier för att 

skydda ekosystemet från försurningsskador på lång sikt. 

[55]

Metoder för att beskriva försurningsförloppen 

Det går att beskriva aciditetsförändringar i naturen på olika sätt. Under 1970och 

1980-talen gjordes de första fullständiga syrabalanserna för skogsekosystem 

(se t ex Nilsson m fl, 1982; van Breemen m fl, 1983). De metoder som 

används idag inom Luftvårdskonventionen (Umweltbundesamt, 1996) är en 

utveckling av den tekniken. Syraflödena beskrivs dock i icke pH-beroende 

termer; i form av ANC-förändringar förorsakade av flöden av baskatjoner, svavel 

och kväve. Den principen gör det möjligt att uttrycka försurningstillståndet 

på ett enhetligt sätt samt att beskriva syraflöden med en internt konsekvent 

enhet (ekv/ha och år). Att i detalj beskriva alla ingående processer på 

tusentals skogsytor över hela Sverige är i praktiken omöjligt, och därför krävs 

vissa förenklingar. I grunden kan dock de ekvationer som används i modellerna 

hänföras till vätejonflöden. 

Det är viktigt att påpeka att det inte är flödena av baskatjoner och kväve 

i sig som är försurande eller neutraliserande, utan de bakomliggande kemiska 

processer som medför ett flöde av ANC kopplat till ämnestransporterna. Alla 

processer sker samtidigt, under ömsesidig påverkan, varför det är nödvändigt 

att arbeta med modeller. I ett regionalt perspektiv är det viktigaste att korrekt 

beskriva den totala balansen av syra i ekosystemen, även om alla delprocesser 

inte i varje detalj är riktigt beskrivna. 

Det finns flera metoder för beräkning av kritisk belastning i skogsmark. 

I stort bygger de alla på samma princip; en mer eller mindre detaljerad syrabalans 

på ekosystemnivå. De flesta länder i Europa använder den av Luftvårdskonventionen 

(CLRTAP) rekommenderade grundmodellen SSMB 

(Steady-State Mass Balance Model). I Sverige har dock en mera avancerad 

beräkningsmodell tagits fram, den s k PROFILE-modellen, som används för 

att ta att räkna fram officiella, nationella data för kritisk belastning i skogsmark. 

PROFILE har även använts i en rad andra europeiska länder, bl a i 

Danmark, Frankrike, Kroatien, Polen, Ryssland, Schweiz och Tyskland. 

PROFILE-modellen – en övergripande beskrivning 

Beskrivningen nedan av PROFILE är översiktlig och avser endast att 

belysa huvuddragen i modellen. En mer detaljerad och komplett beskrivning 

återfinnes i litteraturen (Sverdrup & Warfvinge, 1988, 1995; Warfvinge & 

Sverdrup, 1992, 1995). 

[56]

* 

förnafall 

markens 

organiska 

substans 

mineralvittring 

nedbrytning 

FIGUR 5.2 

immobilisering 

våt och torr 

deposition 

krondropp 

utbyte i trädkronorna 

stamflöde 

O-horisont 

E-horisont 

B-horisont 

C-horisont 

utlakning 

upptag av baskatjoner 

och vatten 

Schematisk överblick av PROFILE-modellen för skogsmark. 

PROFILE är en biogeokemisk modell som beräknar markkemin i en markprofil 

vid ett stationärt tillstånd, s k steady-state (jämför kapitel 4). Det innebär 

att modellen beräknar vilket tillstånd markkemin långsiktigt ställer in sig på vid 

en given syrabelastning. Om det sura nedfallet förändras, så ändras också markkemin. 

Modellen säger dock inget om hur lång tid denna förändring tar, bara vilket 

sluttillstånd som uppnås. 

I modellen åskådliggörs de naturliga markhorisonterna av homogena 

boxar, vanligen 4 stycken, som är kopplade i serie (figur 5.2). Alla reaktioner 

[57]

äger rum i marklösningen och blandningsmodellen beskriver förändringen i 

markvattnets kemi i form av fyra olika tillstånd, ett i varje horisont. Överföringen 

av substanser mellan markens olika skikt och ut ur den understa markhoristonen 

sker genom vertikala vattenflöden. 

Tillförsel av svavel, kväve och baskatjoner till marken sker genom atmosfäriskt 

nedfall och förnafall. Det sker ingen uppbyggnad av förna i marken, 

utan man antar att förnafallets organiskt bundna ämnen frigörs, mineraliseras, 

fullständigt under ett år och tillförs markvattenfasen. Upptag av kväve och 

baskatjoner till skogsträden sker från markvattenfasen, liksom kvävets fastläggning 

i mark (immobilisering) och förlust till atmosfären (denitrifikation). 

Beräkningsmodellens mest centrala komponenter är materialbalanserna 

för syraneutraliserande förmåga (ANC) och baskatjoner. ANC är en nyckelparameter 

i alla beräkningar av kritisk belastning och överskridande (se kapitel 

4). Under sin väg ner genom markprofilen påverkas markvattnets buffertförmåga 

av olika processer. ANC minskar bl a genom tillförsel av vätejoner 

och aluminium till markvattnet, vilket t ex sker vid trädens upptag av katjoner 

(Ca 2+, Mg 2+, K + och NH 4 +) samt vid nitrifikation. När växterna tar upp 

katjoner från markvätskan utsöndrar de vätejoner via rötterna till markvattnet. 

På så sätt upprätthålls elektroneutraliteten i växterna och i markvattnet. 

ANC ökar genom kemisk vittring eftersom ekvivalenta mängder fria 

vätejoner förbrukas vid vittringen samtidigt som baskatjoner frigörs. Upptag 

av nitrat och andra negativt laddade joner (anjoner) i biomassa innebär att 

vätejoner förbrukas. Även denitrifikation innebär en reaktion med vätejoner 

och minskad aciditet. En koncentrering av nederbörden pga avdunstning och 

vegetationens vattenupptag påverkar också ANC-värdet. 

Det finns en rad återkopplingar mellan olika processer i PROFILE. Såväl 

vittringen som upptaget av kväve och baskatjoner, denitrifikationen samt 

utläckaget av alkalinitet beror i större eller mindre grad på depositionens storlek 

och sammansättning. Däremot finns bara en begränsad återkoppling mellan 

markkemin och skogens tillväxt. I modellen finns dessutom materialbalanser 

för ANC, SO 4 , NO 3 , NH 4, Cl, K, Na, Mg, Ca. Samtidigt beräknas jämvikterna 

i karbonatsystemet och jämvikten mellan vätejoner och aluminium. 

Genom att inkludera dessa återkopplingar beskrivs systemets komplexitet 

bättre än i den europeiska standardmetoden. 

[58]

EKV 1 

EKV 2 

Den kritiska belastningen, uttryckt som CL (acidity), beräknas som vittring 

(BC w) minus det kritiska ANC-läckaget (se kapitel 4), enligt formeln: 

CL (acidity) = BC w - ANC le, crit 

För att fastställa det kritiska ANC-läckaget utgår man från en nivå på baskatjon/aluminium-kvoten 

(BC/Al-kvoten) i markvattnet som inte bör underskridas. 

BC/Al-kvoten utgör alltså det kemiska kriteriet. ANC-läckaget beräknas 

indirekt i PROFILE med en iterativ procedur, där modellen beräknar den 

deposition som ger en markkemi där det kritiska kemiska värdet är uppfyllt 

i varje horisont. Denna depositionsnivå är den kritiska belastningen. ANCvärdet 

i den understa horisonten ger – muliplicerad med avrinningen – värdet 

på ANC le, crit . Härigenom kan ANC le, crit anta såväl positiva som negativa värden. 

Om värdet är positivt blir CL (acidity) lägre än om ANC le, crit antar ett 

negativt värde. 

Vid beräkningen av överskridandet av den kritiska belastningen (Exc) måste 

man ta hänsyn till effekten av såväl nedfall som markanvändning, eftersom 

även skogsproduktionen kan bidra med aciditet. Överskridandet (Exc) kan 

skrivas: 

Exc = Aktuell deposition + Markanvändning - CL (acidity) 

Depositionen beräknas som summan av svavel, kväve och klorid minus baskatjondepositionen. 

Markanvändning beskrivs i detta sammanhang som upptaget 

av baskatjoner (BC u ) minus de processer som fastlägger kväve i vegetation 

(N u ) i mark (N i ) samt det kväve som återförs till atmosfären (N de ) (se 

vidare kapitel 4). 

Markanvändningen i PROFILE 

Vid beräkningen av kritisk belastning kan markanvändningen beaktas på 

olika sätt (se kapitel 4). CL (acidity) beräknas utan markanvändningstermer. 

Skogens tillväxt och dess upptag av baskatjoner påverkar emellertid termen 

kritiskt ANC-läckage i PROFILE. Ett högt upptag av baskatjoner minskar 

förekomsten av baskatjoner i marklösningen och sänker den kritiska belastningen. 

Ett lågt upptag tenderar på motsvarande sätt att höja den kritiska 

belastningen. Indirekt påverkar alltså markanvändningen beräkningen. 

[59]

Vid beräkningen av överskridandet av kritisk belastning inkluderas nedfall 

och upptag av baskatjoner samt flödena av kväve i ekosystemet som konkreta 

termer i beräkningsformeln (ekvation 2). Markanvändningen kommer då in 

i beräkningen t ex genom att nedfallets storlek påverkas av skogens höjd och 

struktur. Vidare finns det ett samband mellan skogstillväxten och upptaget av 

baskatjoner och kväve, vilket i sin tur påverkar överskridandet. Indirekt kan 

skogsskötseln även påverka fastläggningen av kväve i marken, utryckt genom 

en ändring av termen N i , men detta har inte beaktats i beräkningarna. 

Vid beräkningar med PROFILE tar man således hänsyn till främst relativt 

permanenta inslag i markanvändningen, som trädslag och uttag av stamvirke. 

Däremot finns inte åtgärder som tillvaratagande av avverkningsrester 

och kalkning med i beräkningarna, även om de enkelt kan inkluderas genom 

förändringar av indata. Kortvariga aciditetsförändringar, t ex oxidation av svavel-, 

järn- och manganföreningar som har att göra med grundvattenförändringar 

på blöta marker, ingår inte heller i modellen. Med dagens skogsbruk 

har de emellertid relativt liten betydelse, eftersom dikning och markavvattning 

numera endast sker på relativt små arealer i Sverige. 

Indata till PROFILE 

Eftersom PROFILE är en processorienterad modell krävs indata som är 

representativa för verkliga fysiska och kemiska förhållanden. En översiktlig 

bild av vad som krävs för att köra PROFILE visas i tabell 5.1. För en fullständig 

beskrivning av modellens alla indata och hur de har parametriserats 

från de tillgängliga databaserna hänvisas till redovisningar av Warfvinge & 

Sverdrup, 1992 och 1995. 

Den slutliga databasen som använts för att beräkna kritiska belastningsgränser 

för skogsmark består av 1 883 punkter, fördelade över svensk skogsmark. 

Provpunkterna representerar endast produktiv skogsmark och således 

ingår inte fjäll, fjällbarrskog och lågproduktiv myrmark. Databasen baseras i 

stor utsträckning på information från Ståndortskarteringen/Riksskogstaxeringen 

vid Sveriges lantbruksuniversitet (se vidare kapitel 3). Markdata är 

baserade på faktiska mätningar på jordprov från varje lokal. Skogliga parametrar, 

t ex trädslag, virkesvolym och tillväxt, har tagits från Rikskogstaxeringens 

databas. 

[60]

TABELL 5.1 Behov av indata till PROFILE-modellen. 

TYP AV INDATA KÄLLA 

Atmosfärisk deposition SO 2- 

4 , NO3 - , Cl- , NH4 + , 

Na 

IVL Svenska miljöinstitutet AB, 

+ , Ca2+ , Mg2+ , K + SMHI 

Klimatvariabler nederbörd, avrinning 

marktemperatur 

SMHI, Lunds tekniska högskola 

Ståndortsegenskaper BC- och N-upptag till skörd, Lunds tekniska högskola, 

näringscirkulation, mark- Ståndortskarteringen/ 

fuktighet, jordart, trädslag, 

rotdjup, textur, jordmånstyp, 

horisonttjocklek (O, E) 

Riksskogstaxeringen (SLU) 

Mineralsammansättning1) K-fältspat, plagioklas, Lunds tekniska högskola, 

hornblände, pyroxen, epidot, 

kalcit, biotit, muskovit, 

klorit, vermikulit, apatit, kvarts 

Ståndortskarteringen (SLU) 

1) Rekonstruerad mineralogisk sammansättning baserad på kemiska totalanalyser och Uppsala-modellen. 

Rotdjupet är en viktig parameter, eftersom den avgör inom vilken jordvolym 

som vittring, växtnäringsupptag och andra processer verkar i PROFILE. 

Tidigare har rotdjupen 0,5 m för barrträd och 0,8 m för lövträd använts. Dessa 

värden har senare modifierats något efter den revision av tillgängliga data om 

rotfördelningar i mark som nyligen gjort inom MISTRA-projektet SUFOR 

(Thelin m fl, 2002). Följande rotdjup har använts i denna analys: gran 0,4 m, 

tall 0,5 m, björk 0,5 m, bok 0,6 m. 

Viktiga processer i PROFILE 

De viktigaste processerna i PROFILE illustreras i figur 5.2, och de beskrivs 

närmare i följande avsnitt. 

Vittring 

Vittring och deposition är de viktigaste källorna till baskatjoner i marken på 

lång sikt. Markvattnet kan kortsiktigt, via jonbyten, tillföras baskatjoner från 

markens förråd av joner som sitter adsorberade på markpartiklarna, men detta 

förråd är ändligt och processen kan därför inte räknas som en nettotillförsel. 

I PROFILE beräknas vittringshastigheten utifrån markens innehåll av mine- 

[61]

aler. Härigenom skiljer sig PROFILE från andra försurningsmodeller där 

vittringshastigheten beräknas från empiriska samband eller genom en kalibreringsprocedur. 

Vittringen beräknas med kinetiska samband för de viktigaste mineralen 

i marken (tabell 5.1). Viktiga indata för beräkningen i PROFILE är textur, 

markfuktighet, markens densitet, rotdjup, markens viktsinnehåll av de olika 

mineralen (kalifältspat, plagioklas, hornblende, epidot, glimmer och lermineral) 

samt marktemperatur. Skogens tillväxt påverkar vittringen indirekt 

via markkemin, t ex genom upptag av framvittrade baskatjoner, samt genom 

att förändra vattenflödena i marken. Biologiska processer påverkar vittringen 

genom att förändra partialtrycket för koldioxid och koncentrationen 

av organiska syror i markvattnet. Vittringen anses utnyttja ett oändligt mineralförråd; 

vittringen kan öka eller minska, men i egentlig mening aldrig upphöra. 

För varje enskilt mineral är vittringshastigheten sammansatt av fyra parallella 

reaktioner; reaktionen med H + , H 2 O, CO 2 och organiska syror. Processen 

påverkas av temperatur och fuktighet i marken och temperaturberoendet 

för varje individuell reaktion är inbyggt i modellen med hjälp av 

reaktionens aktiveringsenergi. Markfuktigheten styr vittringen genom att 

påverka i vilken grad mineralytorna är fuktade av markvattnet. Vittringen 

anses ske endast på de fuktiga ytorna. Vidare hämmas vittringen av uppbyggnaden 

av vittringsprodukter som kisel, baskatjoner och aluminium. I 

modellen beskrivs detta som att varje reaktion har såväl pådrivande som 

bromsande komponenter. 

Vittringen baseras på mätningar och uppskattningar av mineralogin på alla 

1 883 beräkningspunkterna från skogsmark i Sverige. Absolut mineralogi har 

bestämts på 140 platser. På övriga platser har mineralogin beräknas med hjälp 

av UPPSALA-modellen som kan användas för att rekonstruera markens 

mineralogi utifrån totalanalyser av minerogena markmaterialet (Olsson & 

Melkerud, 1991). Därefter har vittringen beräknats för dessa platser med 

PROFILE. 

Upptag av baskatjoner och kväve i biomassa 

Det maximala upptaget av baskatjoner är den mängd som årligen fastläggs i 

stamved, och som på sikt bortförs med det virke som tas ut i gallringar och slut- 

[62]

avverkning. Träden kan dock inte ta upp alla baskatjoner som finns i markvattenfasen, 

eftersom rötterna med sin mykorrhiza inte penetrerar marken fullständigt. 

Den andel av baskatjonerna som kan tas upp av rötterna, den s k roteffektiviteten, 

varierar mellan 0,5–0,8 beroende på rotdjup. Upptaget anses i 

första hand ske i den övre delen av markhorisonten. Om tillgången av baskatjoner 

i en markhorisont är för liten i förhållande till behovet flyttas upptaget till 

närmast underliggande skikt. 

Tillgången på baskatjoner i alla markhorisonter avgör hur stor mängd som 

träden kan ta upp, och upptaget vid kritisk belastning (kritiskt upptag) kan 

därför vara lägre än det maximala upptaget. Markdjupet definieras av rotdjup 

och trädslagsfördelning. 

Det maximala upptaget av kväve beräknas på motsvarande sätt som för 

baskatjonerna. Modellen är formulerad så att träden selektivt tar upp NH 4 + 

före NO 3 - . I motsats till baskatjonupptaget koncentreras kväveupptaget vanligen 

till den övre horisonten, förutsatt att tillräcklig mängd finns tillgänglig. 

Kväveomvandlingsprocesser 

Tillgången av kväve i markvattenfasen påverkas av en rad processer. Kväve 

tillförs genom mineralisering av kväve i förna och markens humus samt 

genom deposition. Kvävet omvandlas genom nitrifikation och bortförs genom 

denitrifikation, immobilisering, upptag i vegetation och utlakning (se vidare 

figur 8.1). 

Mineraliseringen beskrivs i PROFILE som en direkt överföring av kväveinnehållet 

i det årliga förnafallet. Denna tillförsel styrs således av skogens 

virkesförråd och tillväxt, och beräkningen baseras på faktiska mätdata. 

Kvävedepositionen utgör indata till modellen och är därmed också given för 

varje skogslokal. 

Den kvävemängd som tillförs markvattenfasen i växttillgänglig form 

utnyttjas i första hand för skogsträdens behov. Det kväve som inte tas upp av 

träden är tillgängligt för andra processer i marken. Vid nitrifikationen 

omvandlas ammonium till nitrat, vilket i PROFILE sker enligt en kinetisk 

reaktion som går snabbare ju högre koncentrationen av NH 4 i markvattnet är. 

Denitrifikationen omvandlar nitrat till kvävgas (eller lustgas) och vatten. 

Processen förekommer främst i blöt skogsmark, och kan försummas på väldränerad 

mark. En del av kvävet immobiliseras i mån av tillgång. Den reste- 

[63]

ande kvävemängden utlakas. Hur processerna formuleras och balanseras 

mot varandra beskrivs mer utförligt i kapitel 8. 

Nitrifikation och kväveutlakning är speciellt viktiga för ANC-bildningen. 

Vid nitrifikationen bildas en nitratjon och två vätejoner för varje omvandlad 

ammoniumjon. Nitrifikationen är således en försurande process. När nitratet 

tas upp av vegetationen sker en neutralisering av syra, och en utlakning av 

nitrat innebär därför en försurning av marken. Läckage av ammonium är däremot 

en neutraliserande process, men det ammonium som deponeras läcker 

praktiskt taget inte alls från skogsmark. Med den förutsättningen går det 

att visa att allt deponerat kväve kan räknas som potentiellt försurande, och att 

i princip endast den andel av kvävet som inte tas om hand av växter 

och markorganismer eller denitrifieras bidrar till försurningen (se vidare 

kapitel 8). 

Vattenbalansen 

Modellen är formulerad så att all avrinning sker vertikalt i markprofilen. 

Uppkoncentrering av nederbörden sker gradvis i horisonterna beroende på 

trädens upptag av vatten. Det vatten som lämnar nedersta skiktet utgör nettoavrinningen. 

Årsnederbörd och specifik areell avrinning är viktiga indata. 

Kemiskt kriterium 

För att kunna beräkna den kritiska belastningen krävs någon form av kemiskt 

kriterium med avseende på den påverkan man vill skydda ekosystemet från. 

Dessutom måste en biologisk indikator identifieras. Indikatorn bör vara den för 

försurning känsligaste organismen i ekosystemet. För skogsmark har hittills 

skogsträden använts som biologiska indikatorer, eftersom träden är den viktigaste 

komponenten i skogsekosystemen. Andra organismer kan vara känsligare, 

men det saknas ännu exakt kunskap om försurningskänsligheten hos de flesta 

växt- och djurarter i skog. 

Vid de beräkningar av kritisk belastning som gjorts i Sverige under senare 

år har kvoten mellan koncentrationerna av baskatjoner och aluminium i 

markvattnet (mol/mol) använts som kemiskt kriterium för acceptabel surhetsnivå. 

Detta kriterium används också av de flesta länder i Europa (Posch 

m fl, 1999). För att sätta numeriska värden på kvoten genomförde Sverdrup 

[64]

& Warfvinge (1993) en litteraturstudie, där man föreslog att kvoten (Ca + 

Mg + K)/Al, eller enklare BC/Al, används som parameter. Författarna föreslog 

specifika värden för olika trädslag med BC/Al = 1 som generellt kritiskt värde 

som inte borde understigas. Slutsatsen bygger till största delen på resultat 

från laboratorieexperiment, och bara ett fåtal fältförsök, med olika trädslag 

där rot- eller planttillväxt har mätts under olika förhållanden. 

Kartering av kritisk belastning 

för svensk skogsmark 

De inledande arbetena 

De första karteringarna av försurningskänsligheten för svensk skogsmark gjordes 

i slutet av 1970-talet och början av 1980-talet (Troedsson & Nilsson, 1980; 

Troedsson, 1985). Kartorna baserades på inventeringar av markens och skogens 

egenskaper och känsligheten angavs endast kvalitativt. Mer kvantitativa beräkningar 

för enskilda områden gjordes av Nilsson (1985, 1986). En första internationell 

redovisning av svenska beräkningar baserade på kvantitiva vittringsmodeller 

gjordes vid ett forskarmöte i Nordiska Ministerrådets regi (Sverdrup & 

Warfvinge, 1988). Dessa beräkningar gjordes på enskilda försöksområden där 

det fanns fältdata på vittringen, och resultaten skalades upp till nationell nivå 

med hjälp av geologiska kartor och annan mark-kemisk dokumentation. Som 

kemiskt kriterium användes pH-värdet i olika markskikt samt ANC i avrinningen. 

Något senare infördes ett alternativt kriterium i form av kalcium/aluminiumkvot 

i markvattnet (Sverdrup m fl, 1990). 

Redan vid dessa första beräkningar indikerade resultaten att nedfallet var 

tillräckligt högt för att på sikt skapa kraftiga negativa effekter på skogsmarken. 

Från och med 1991 utökades dataunderlaget avsevärt genom samarbete 

med Ståndortskarteringen vid Sveriges lantbruksuniversitet. En första samnordisk 

redovisning av metoder och resultat gjordes 1992 i tidskriften Ambio 

(Sverdrup m fl, 1992). Olika metoder för att skatta skaderisken för skogen 

pekade på stora effekter (Warfvinge m fl, 1992; Sverdrup m fl, 1994). Uppskattningarna 

varierade från omkring 10 % till upp mot 30 % nedsättning av 

den långsiktiga produktionsförmågan och starkt utarmade skogsjordar. 

Uppskattningarna väckte starka reaktioner och mycket debatt. 

[65]

En uppdatering av den svenska databasen för kritisk belastning har sedan 

skett inför de dataleveranser som under perioden 1992–2000 gjorts till 

Luftvårdskonventionen med ca 2 års mellanrum. Förändringar har skett både 

av indata samt av processbeskrivningarna. Den största förändringen skedde 

1994/95 när en större revision av beräkningen av markens mineralogiska sammansättning 

gjordes för samliga provpunkter i skogsmark samt ekosystemets 

interna växtnäringscirkulation lades in i modellen. Detta ledde sammantaget 

till en tämligen stor ökning av den beräknade vittringen, vilket i sin tur 

påverkade uppskattningen av kritisk belastning. Depositionsberäkningarna 

för baskatjoner har också reviderats vid några tillfällen under 1990-talet. Det 

är därför viktigt att påpeka att även om den verkliga kritiska belastningen för 

skogsmark inte förändras över tiden så är uppskattningarna som gjort vid 

olika tillfällen inte helt jämförbara. 

De senaste beräkningarna 

Inför denna redovisning har nya beräkningar gjorts, såväl av den kritiska 

belastningen som dess överskridande. Härvid har 1997 års deposition 

använts, eftersom reviderade data för deposition av försurande ämnen och 

baskatjoner föreligger för detta år. PROFILE har dessutom uppdaterats och 

delvis omarbetats, och bl a har formuleringarna av kväveprocesserna i marken 

ändrats något. Den största förändringen är att kväveprocesserna helt integrerats 

i modellen och att full återkoppling mellan de processer som påverkar 

markvattenfasen har åstadkommits. Dessa förändringar påverkar såväl beräkningar 

av försurning som övergödning. 

De nya beräkningarna av kritisk belastning visas i figur 5.3. Man kan se 

att den regionala variationen i kritisk belastning, uttryckt som 5-percentil för 

varje 50 x 50 km-ruta, är ganska stor inom Sverige. Variationen avspeglar 

främst olikheter i markens geologi, klimat och nedfall av baskatjoner. Utefter 

delar av Västkusten är den kritiska belastningen tämligen hög på grund av 

relativt snabb vittring och högt nedfall av baskatjoner, vilket tenderar att höja 

BC/Al-kvoten i markvattnet. Låga värden finner man t ex i östra Götalands 

kusttrakter, norra Svealand och delar av Norrlands inland. 

I södra Sverige är vittringshastigheten högre än i norr, eftersom temperaturen 

är högre. Dessutom har skogsmarken i söder ett större inslag av lövträd, 

vilka har ett större rotdjup. Generellt sett ger detta en högre kritisk belast- 

[66]

* 

FIGUR 5.3 


5-percentil 


41 0 - 100 

43 100 - 200 

27 200 - 300 

59 300 - 500 

17 500 - 1 000 

5 1 000 - 5 000 


50-percentil 


0 0 - 100 

1 100 - 200 

16 200 - 300 

77 300 - 500 

79 500 - 1 000 

19 1 000 - 5 000 

Kritisk belastning för aciditet (CL acidity) för svensk skogsmark, baserat på 1 883 provpunkter 

över landet, uttryckt som 5- och 50-percentil. 

ning. Å andra sidan är mineralogin i marken rikare i norr, men detta får inte 

fullt genomslag på grund av låg årsmedeltemperatur. I Mellansverige finns 

områden, främst delar av norra Dalarna och Härjedalen, där marken består 

av mycket svårvittrad berggrund, vilket ger näringsfattig och försurningskänslig 

mark. Den kritiska belastningen uppvisar här bland de lägsta värdena 

i Europa. I medeltal är den kritiska belastningsgränsen i de nordiska länderna 

omkring hälften av den på kontinenten (Posch m fl, 1999). 

Det är viktigt att påpeka att en karta över 5-percentilerna bara avspeglar 

känsligheten för de allra känsligaste områdena inom respektive ruta. I figur 

5.3 redovisas också en karta över medelsituationen (50-percentilen) inom 

varje ruta. Den visar avsevärt högre värden och en mer utjämnad bild över 

landet. Områden med mindre känslighet framstår då tydligare, t ex Västkusten, 

Gotland, Östergötland, östra Svealand och delar av fjällkedjan. I 

sprickdalslandskap, som t ex utefter norra Västkusten och Svealands och 

norra Götalands kustområden, växlar näringsrika tunna jordar med lerhaltiga 

[67]

sedimentjordar över korta avstånd. I sådana områden är variationen i kritisk 

belastning stor, men de känsliga områdena drar ned 5-percentilen. 

I tabell 5.2 redovisas olika percentiler för kritisk belastning för svensk 

skogsmark. Medianvärdet är drygt 500 ekv/ha och år, vilket teoretiskt sett 

motsvarar den försurande verkan av 25 kg ren svavelsyra (8 kg svavel) per 

hektar och år. Värdet för 5-percentilen, 118 ekv/ha och år, motsvarar 5,8 kg 

svavelsyra eller 1,9 kg svavel. Som jämförelse kan nämnas att medeldepositionen 

av svavel 1997 var ca 5 kg/ha och år. Värdet för 95-percentilen är högt, 

över 2000 ekv/ha och år, vilket visar att de kritiska belastningarna är skevt fördelade 

med några få mycket höga värden. 

TABELL 5.2. Kritisk belastning för försurning (CL acidity) för svensk skogsmark, baserat på 1 883 

provpunkter och 1997 års deposition. Fördelningen (5-, 50- och 95-percentil) av kritisk belastning, 

överskridande av kritisk belastning samt de variabler som ingår som termer i beräkningarna. 

Negativt överskridande = nedfallet underskrider den kritiska belastningen. Observera att värdena 

i varje kolumn inte är samhörande och sålunda inte kan adderas för att få den kritiska belastningen. 

Sort: ekv/ha . år. 

PERCENTILER 

5 % 50 % 95 % 

Kritisk belastning, CL(acidity) 118 516 2400 

Kritisk belastning, överskridande - 1975 - 203 387 

Vittring, BCw 138 295 1510 

Baskatjondeposition, BCdep 63 127 365 

Kritiskt ANC-läckage, ANCle, crit - 918 - 214 111 

Baskatjonupptag, BCu 50 179 374 

Kritiskt kväveupptag, Nu, crit 41 139 316 

Kväveimmobilisering, Ni 0 139 316 

Denitrifikation, Nde 0 8 69 

I tabell 5.2 anges också värden för de viktigaste termerna som ingår i beräkningen 

av kritisk belastning eller dess överskridande. I faktarutan på sid 69 redovisas 

två exempel på beräkningar av kritisk belastning och överskridande för två skogslokaler. 

Värden är angivna som ekvivalenter och ger därför en uppfattning om 

den relativa storlekordningen av försurande och buffrande processer. Ju högre 

absoluta värden desto större effekt har processen. Generellt sett tycks således 

vittringen vara den viktigaste syrabuffrande processen vid kritisk belastning. 

[68]

* 


Kritisk belastning och dess 

överskridande på två skogslokaler 

LOKAL A LOKAL B 

Län Västra Götaland Västra Götaland 

Kommun Töreboda Karlsborg 

Skogstyp frisk/fuktig granskog frisk/fuktig tallskog 

Marktyp sandig – moig morän moig morän 

Deposition 1997 5,1 kg S/ha; 8,5 kg N/ha 4,0 kg S/ha; 5,9 kg N/ha 

KRITISK BELASTNING 

CL (acidity) = BCw - ANCle,crit Lokal A 310 = 156 – -154 (ekv/ha . år) 

Lokal B 1340 = 707 – - 633 (ekv/ha . år) 

ÖVERSKRIDANDE AV KRITISK BELASTNING 

Exc = Deposition + Markanvändning - CL (acidity) 

Lokal A 205 = 778 + -262 – 311 (ekv/ha . år) 

Lokal B -946 = 529 + -135 – 1340 (ekv/ha . år) 

Kommentar 

Lokal A är en relativt produktiv granskog, men marken är näringsfattig och vittringen 

låg. Den totala buffertförmågan är låg och den kritiska belastningen överskrids med ca 

200 ekv/ha.år. Den samlade markanvändningstermen är negativ, främst på grund av stor 

fastläggning av kväve i träd och mark. Totalt är dock markanvändningstermen ganska 

liten. 

Lokal B är en bördig tallskog. Den har något finkornigare mark med bättre mineralogi 

än lokal A. Vittringen och den kritiska belastningen är därför betydligt högre. Detta tillsammans 

med en lägre deposition innebär att den kritiska belastningen inte överskrids 

(negativt värde på överskridandet). Inte heller här är markanvändningstermen speciellt 

betydelsefull. 

[69]

Baskatjondeposition, som också är en neutraliserande process, bidrar genomsnittligt 

i betydligt mindre grad. I sydvästra Sverige är emellertid baskatjondepositionen 

relativt hög och ofta av samma storleksordning som vittringen. 

Det kritiska ANC-läckaget innebär en betydande avlastning av syra (negativa 

ANC-värden) på huvuddelen av den svenska skogsmarken. Nivån på det 

kritiska ANC-läckaget bestäms av koncentrationerna av baskatjoner och aluminium 

i markvattnet. 

Upptag och immobilisering av kväve är också neutraliserande processer i 

modellen, och de är av ungefär samma storlekordning. Denitrifikationen spelar 

en liten roll ur försurningssynpunkt. På lång sikt är fastläggningen av 

kväve av avgörande betydelse för försurningen, eftersom hög fastläggning 

kan leda till att marken kvävemättas och utläckaget av nitrat ökar påtagligt 

med försurning som följd (se vidare kapitel 8). 

Upptaget av baskatjoner är en försurande process. Kväve och baskatjoner 

tas enligt tabell 5.2 upp i ungefär lika mängder, vilket enligt processbeskrivningarna 

i PROFILE skulle kunna tolkas som att skogstillväxt och skörd inte 

är försurande. Detta beror på att PROFILE beskriver kvävets nettoförsurande 

verkan ändå från utsläpp, via omvandling i atmosfären, tills det att det tas 

upp i vegetation eller förloras som utlakning. Detta kan göras utan att man 

skiljer på olika kväveformer. I verkligheten är det emellertid av betydelse om 

träden tar upp kväve som ammonium eller nitrat, och om man bara ser till 

själva näringsupptaget är skogstillväxten en verkligt försurande process. 

PROFILE är emellertid inte avsedd att användas för den tillämpningen. 


– i går, i dag och i morgon 

Nuvarande situation 

I dag överskrider nedfallet (1997 års deposition) den kritiska belastningen för 

försurning av skogsmark i stora delar av södra Sverige, upp till södra/mellersta 

Norrland (figur 5.4). Även delar av norra Norrlands kustland uppvisar 

överskridande Det är viktigt att komma ihåg att överskridandet representeras 

av 95-percentilen, vilket innebär att klassningen av en ruta baseras på 

95 %-percentilen av beräknade värden på överskridandet – inte på de allra 

[70]

1980 1990 

17 

24 

19 

26 

35 

71 

Överskridande 

95-percentil 


- 0 

0 - 200 

200 - 400 

400 - 700 

700 - 1 000 

1 000 - 3 000 

1997 2010 

* 

FIGUR 5.4 

66 

40 

47 

32 

5 

2 


95-percentil 


- 0 

0 - 200 

200 - 400 

400 - 700 

700 - 1 000 

1 000 - 3 000 

44 

20 

23 

46 

34 

25 

83 

59 

40 

9 

1 

0 


95-percentil 


- 0 

0 - 200 

200 - 400 

400 - 700 

700 - 1 000 

1 000 - 3 000 


95-percentil 


- 0 

0 - 200 

200 - 400 

400 - 700 

700 - 1 000 

1 000 - 3 000 

Överskridande av kritisk belastning för försurning (CL acidity) i svensk skogsmark för åren 

1980, 1990, 1997 samt 2010 efter implementering av Göteborgsprotokollet. 

[71]

högsta värdena. Alla rutor där minst 5 % av provpunkterna uppvisar ett överskridande 

klassas därför som rutor med överskridande. Om man däremot 

utgår från arealen för varje enskild provpunkt får man att ca 24 % av den 

svenska skogsmarksarealen har ett överskridande. I medianprovpunkten för 

hela landet underskrider depositionen den kritiska belastningen med ca 200 

ekv/ha och år, medan provpunkten som motsvarar 95-percentilen har ett 

överskridande med nästan 400 ekv/ha och år (tabell 5.2). 

I större delen av norra och östra Sverige är överskridandet relativt måttligt, 

medan överskridandet är högt i sydvästra Sverige. Det högsta överskridandet 

i absoluta tal återfinns i delar av Skåne. Här uppgår överskridandet, uttryckt 

som 95-percentil, till 1000 ekv/ha och år för två 50 x 50 km-rutor, vilket innebär 

att nedfallet är mer än 5 gånger högre än den kritisk belastningen. I övriga 

Götaland är överskridandet omkring 2 gånger eller lägre. 

Utvecklingen från 1980 till 1997 

Om man ser på utvecklingen från 1980-talet fram till 1990, så har det skett en 

avsevärd förbättring av nedfallssituationen i Sverige (tabell 5.3, figur 5.4). 

Runt 1990 överskred depositionen den kritiska belastningen på ca 45 % av 

skogsmarksarealen och vid början av 1980-talet var motsvarande värden 

ca 65 % (tabell 5.3). 

TABELL 5.3 Översikt över utvecklingen av överskridande av kritisk belastning för skogsekosystem i 

Sverige (95-percentil). Tabellen visar vilken deposition som använts, vilken beräkningsmetod, vilket 

år beräkningen gjordes, antalet datapunkter och hur stor andel av skogsarealen som hade överskridande. 

Arealen produktiv skogsmark i Sverige är ca 22,6 milj ha. 

DEPOSITION BERÄKNNG ANTAL ÖVERSKRIDANDE 

FRÅN ÅR METOD UTFÖRD PROVPUNKTER % AV AREAL MILJ. HA 

1980/81 PROFILE 1987 23 75 17,2 

1980/81 PROFILE 2001 1883 66 15,1 

1987 PROFILE 1989 1302 85 19,5 

1987 PROFILE, SSMB 1991 1756 82 18,8 

1987 PROFILE 1992 1804 76 17,4 

1990 PROFILE 2001 1883 46 10,5 

1992 PROFILE 1995 1883 52 11,9 

1997 PROFILE 2001 1883 24 5,5 

2010 PROFILE 2001 1883 14 3,2 

[72]

Av tabell 5.3 framgår att beräkningar har utförts vid flera olika tidpunkter, mellan 

vilka såväl beräkningsmetoder som databasen har förändrats. Ingångsdata 

för modellberäkningarna har ändrats flera gånger under perioden, efterhand 

som data av bättre kvalitet kommit fram. År 1994 gjordes t ex en ny omfattande 

beräkning av markmineralogien baserad på ett utökat antal kalibreringspunkter 

samt en förbättrad UPPSALA-modell. Generellt sett gav den 

nya databasen högre vittringshastighet, och därmed även högre kritisk belastning. 

Även depositionsdata har uppdaterats. Baskatjondepositionen utgör 

fortfarande en betydande osäkerhetsfaktor med relativt stor inverkan på 

beräkningarna. PROFILE har dessutom under senare år omarbetats så att 

näringscirkulationen inom ekosystemet via förnafall finns med. Detta har 

inneburit högre beräknade baskatjonkoncentrationer i de övre markhorisonterna 

samt högre värden på den kritiska belastningen i vissa punkter. 

Situationen år 1997 visar att effekten av internationella avtal redan har slagit 

igenom i stor skala. Överskridandet har minskat kraftigt i hela Sverige, 

men fortfarande uppvisar ca 5 miljoner ha skogsmark ett överskridande. 

Överskridandet är speciellt stort i sydvästra Götaland. I det området kan markens 

aluminium och låga pH-värden utgöra ett hot mot den långsiktiga produktionsförmågan. 

Framtida utveckling 

Även det förväntade framtida överskridandet av kritisk belastning för svensk 

skogsmark har uppskattats (figur 5.4). Dessa framtidsbedömningar baseras 

på det scenario som ligger grund för det s k Göteborgsprotokollet inom Luftvårdskonventionen 

om utsläppsminskningar av svaveldioxid, kväveoxider, 

ammoniak och VOC som undertecknades 1999 (scenario WGS 31b). 

I figur 5.4 redovisas vilken situation som kan förväntas år 2010. Överskridandet 

enligt Göteborgsprotokollet kommer att omfatta ca 14 % av den svenska 

skogsarealen. EU:s s k Takdirektiv, som beslutades under 2001, innebär för 

vissa länder något större utsläppsbegränsningar. Överskridandet i Sverige kan 

därför bli ytterligare några procent lägre genom än vad som redovisas tabell 5.3, 

men ingen närmare analys av detta har gjorts här. 

Göteborgsprotokollet kommer således att innebära en fortsatt minskning av 

nedfallet och överskridandet. Kartorna visar att försurningsproblemet kommer 

att finnas kvar i delar av Sydsverige, men med något minskad styrka, medan 

[73]

det på sikt kommer att försvinna i norra Sverige. Det största kvarstående försurningsproblemet 

i skogsmark efter 2010 är underskottet i baskatjonförrådet 

samt vidare markförsurning i Sydsverige. 

Länsvisa beräkningar 

Beräkningar av kritisk belastning, deposition och oskyddad areal på länsnivå 

redovisas i tabell 5.4. Motsvarande data för sjöar redovisas i kapitel 6. Resultaten 

anges som medianvärden för varje län, istället för 5-percentilen, eftersom syftet 

har varit att se hur den genomsnittliga situationen varierar mellan länen. 

Värden för CL(acidity) och optimeringsparametern CL max (S), som båda 

räknats om till kilo svavel per hektar och år, ligger genomgående nära varandra 

eftersom beräkningarna har stora likheter (se kapitel 4). I stort speglar resultaten 

de regionala skillnader man har i berggrund och lösa jordlager över landet. 

Alla Norrlandslän samt Dalarna och Örebro län framstår som relativt sett 

försurningskänsliga områden, medan det motsatta gäller för t ex Uppsala, 

Södermanlands, Västra Götalands och Hallands län. Södermanlands län och 

Hallands län har de högsta värdena på CL(acidity), 14 kg S/ha och år. Det lägsta 

värdet, 5,0 kg S/ha och år, noteras för Västernorrlands län. 

CL min (N) anger det kvävenedfall som inte långsiktigt ger upphov till försurning 

eftersom kvävet fastläggs i mark och vegetation eller avgår till atmosfären 

genom denitrifikation. Denna parameter kan jämföras med kritisk 

belastning för övergödning som innehåller samma termer samt dessutom kritiskt 

kväveläckage (se kapitel 8). Kritisk belastning för övergödning uppvisar 

något högre värden än CL min (N) men de är nära korrelerade. Relativt höga 

värden för CL min (N), 4–6 kg N/ha och år, finner man normalt i södra Sverige 

där skogens upptag av kväve och inbindningen av kväve i marken är högre än 

längre norrut. 

Överskridandet av kritisk belastning kan inte direkt utläsas av tabell 5.4, 

eftersom depositionen anges som svavel och kväve. I stället anges överskridandet 

som procent oskyddad areal av den totala karterade arealen inom varje 

län. Man tar då hänsyn till såväl fördelningen av kritisk belastning inom länen 

som till depositionens storlek. Denna beräkning visar på ett stort överskridande 

i sydvästra Sverige, med 50 % oskyddad areal eller högre i Skåne, 

Blekinge, Hallands, Kronobergs, Jönköpings och Örebro län. För övriga län i 

[74]

Götaland och Svealand ligger den oskyddade arealen vanligen runt 30–40 %. 

Låg andel oskyddad areal noteras för större delen av Norrland. Värdet för 

Gotlands län baseras på ett litet antal prover och måste betraktas som mycket 

osäkert. 

TABELL 5.4 Resultat från länsvisa beräkningar för skogsmark. För alla parametrar utom oskyddad 

areal visas medianen (50-percentilen). Deposition och oskyddad areal baseras på 1997 års data. 

Enheten för CL(acidity) har räknats om från ekv/ha . år till kgS/ha . år. Medianvärden baseras på 

separata fördelningar för varje län och parameter, varför kolumnerna inte visar samhörande värden. 

Därför lämpar sig tabellen bäst för att belysa skillnader mellan länen i stället för analyser 

inom varje län. 

LÄN ANTAL AREAL CL(acidity) CLMAX(S) CLMIN(N) Sdep Ndep OSKYDDAD 

PROVPUNKTER km2 MEDIAN MEDIAN MEDIAN MEDIAN MEDIAN AREAL 

kgS/ha . år kgS/ha . år kgN/ha . år kgS/ha . år kgN/ha . år % 

Norrbottens län 213 104422 8,2 7,8 1,5 1,6 1,6 1 

Västerbottens län 188 58773 7,4 7,2 2,0 2,1 2,2 9 

Jämtlands län 167 53521 7,3 7,1 2,0 2,1 2,5 16 

Västernorrlands län 85 23083 5,0 3,9 2,7 2,5 3,0 37 

Gävleborgs län 143 19788 6,3 5,2 3,2 3,0 3,8 33 

Dalarnas län 164 30108 6,4 6,3 3,0 2,8 3,8 29 

Uppsala län 35 7315 13 11 4,5 4,6 6,4 25 

Värmlands län 85 21625 8,0 7,3 3,7 4,0 5,5 29 

Västmanlands län 47 6895 11 10 4,3 4,4 6,0 33 

Stockholms län 19 6960 8,3 6,6 4,5 5,2 6,8 36 

Örebro län 56 9631 6,6 5,5 4,4 4,6 6,2 56 

Södermanlands län 35 6999 14 13 4,6 4,8 6,4 33 

Östergötlands län 58 12137 8,9 8,0 4,5 3,7 5,5 39 

Jönköpings län 72 11694 10 10 4,8 6,3 9,1 52 

Västra Götalands län 134 28684 13 15 4,8 6,8 9,6 39 

Gotlands län 21 3139 9,8 9,6 4,0 4,0 5,7 21 

Kalmar län 72 11526 8,5 8,7 4,5 5,0 7,5 49 

Hallands län 61 5671 14 15 5,6 8,5 13 59 

Kronobergs län 68 9380 12 13 4,8 6,8 9,6 50 

Blekinge län 35 2997 8,8 8,1 5,6 7,2 11 77 

Skåne län 96 11316 12 11 5,7 6,7 12 59 

[75]

Tolkningar av resultat och osäkerheter 

Osäkerheter i beräkningar av kritiska belastningar och överskridande kan i 

princip hänföras till följande fyra huvudkomponenter: 

1. Osäkerheter i de parametrar som ingår i beräkningen 

2. Osäkerheter i uppskattningen av nedfallet 

3. Osäkerheter i parametrarnas representativitet och 

4. Osäkerheter i beräkningens grundläggande principer, 

t ex val av kemiskt kriterium och kritiskt kemiskt värde. 

Effekten av dessa olika komponenter har undersökts vid Lunds universitet 

(Barkman, 1998; Barkman & Alveteg, 2001). Osäkerheter i beräkningsparametrarna 

och i representativiteten bedöms ha den största betydelsen för 

resultaten i Sverige. Enbart representativitetsproblemet uppskattas stå för 

hälften av den totala osäkerheten. I princip är provtagningen representativ 

för ett område om vi har minst 50 punkter inom enheten. Detta betyder att 

vi i Sverige har något för få provpunkter över landet för att kunna beskriva 

tillståndet i 50 x 50 km-rutor på ett tillfredställande sätt, och att 1 883 insamlingspunkter 

inte är tillräckligt för att fånga variationen i den svenska skogsmiljön. 

Grovt sett skulle antalet provpunkter behöva fördubblas. Länsvisa 

undersökningar i Värmlands, Örebro, Jönköpings, Gävleborgs och Älvsborgs 

län med en avsevärt större provtäthet tyder på att det faktiska överskridandet 

år 1997 var ca 32 %, jämfört med 29 % för standardberäkningen. Dock bör 

man betänka att Sverige hör till de länder som har det bästa dataunderlaget i 

hela Europa. 

Beräkningen av överskridandet av kritisk belastning i denna rapport baseras 

på nationella depositionsdata. I samband med förhandlingarna om Göteborgsprotokollet 

redovisades olika utsläppsscenarier för försurande ämnen i 

Europa framtagna av IIASA. I det scenario som låg till grund för det slutliga 

protokollet utnyttjades depositionsdata från EMEP. Här angavs överskridandet 

år 2010 för svensk naturmiljö, skogsmark och sjöar sammanvägt, till 4 % 

av arealen. Detta kan jämföras med uppskattningen i denna rapport till 14 % 

för skogsmark och ca 10 % för sjöar (se kapitel 7). Det lägre överskridandet 

för IIASAs analyser beror på att man använt EMEP:s medeldeposition för 

rutor om 150 x 150 km som är lägre än den lokalspecifika deposition som 

använts här. 

[76]

Johansson (1999) har utfört omfattande studier av nationella och regionala 

tillämpningar av beräkningar av kritisk belastning och överskridande i 

Finland. Syftet har i första hand varit att förbättra underlaget för att bedöma 

behovet av utsläppsbegränsande åtgärder. I denna studie blev konsekvenserna 

av att använda mer detaljerade data (mindre rutstorlek vid beräkningarna) 

att överskridandet av kritisk belastning avvek betydligt från beräkningar baserade 

på de stora rutor som används vid europeiska bedömningar. Om överskridandet 

är litet eller måttligt (som t ex den beräknade svaveldepositionen 

år 2010) blir effekten av detaljerade data på nationell eller regional nivå i regel 

att arealen som överskrids ökar. Om överskridandet är stort (som t ex den 

nuvarande kvävedepositionen) kan effekten bli den omvända jämfört med 

data med sämre upplösning. Johansson (1999) beräknade en genomsnittlig 

osäkerhet i kritisk belastning för nationella tillämpningar i Finland till 30 %. 

Vi bedömer att detta också är en rimlig skattning för svenska förhållanden. 

Beräkningarna för kritisk belastning för skogsmark är således behäftad 

med en viss osäkerhet, både för enskilda provpunkter och för regionala uppskattningar. 

För områden där nedfallet och den kritiska belastningen är av 

samma storleksordning, t ex stora delar av norra Sverige, kan detta ge upphov 

till relativt stora osäkerheter i skattningen av arealer med överskridande. 

Analyser av vilka möjligheter man har att minska osäkerheten tyder på att 

provpunktstätheten skulle behöva ökas, speciellt i södra Sverige där variationen 

är störst. 

Vid beräkningen av kritisk belastning för enskilda skogsbestånd är markens 

fysiska egenskaper en känslig egenskap när det gäller att uppskatta vittringens 

storlek men av mindre betydelse för totalresultatet (Barkman, 1998). 

Däremot är valet av kritiskt värde på BC/Al-kvoten i marklösningen av speciell 

vikt när det gäller att reducera osäkerheten i 5-percentilen för kritisk 

belastning och 95-percentilen för överskridandet i norra Sverige. I södra 

Sverige är nedfall av svavel, kväve och baskatjoner samt växtnäringsupptag i 

biomassa och förnafall viktigare parametrar. 

Kväveomsättningen i mark är rent allmänt en källa till osäkerhet. Det är t ex 

svårt att beskriva vad som styr immobilisering, denitrifikation och utlakning av 

kväve, och i nuläget krävs ett kalibreringsförfarande för att balansera processerna 

mot varandra. Likaledes är det svårt att bedöma hur effekterna av den långsiktiga 

kväveupplagringen i mark kommer att påverka andra kväveprocesser. 

[77]

Här krävs både mer grundläggande kunskap om processerna och utveckling av 

dynamiska modeller som beskriver såväl kolets som kvävets flöden över tiden. 

Slutsatser 

* 

* 

* 

* 

* 

Den kritiska belastningen för försurning av svensk skogsmark varierar inom 

intervallet 100–1000 ekv/ha och år. I ett europeiskt perspektiv är detta låga 

värden. Medianvärdet för alla provpunkter är ca 500 ekv/ha och år, vilket 

motsvarar den försurande verkan av 8 kg svavel per hektar och år. 

Relativt hög kritisk belastning finns utefter delar av Västkusten och lokalt 

inom områden med kalkstensberggrund. Låga värden finns i områden 

med tunna jordar som moränfattiga kustområden eller områden med svag 

mineralogi t ex norra Dalarna och södra Jämtlands län. 

Överskridandet av kritisk belastning (95-percentil) är störst i norra Skåne 

och angränsande delar av södra Götaland. Även större delen av Svealand, 

södra Norrland och Västerbottens kustområden uppvisar regionalt överskridande, 

men överskridandet är här lågt. 

De minskningar av försurande utsläpp som skett i Europa har minskat 

arealen med överskridande från ca 65 % 1980, till 45 % 1990 och 24 % 

1997. År 1997 överskred depositionen den kritiska belastningen på drygt 

5 miljoner ha skogsmark. 

Nuvarande internationella avtal och nationella planer för utsläppsminskningar 

i Europa förväntas minska överskridandet i Sverige till ca 14 % av 

skogsmarksarealen år 2010. 

Referenser 

Barkman A (1998): Critical loads – assessments of uncertainty. 

Doktorsavhandling från Avd Kemisk Teknologi, Lunds Universitet. 

Barkman A & Alveteg M (2001): Effects of data uncertainty in the Swedish critical load assessment 

for forest soils. Water, Air, and Soil Pollution 125:133-156. 

Bertills U & Hanneberg P (red) (1995): Försurningen i Sverige – Vad vet vi egentligen? 


van Breemen N, Mulder J & Driscoll C T (1983): Acidification and alkalinization of soils. 

Plant and Soil 75:283-308. 

[78]

Eriksson E, Karltun E & Lundmark J-E (1992): Acidification of forest soils in Sweden. 

Ambio 21:150-154. 

Johansson M (1999): Integrated models for the assessment of air pollution control 

requirements. Doktorsavhandling. Department of Engineering, Physics and Mathematics. 

Helsinki University of Technology. 

Nilsson S I, Miller H G & Miller J D (1982): Forest growth as a possible cause of soil and water 

acidification: an examination of the concepts. Oikos 39:40-49. 

Nilsson S I (1985): The acidification sensitivity of Swedish forest soils. An analysis pertaining to 

concentrations, flows and stores of base cations and aluminium. SNV PM 1979. 

Nilsson S I (1986): Critical deposition limits for forest soils. I: Critical loads for nitrogen 

and sulphur. Nilsson J (red). Nordiska Ministerrådet. Miljörapport 1986:11. 

Olsson M & Melkerud P-A (1991): 

Determination of wethering rates based on geochemical properties of the soil. 

Geol. Survey of Finland, special paper 9:69-78. 

Posch M, de Smet P A M, Hettelingh J-P & Downing R J (1999): 

Calculation and mapping of critical thresholds in Europe. Status Report 1999, 

Coordination Center For Effects. RIVM Report No 259101009. Bilthoven. 

Staaf H & Tyler G (red) (1995): Effects of acid deposition and tropospheric ozone on forest 

ecosystems in Sweden. Ecological Bulletins (Copenhagen) nr 44. 

Sverdrup H & Warfvinge P (1988): Assessment of critical loads of acid deposition 

to forest soils. I: Critical loads for sulphur and nitrogen. Nilsson J (red). 

Report from the Skokloster Workshop. Nordiska Ministerrådet. Miljörapport 1988:15. 

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 engineering Report 2:1993. 

Sverdrup H & Warfvinge P (1995): Critical loads of acidity for Swedish forest ecosystems. 

Ecological Bulletins (Copenhagen) 44:75-89. 

Sverdrup H, de Vries W & Henriksen A (1990): Mapping critical loads. 

Nordiska Ministerrådet, Köpenhamn. Miljörapport 98:1990. 

Sverdrup H, Warfvinge P & Nihlgård B (1994): Assessment of soil acidification effects 

on forest growth in Sweden. Water, Air and Soil Pollution 78:1-36. 

Sverdrup H, Warfvinge P, Johansson M, Frogner T, Håöja A-O & Andersen B (1992): 

Critical loads to the forest soils in the Nordic countries. Ambio 5: 348-355. 

Thelin G, Sverdrup H, Holmqvist J, Rosengren U & Linden M (2002): 

Assessment of nutrient sustainability; A conifer-broadleaf stand at Jämjö, an area 

of approximately 10 ha. I: Stjernquist I & Sverdrup H (red), Developing principles 

for sustainable forest management. Kluwer Academic Publishers. (under tryckning). 

Troedsson T & Nilsson Å (1980): Skogsmarkens känslighet för försurning med 

hänsyn till lokalisering av kolkondenskraftverk. Statens naturvårdsverk. SNV PM 1366. 

[79]

Troedsson T (1985): Sensitivity of Swedish forest soils to acidification related to site 

characteristics. Statens naturvårdsverk, Rapport 3001. 

Umweltbundesamt (1996): Manual on methodologies and criteria for mapping 

critical levels/loads. Umweltbundesamt, Berlin. Texte 71/96. 

Warfvinge P & Sverdrup H (1992): Calculating critical loads of acid deposition with PROFILE 

– A steady state soil chemistry model. Water, Air and Soil Pollution; 63:119-143. 

Warfvinge P & Sverdrup H (1995): Critical loads of acidity to Swedish forests. 

Reports in ecology and engineering 5:1995 

Warfvinge P, Sverdrup H, Ågren G & Rosen K (1992): Effekter av luftföroreningar på 

framtida skogstilltväxt. Bilaga 16 till huvudbetänkande av 1990 års skogspolitiska kommitté, 

SOU 1992:76. Sid. 379-412. 

Warfvinge P & Bertills U (red) (2000): Naturens återhämtning från försurning. 


Wilander A & Lundin L (red) (2000): Återhämtning i svenska vatten och skogsmark. 

I: Warfvinge P & Bertills U (red). Naturens återhämtning från försurning. 


[80]

6. Kritisk belastning 

för försurning av sjöar 

* 

L R A P P, A W I L A N D E R & U B E R T I L L S 

Sverige har liksom de andra nordiska länderna ett mycket stort antal sjöar 

jämfört med övriga länder i Europa. Konceptet och metoderna för beräkning 

av kritisk belastning för sjöar har också utvecklats inom Norden. Förutom i 

Sverige, Norge och Finland beräknas idag kritisk belastning för sjöar även i 

Storbritannien och Irland. De riksomfattande inventeringarna av sjöar och 

vattendrag som har gjorts i Sverige med 5 års intervall har utgjort grunden för 

beräkningen av kritisk belastning för sjöar i Sverige. Kritisk belastning för 

vattendrag har inte beräknats eftersom underlaget är otillräckligt. 

Fortfarande finns försurade sjöar 

– men vi ser en förbättring 

Den sentida försurningen av sjöar och vattendrag är den mest uppenbara förändringen 

i Sverige på grund av försurande luftföroreningar. Tusentals sjöar 

och vattendrag har drabbats, inte minst genom att försurningskänsliga arter av 

fisk som t ex mört, öring och lax försvunnit. Trots en omfattande kalkningsverksamhet 

och en minskande deposition av försurande ämnen sedan 1980talet 

är fortfarande många sjöar och vattendrag försurade. Försurade sjöar återfinns 

i dag främst i Kronobergs, Västra Götalands, Blekinge, Hallands och 

Värmlands län. Förutom försurade sjöar finns även naturligt sura sjöar i det 

svenska barrskogslandskapet. 

Andelen försurade sjöar har uppskattats till 6–14 % (Rapp m fl, 2001a) baserat på: 

– Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för miljökvalitet (Naturvårdsverket, 

1999) med klasserna 2–5 , dvs måttlig till extrem avvikelse 

– Riksinventeringen 1995 uppskalad till alla Sveriges sjöar större än 4 hektar 

– endast okalkade sjöar. 

[81]

Intervallet speglar skillnaden mellan att använda ANC (6 %) och alkalinitet 

(14 %) som mått på buffertkapacitet. Om även de kalkade sjöarna räknas in 

som försurade, dvs de antas ha varit försurade innan kalkning, blir motsvarande 

intervall 18–25 %. 

Rapp m fl (2001a) uppskattade andelen naturligt sura sjöar med förindustriellt 

pH mindre än 6,0 till 8 %, förutsatt att inga naturligt sura sjöar har kalkats. 

Vid Riksinventeringen 1995, som samordnades med samtidiga inventeringar 

i övriga nordiska länder visades att de svenska sjöarna har högre pHvärden 

än de norska sjöarna (tabell 6.1). Detsamma gäller alkaliniteten, som 

är ett mått på förmågan att buffra mot tillförsel av försurande vätejoner. Detta 

kan till viss del förklaras med den omfattande kalkningsverksamheten i 

Sverige, dvs de suraste sjöarna har kalkats. 

TABELL 6.1 Jämförelse mellan resultat från den svenska nationella sjöinventeringen 1995 (icke-kalkningspåverkade 

sjöar) och de övriga nordiska ländernas samtidiga undersökningar. Värdena anges som 

percentiler och halterna för alkalinitet och sulfat anges i mekv/liter (Wilander m fl, 1998). 

PARAMETER LAND PERCENTIL 

10 50 90 

pH Sverige 6,00 6,83 7,47 

Finland 5,68 6,58 7,08 

Norge 5,07 6,36 7,30 

Alkalinitet Sverige 0,022 0,149 0,823 

Finland 0,022 0,111 0,278 

Norge

De nordiska sjöarna har genom sin låga motståndskraft mot försurning 

tillhört de ekosystem som varit gränssättande för svavelutsläppen i Europa, 

särskilt vid framtagandet av andra svavelprotokollet (se kapitel 10). 

När depositionen av svavel nu minskat kraftigt och beräknas att minska 

ytterligare kan en förbättring av försurningssituationen förväntas. Detta kan 

utläsas från tidsserier över ytvattenkvalitet inom Miljöövervakningen 

(Warfvinge & Bertills, 2000). En nyligen publicerad studie av återhämtning i 

344 nordiska sjöar visar att återhämtningen från försurning påbörjades under 

1980-talet och har accelererat under 1990-talet. Under det sista årtiondet har 

sulfathalterna minskat signifikant i 69 % av sjöarna och ANC har ökat i 32 % 

av sjöarna (Skjelkvåle m fl, 2001). 

Återhämtningen i sjöarna fördröjs dock av att omgivande marker kommer 

att vara fortsatt sura under årtionden framöver. På lång sikt är försurningsutvecklingen 

beroende av att åtgärder vidtas inom skogsbruket, så att försurningstillskottet 

minskar på känsliga marker. 

Varför försuras ytvattnet och vad händer i sjön? 

Kvaliteten på vattnet i sjöar och vattendrag påverkas av bl a processer i tillrinningsområdet, 

geologi och klimat. Sedan sista istiden har en långsam, 

naturlig försurning av mark och ytvatten skett. Under de senaste årtiondena 

har försurningsförloppet accelererat främst genom nedfall av försurande luftföroreningar, 

men även skogsbruket har bidragit. 

När en sjö försuras sjunker alkaliniteten och pH-värdet medan halten av aluminium 

ökar. Det ger upphov till en lång rad biologiska effekter som t ex att: 

– försurningskänsliga arter minskar i antal eller försvinner helt, som t ex lax, 

mört, öring, flodpärlmussla, snäckor, dagsländor 

– vitmossa invaderar sjön från strandzonen, tränger undan andra växter och 

förstör lekbottnar 

– de naturliga nedbrytningsmekanismerna hämmas vilket minskar näringstillgången 

– tillgången på växttillgängligt kol för fotosyntes minskar då pH-värdet sjunker. 

Dessa förändringar leder till minskad primärproduktion och minskad biologisk 

mångfald i ekosystemet. 

[83]

Försurningsskador av mer långsiktig karaktär i ytvatten beror på att markerna 

i tillrinningsområdena försurats. Det förekommer emellertid även skador 

på vattenlevande organismer orsakade av mer kortvariga försurningsförlopp. 

I främst norra Sverige, där deposition av luftföroreningar är lägre, finns 

den största risken för försurningsskador i samband med smältande snö med 

ackumulerad syradeposition eller vid kraftiga höstregn. Här kan orsakerna till 

försurningsepisoderna dessutom också vara naturliga; genom förekomst av 

svavelhaltiga jordar, organiska syror, utspädning med jonsvagt nederbördsvatten, 

deposition av havssalt eller genom koldioxidövertryck (Laudon m fl, 

2000). 

Metoder att beräkna kritisk belastning 

Tre olika metoder för att beräkna kritisk belastning för sjöar används i 

Europa. Två av dessa har använts i Sverige och beskrivs översiktligt i det följande. 

En fullständig beskrivning återfinns i bilaga 1. Diatomé-modellen har 

aldrig använts i Sverige och beskrivs därför inte närmare. 

1. SSWC-modellen (Henriksen m fl, 1990a; Henriksen m fl, 1992; 

Henriksen m fl, 1993) 

2. FAB-modellen (Kämäri m fl, 1992; Downing m fl, 1993; Henriksen 

m fl, 1993; Posch m fl, 1997). 

3. Diatomé-modellen (Battarbee m fl, 1996) använder information från 

paleolimnologiska data. Kritisk belastning för försurning beräknas från ett 

empiriskt samband mellan svaveldeposition och sjöarnas kalciumhalt 

baserat på sammansättningen av diatoméer (kiselalger) i 41 sjöar i 

Storbritannien. Förindustriella kalciumkoncentrationer beräknas på 

samma sätt som i SSWC modellen. 

Huvudprincipen för alla modeller är att med empiriska samband kvantifiera i 

vilken omfattning en sjö har försurats, vilket ger information om den kritiska 

belastningen. I Sverige används sedan 1995 den s k FAB-modellen (First 

order Acidity Balance) som har utvecklats ur äldre modeller men som beskriver 

processerna för både svavel och kväve mer fullständigt. Före 1995 användes 

modellen Steady State Water Chemistry (SSWC) och den används fortfarande 

för att uppskatta vittringshastigheten i sjöarnas tillrinningsområde. 

[84]

EKV 1A 

SSWC 

SSWC utvecklades under 1980-talet av Arne Henriksen på NIVA (Norsk Institutt 

for Vannforskning) i Norge. Modellen har sedan dess modifierats, men huvudprincipen 

är att den ändring av sjökemi som försurningen har orsakat kan härledas 

från empiriska samband och dagens vattenkemi. Modellen användes bl a för att ta 

fram underlag för det andra svavelprotokollet. Den är enkel jämfört med andra 

modeller och kräver relativt lite indata. 

Modellen bygger på att det vattenkemiska tillståndet i en sjö kan användas 

som ett mått på försurande och neutraliserande processer i hela sjöns tillrinningsområde. 

Metodiken är att ta ett vattenprov och sedan med empiriska ekvationer 

bestämma hur mycket baskatjoner som har lakats ut från markens jonbytesförråd. 

Därefter kan vittringshastigheten beräknas, se bilaga 3. 

I den ursprungliga modellversionen beaktades endast deposition av svavel, 

och man antog att allt deponerat kväve tas upp av vegetationen. Dagens 

modellversion använder det verkliga kväveläckaget som ett mått på kvävets 

försurningseffekt. 

Kritisk belastning för försurning, CL(acidity), kan beräknas enligt: 

CL ( acidity ) = BC 

eller som: 

* 

* 

( [ ] 

o - ANClimit). Q- BCdep le crit ANC 

CL EKV 1B 

, 

w 

där 

BC 

acidity ( ) = - 

ekv/ha·år 

ekv/ha·år 

[BC*] o = sjöns förindustriella halt av baskatjoner av icke marint 

ursprung (vittring och deposition) 

ANC limit = kritiskt kemiskt värde för indikatororganism 

Q = medelavrinning 

BC dep * = deposition av baskatjoner av icke marint ursprung 

ANC le, crit = den kritiska utlakningen av ANC från avrinningsområdet 

BC w = vittringshastigheten i avrinningsområdet 

Enligt ekvation 1B bestäms den kritiska belastningen hos en sjö av hur stor 

mineralvittringen (BC w) är i avrinningsområdet jämfört med den kritiska 

[85]

EKV 2 

EKV 3 

utlakningen av ANC från sjön. I ekvation 1a utgår man från den förindustriella 

halten av icke-marina baskatjoner multiplicerat med avrinningen minus 

depositionen av baskatjoner som ett mått på vittringen. Detta gäller eftersom 

[BC*] o under förindustriell tid kan antas härröra enbart från vittring och 

deposition av baskatjoner, medan påverkan från jonbyten i mark och bortförsel 

av baskatjoner vid skogsavverkningar anses försumbar. Därmed överensstämmer 

ekvation 1a med ekvation 1b. 

Den förindustriella baskatjonkoncentrationen ([BC*] o) är normalt inte 

känd utan måste beräknas. Detta kan ske med hjälp av den s k 

F-faktorn, som anger kvoten mellan förändringen i koncentration av ickemarina 

baskatjoner och sulfat plus nitrat vid provtagningstillfället relativt förindustriell 

tid: 

F= 

F-faktorn anger hur stor del av det antropogena försurningstillskottet från 

både svavel och kväve (∆([SO 4*]+[NO 3])) som marken tagit hand om genom 

jonbytesprocesser (∆(BC*)). Eventuella ändringar i baskatjonflödet orsakade 

av markanvändning i avrinningsområdet innefattas också i ∆[BC*]. Om Ffaktorn 

är 1,0 är sjön inte försurad. F-faktorn sjunker i takt med att markens 

förmåga att buffra mot surt nedfall avtar. 

Överskridandet av kritisk belastning avseende både svavel och kväve vid 

steady-state kan ej beräknas eftersom de kväveprocesser som är neutraliserande 

(upptag, immobilisering, denitrifikation) ej ingår i modellen. Däremot 

kan ett momentant överskridande, som speglar den aktuella situationen vid 

provtagningstillfället beräknas enligt: 

* * 

Exc = Sdep +Q • [ NO3] 

- BCdep + f • BCu - CL(acidity) 

där 

* 

[ SO4 BC * 

[ ] 

( ] + [ NO3] ) 

S * dep = svaveldeposition av icke-marint ursprung 

Q = medelavrinning 

[NO 3 - ] = halt av nitratkväve i sjön 

- 

BC * dep = deposition av icke marina baskatjoner 

[86]

BC u = upptag av baskatjoner, motsvarande bortförsel vid avverkning 

f = andelen skog i avrinningsområdet 

I det momentana överskridandet förutsätts att summan av kväveprocesserna 

(N dep-N sänkor) speglas i utlakningen av nitrat vid det tillfälle sjön provtogs. 

Detta mått på överskridandet är inte identiskt med överskridandet vid steadystate, 

som skall återspegla skillnaden mellan källor och sänkor över en lång 

tidsperiod. 

FAB 

För det europeiska luftvårdsarbetet, där det är nödvändigt skilja på försurning 

orsakad av svavel och kväve, används FAB-modellen som kan ses som 

en vidareutveckling av SSMB (se kapitel 4). Vittringshastigheten bestäms 

utifrån SSWC medan grundstommen är en ANC-balans som i SSMB. Det 

som skiljer FAB från SSMB är att ANC-balansen gäller för ett helt avrinningsområde 

i stället för en markprofil, samt att modellen är utvecklad speciellt 

för att passa det europeiska luftvårdsarbetet där optimeringsparametrarna 

CL max (S), CL min (N) och CL max (N) används. 

Med hjälp av FAB-modellen beräknas således kritisk belastning separat 

för svavel och kväve med hänsyn till flera processer i mark och sjö där kväve 

och svavel medverkar. Detta gör att modellen blir mer komplicerad genom 

att fördelningen mellan olika ägoslag (skog, myr, öppet fält) och sjöyta påverkar 

de olika processernas betydelse. Dessutom är denitrifikation av kväve 

och retention av svavel och kväve i sjön depositionsberoende vilket ytterligare 

komplicerar beräkningarna. 

Processbeskrivning 

Beräkningarna med FAB grundar sig på följande ANC-balans som gäller för 

ett avrinningsområde. Enheten blir ekvivalenter per hektar avrinningsområde 

och år. 

EKV 4 

Sdep + Ndep 

+ Cldep 

= f Nu 

+ ( 1 - r )( Ni 

+ Nde 

) + r Nret 

+ r S ret + BCle 

- ANCle 

S dep , N dep , Cl dep = deposition av svavel, kväve och klorid 

N u = nettoupptag av kväve i biomassa 

f = andelen skog i avrinningsområdet 

[87]

1-r = andelen fastmark i avrinningsområdet 

r = andelen sjöyta i avrinningsområdet 

N i = immobilisering av kväve i avrinningsområdets fastmark 

N de = denitrifikation i avrinningsområdets fastmark 

N ret , S ret = retention av kväve och svavel i sjön 

BC le = utlakning av baskatjoner (BC w + BC dep – f.BC u ) 

ANC le = utlakning av ANC 

Uppgifter om upptag av kväve och baskatjoner hämtas från befintliga databaser 

och ska motsvara det långsiktiga nettoupptaget, dvs bortförsel av 

näringsämnen med skogsavverkning. 

Kväveimmobiliseringen i mark är baserad på uppskattningar för skogsmark. 

Den har ett värde på 2 kg N/ha och år som viktas efter andelen fastmark 

i avrinningsområdet. 

Kväveförlust till atmosfären genom denitrifikation formuleras som ett 

depositionsberoende och en denitrifikationskonstant. Denitrifikationskonstanten 

beror av andelen torvmark i avrinningsområdet eftersom den syrgasfria 

miljön medför högre denitrifikation. För övrig mark är denitrifikationen 

låg (se kapitel 8). 

Retention (fastläggning) av svavel och kväve i sjön formuleras som depositionsberoende 

processer. 

Vittringshastigheten (BC w ) bestäms enligt SSWC. 

Beräkning av kritisk belastning och överskridande 

Utifrån ANC-balansen (ekv 4) kan optimeringsparametrarna, CL max (S), 

CL min (N) och CL max (N) härledas (se bilaga 1). Dessa utgör CL-funktionen 

som illustrerar alla tänkbara kombinationer av svaveloch kvävenedfall som 

motsvarar den kritiska belastningen, figur 6.1. 

Eftersom det finns många kombinationer för hur svaveloch kvävenedfall 

kan minskas går det inte att definiera överskridandet på ett enkelt sätt med 

FAB. Beroende på hur stor den verkliga depositionen (S och N) är i förhållande 

till funktionslinjen uttrycks överskridandet på olika sätt. Ett mått på 

överskridande har emellertid definierats (Posch m fl, 1999) utifrån det kor- 

[88]

EKV 5 

CLmax(S) 

* 

Sdep 

FIGUR 6.1 

CLmin(N) 

taste avståndet mellan funktionslinjen och det verkliga nedfallet, figur 6.1. 

Överskridandet beräknas som summan av reduktionsbehovet för svavel och 

kvävedeposition: 

Exc = ∆S + 

dep 

∆Ndep 

∆Sdep 

I denna rapport har överskridandet beräknats på detta sätt. 

Indata till beräkningarna 

∆Ndep 

(Ndep, Sdep) 

CLmax(N) 

För FAB-modellen definieras överskridandet som summan av den lägsta minskning av svaveloch 

kvävenedfall (∆S, ∆N) som behövs för att nå kritisk belastning. 

Indata till beräkningarna utgörs av nutida sjökemi, klimatdata och ståndortsegenskaper 

för landmiljön inom avrinningsområdet, tabell 6.2. 

I beräkningarna används sjödata från Riksinventeringen 1995 (Wilander 

m fl, 1998). Data från Riksinventeringen 2000 var när denna rapport skrevs 

inte fullständigt genomarbetande varför vi uteslutande använder data från 

1995. Sjöar som är starkt påverkade av jordbruk ingår ej i beräkningarna. 

Kriteriet var att jordbruksarealen i avrinningsområdet skulle vara mindre än 

10 %. Totalt användes data från 2 378 sjöar, varav 1 702 var okalkade och 676 

var sjöar som korrigerats för kalkningspåverkan. Korrigeringen av varje kalkad 

sjö gjordes med Ca/Mg-kvoten, med närliggande sjöar som referens, 

samt med antagandet att Mg-koncentrationen inte ändras genom kalkning. 

Ndep 

[89]

Det senare antagandet kan orsaka att beräknad kritisk belastning blir något 

för högt. 

TABELL 6.2 Indata för beräkning av kritisk belastning och överskridande för försurning av sjöar. 

TYP AV INDATA KÄLLA 

Sjökemi [SO 2- 

4 ], [NO3 - ], [Cl- ], 

[NH + 

4 ], [Na + ], [Ca2+ ], 

[Mg 

Riksinventeringen 1995, SLU 

2+ ], [K + ] 

Klimat Avrinning Årsmedelvärde, 1961-90, SMHI 

Sdep , Ndep , Årsmedelvärde 19971 , SMHI 

BC* dep (ej FAB) Årsmedelvärde 1997, SMHI 

Ståndortsegenskaper Andel av avrinningsområdet Riksskogstaxeringen 1983-92, 

med skogsmark, öppet 

fält, myrmark och sjö 

SLU 

Näringsupptag av BC Riksskogstaxeringen/ 

och N som bortförs med Ståndortskarteringen 

avverkning 1983–87, SLU 

1) 1997 användes som referensår när svaveloch kvävedepositionen skalades om till 1980, 1990 och 

2010. 

Depositionsdata från 1997 har använts och de motsvarar den totala depositionen 

för blandade ägoslag, se kapitel 3. 

Fördelningen av olika ägoslag inom avrinningsområdet baseras på 

Ståndortskarteringens provytor. I de fall då antalet provytor inom avrinningsområdet 

är mindre än 10, utökades arean för bestämning av ägoslagen så att 

antalet provytor blev 10–15 (Wilander m fl, 1998). 

Biologisk indikator och kritiskt kemiskt värde 

För att beräkna den kritiska belastningen krävs en biologisk indikator, en indikatororganism 

som representerar en försurningskänslig komponent i ekosystemet. 

Sverige har liksom övriga nordiska länder valt känsliga fiskarter, dvs 

lax och mört som biologiska indikatorer. Lax och mört är ungefär lika känsliga 

och är de fiskarter som påverkas först vid en sjöförsurning. 

Utgående från undersökningar av relationen mellan fiskpopulationer och 

olika parametrar som potentiellt kan påverka fiskars reproduktion och överlevnad, 

har de nordiska länderna valt ANC som kemiskt kriterium. Däri- 

[90]

genom är det lätt att knyta biologiska effekter till beräkningsmodellerna för 

kritisk belastning som nyttjar ANC-balanser. Alternativa kemiska kriterier, 

såsom pH-värde eller Al-halt, kräver mer information, t ex koldioxidtryck, 

samt modell för att kvantifiera effekten av organiska syror och aluminiumföreningar. 

Fördelen med ANC gentemot alkalinitet, som kemiskt kriterium, är att 

ANC även inbegriper de organiska anjoner (från humussyror) som inte har 

protonerats vid pH 5,6 vid en alkalinitetstitrering. I humösa vatten är alkaliniteten 

därför lägre än ANC, vilket gör att naturligt sura vatten kan tolkas som 

påverkade av försurning. Eftersom endast starka syror minskar ANC är det lättare 

att skilja på försurade och naturligt sura vatten. 

Sverige har liksom Finland valt ANC limit = 20 µekv/l som kritiskt kemiskt 

värde, vilket baseras på att ANC högre än 20 µekv/l krävs för att bibehålla stabila 

populationer av laxfiskar. Gränsvärdet baseras på en genomgång av ett 

stort datamaterial från Norge (Lien m fl, 1996; Lien m fl, 1991; Henriksen 

m fl, 1990b). I beräkningarna till denna rapport sattes ANC limit till 0,75 [BC*] o 

för de enstaka, extremt jonsvaga vatten där [BC*] o var lägre än 25 µekv/l. 

Detta gjordes för att undvika negativa värden på den kritiska belastningen. 

Norge använder en ANC limit som beror av kritisk belastning och är specifik 

för avrinningsområdet (Posch m fl, 1999). Denna metod ger en ANC limit som 

varierar mellan 2 och 50 µekv/l och med medianen 12 µekv/l. 

Kritisk belastning i Sverige 

Beräkningar och kartering av kritisk belastning för sjöar har pågått i Sverige 

sedan slutet av 1980-talet. Den första dokumentationen av det arbetet gjordes 

av Henriksen m fl, 1990a. Hittills har arbetet fokuserats mot sjöar, och 

inga systematiska insatser har ännu gjorts för att beräkna försurningskänsligheten 

för vattendrag. De nationella sjöinventeringarna som sedan 1985 

genomförs vart 5:e år i Sverige har varit helt avgörande för arbetet, eftersom 

beräkningarna till största delen baseras på sjökemi. Riksinventeringen 1990 

utgjorde dataunderlaget för beräkningarna inför andra svavelprotokollet 

(1994) medan de beräkningar som gjorts sedan 1998 baseras på Riksinventeringen 

1995. 

Av figur 6.2 framgår att variationen i kritisk belastning för sjöar är stor. I 

en stor del av Sverige är den kritiska belastningen, mindre än 200 ekv/ha och 

[91]

år. I ett europeiskt perspektiv visar detta på en mycket låg kritisk belastning 

dvs en hög känslighet mot försurande ämnen. Orsaken till den höga känsligheten 

i större delen av Sverige är tunna jordtäcken med svårvittrade jordar. 

Speciellt i Norrland är känsligheten hög vilket beror på låg vittringshastighet 

till följd av låg temperatur. Förutom i stora delar av norra Sverige finns extra 

känsliga områden också i Blekinge län, Kronobergs län, Hallands län, Örebro 

län och Dalarnas län. 

Även variationen i kritisk belastning inom rutorna är stor vilket framgår 

om medianen (50-percentilen) används i stället för 5-percentilen. De flesta av 

rutorna visar här en väsentligt högre kritisk belastning. 

Variationen för CL(acidity) för hela datamaterialet är också betydande, 

tabell 6.3. Nästan hälften av sjöarna har en kritisk belastning lägre än 500 

ekv/ha och år (8 kg S/ha och år) och 5 % har lägre än 100 ekv/ha och år (1,6 

kg/ha och år). Observera att tabellen baseras på fördelningar för enskilda 

parametrar varför kolumnerna inte visar samhörande värden. CL(acidity) och 

* 

[92] 

FIGUR 6.2 


5-percentil 


54 0 - 100 

34 100 - 200 

40 200 - 300 

43 300 - 500 

16 500 - 1 000 

12 1 000 - 10 000 


50-percentil 


1 0 - 100 

2 100 - 200 

8 200 - 300 

49 300 - 500 

99 500 - 1 000 

40 1 000 - 10 000 

Kritisk belastning för försurning, CL(acidity), för sjöar, ekv/ha och år. För varje ruta visas 

5-percentilen (vänster) och 50-percentilen (höger).

vittringen (BC w ) är dock starkt kopplade till varandra; vittringen styr till stor 

del den kritiska belastningen. Variationen för ANC le,crit , som är den kritiska 

ANC-transporten ut ur avrinningsområdet, beror på variationen i avrinning 

eftersom ANC limit i de flesta fall är 20 µekv/l. Baskatjondepositionen visar en 

gradient med högre värden i södra Sverige och högre i den västra än i den 

östra delen och variationen är mindre än övriga parametrar. De låga upptagen 

av baskatjoner och kväve återfinns främst i fjällkedjan med lite skogsmark. 

TABELL 6.3 Kritisk belastning (ekv/ha och år) för försurning för sjöar samt parametrar ingående i 

beräkningarna redovisade som 5-, 50-, resp 95-percentiler. Tabellen baseras på separata fördelningar 

för parametrarna varför kolumnerna inte visar samhörande värden. 

PERCENTIL CL(acidity) BC W ANC le, crit BC* dep BC u N u 

5 99 182 41 57 0 0 

50 555 632 72 86 99 74 

95 2577 2655 158 133 258 214 

Kritisk belastning för sjöar skiljer sig något från kritisk belastning för skogsmark. 

En jämförelse av situationen på västkusten visar t ex att den kritiska belastningen 

är mycket lägre för sjöar än för skogsmark. Detta kan till viss del förklaras 

med ett högt nedfall av baskatjoner som för skogsmark påverkar BC/Al-kvoten, 

som i sin tur påverkar den kritiska belastningen. För sjöar, där beräkningar 

baseras på ANC som kemiskt kriterium, påverkas inte den kritiska belastningen 

lika mycket av ökat nedfall av baskatjoner. 

I faktarutan på sid 94 ges exempel på hur beräkningar görs för enskilda 

sjöar. 


med SSWC och FAB 

Som vi redogjort för tidigare finns det två sätt att beräkna överskridandet för 

sjöar. För att belysa skillnaden mellan dem redovisas här resultatet för båda 

metoderna, dvs SSWC och FAB. Depositionsdata från 1997 har använts. 

Generellt är mönstret för variationen i överskridande över Sverige lika för 

båda metoderna (figur 6.3). Det högsta överskridandet återfinns i södra 

Sverige och på Västkusten, där depositionen är högst. Trots låg deposition i 

[93]

* 


Beräkning av kritisk belastning för sjöar – exempel 

[94] 

LOKAL A LOKAL B 

Län Örebro Västra Götaland 

Kommun Askersund Tibro 

Sjönamn Södra Asplången Örlen 

Marktyp sandig – moig morän moig morän 

pH/alkalinitet (µekv/l), 1995 7,0 / 170 7,4 / 430 

KRITISK BELASTNING 

CL (acidity) = BCw - ANCle, crit 

Lokal A 222 = 271 - 49 (ekv/ha . år) 

Lokal B 1144 = 1184 - 40 (ekv/ha . år) 

Den kritiska belastningen är väsentligt högre i Lokal B vilket beror på den högre vittringshastigheten. 

ÖVERSKRIDANDE AV KRITISK BELASTNING 

CLMAX (S) CLMIN (N) CLMAX (N) Ndep Sdep Ndep Sdep 1997 1997 1997 1997 

(ekv/ha . år) kg N/ha . år kgS/ha . år ekv/ha . år 

Lokal A 115 313 552 7,6 4,4 542 276 

Lokal B 1427 280 6167 8,4 4,0 603 251

* 


600 

500 

400 

300 

200 

100 

Sdep 

ekv/ha·år 

Lokal A 

Exc = 219 + 106 = 325 

106 

deposition 

219 

Ndep 

ekv/ha·år 

0 

0 100 200 300 400 500 600 

0 

0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 

Överskridandet beräknas med optimeringsparametrarna och depositionen med en grafisk 

procedur, se tabell och figur. Optimeringsparametrarna åskådliggörs med critical 

load-funktionen. 

Överskridandet för Lokal A beräknas till 325 ekv /ha .år vilket motsvarar 5,2 kg S/ha och 

år. Av figuren inses att det i princip skulle räcka att minska svavel för att nå kritisk 

belastning. Den kortaste vägen är dock att minska både svavel (219) och kväve (106). 

Lokal B med ungefär samma deposition som lokal A har inget överskridande till följd 

av den högre kritiska belastningen. Kvävesänkorna, CLmin(N) (upptag och immobilisering), 

är i samma storleksordning för båda lokalerna 

2000 

1800 

1600 

1400 

1200 

1000 

800 

600 

400 

200 

Sdep 

ekv/ha·år 

deposition 

Lokal B 

Ndep 

ekv/ha·år 

[95]

* 

FIGUR 6.3 

Överskridande, SSWC 

95-percentil 


94 - 0 

76 0 - 200 

20 200 - 400 

8 400 - 700 

1 700 - 1 000 

0 1 000 - 3 000 

Överskridande, FAB 

95-percentil 


89 - 0 

62 0 - 200 

24 200 - 400 

14 400 - 700 

9 700 - 1 000 

1 1 000 - 3 000 

Överskridande, Exc(acidity), av kritisk belastning för försurning, ekv/ha och år, beräknat 

med SSWC (momentant överskridande) och FAB. Depositionsdata från 1997 har använts. 

För varje ruta visas 95-percentilen. SSWC ger markant lägre överskridande än FAB eftersom 

den räknar med en mindre nitratutlakning; den momentana i stället för utlakningen 

vid steady-state. 

norra Sverige förekommer överskridande även här eftersom den kritiska 

belastningen är låg. 

Överskridandets storlek varierar beroende på vilken metod som används. 

Det momentana överskridandet beräknat med SSWC är lägre än överskridandet 

beräknat med FAB. Detta illustrerar att avrinningsområdena kan tåla 

mer surt nedfall i nuläget (1995) än vad som kan förväntas vid steady-state. 

Ett annat sätt att utrycka detta är att SSWC beskriver överskridandet vid ett 

lågt läckage av nitrat dvs när marken fortfarande kan ta hand om nästan allt 

kväve som deponeras. 

I alla beräkningar nedan baseras överskridandet på FAB-modellen, eftersom 

den får anses vara den mest kompletta modellen och därför att den 

används i det europeiska luftvårdsarbetet. 

[96]

Förutom det sura nedfallet har skogsbrukets betydelse för ytvattnets kvalitet 

i Sverige. I beräkningen av överskridandet av kritisk belastning ingår skogsbrukets 

påverkan genom skogens upptag av baskatjoner och kväve. Ekvation 7 

och 9 i kapitel 4 visar att ett högre nettoupptag av baskatjoner ger ett högre överskridande, 

medan ett högre upptag av kväve sänker överskridandet. De uppskattningar 

av nettoupptag som har gjorts av Ståndortskarteringen och Riksskogstaxeringen 

visar att BC u för större delen av datamaterialet (85 %) var högre 

än N u . I absoluta tal var dock skillnaden inte stor; i medeltal höjdes överskridandet 

med 50 ekv/ha och år. För 5 % av datamaterialet höjdes överskridandet 

med 80 ekv/ha och år. Man kan också konstatera, att i de fall då allt kväve på 

något sätt tas om hand inom avrinningsområdet och ej lakas ur, så slår varje 

ändring i baskatjonupptaget direkt igenom på ANC i avrinningsvattnet. 

Överskridandet av kritisk belastning, 

i går, i dag och i morgon 

För att få en inblick i hur överskridandet har varit och hur det kan bli i framtiden 

redovisas här beräkningar för åren 1980, 1990, basåret 1997 och 2010 

enligt Göteborgsprotokollet. Överskridandet av kritisk belastning anges som 

95-percentil, vilket betyder att 95 % av sjöarna skyddas om överskridandet 

kan minskas till noll. 

Depositionsdata med samma goda upplösning som för 1997 finns inte tillgängliga 

för alla år. I stället har vi gjort på följande vis: För alla år beräknades 

med EMEP-modellen depositionsdata (icke marint svavel, nitrat och ammonium) 

för sex 150 x 150 km-rutor i olika delar i Sverige motsvarande i stort 

regionerna; norra Norrland, södra Norrland, Stockholm, Västkusten, Kronoberg 

och Blekinge. Datasetet för 1997 proportionerades om till de övriga åren 

med hjälp av de trender som beräknats med EMEP-modellen. Därigenom är 

variationen lika inom regionerna för alla år men de absoluta talen ändras. De 

delar av Sverige som inte täcktes av EMEP-rutorna fick data enligt närliggande 

rutor. 

Resultaten visar att överskridandet av kritisk belastning minskat sedan 

1980, figur 6.4. Den höga depositionen 1980 resulterar i överskridande för 

nästan hela Sverige, högst i södra Sverige. Minskad deposition fram till 1990 

ger en avsevärd förbättring och andelen sjöar med överskridande minskar 

[97]

1980 1990 


95-percentil 


29 - 0 

15 0 - 200 

35 200 - 400 

54 400 - 700 

25 700 - 1 000 

41 1 000 - 3 000 

1997 2010 

* 

[98] 

FIGUR 6.4 


95-percentil 


89 - 0 

62 0 - 200 

24 200 - 400 

14 400 - 700 

9 700 - 1 000 

1 1 000 - 3 000 


95-percentil 


47 - 0 

42 0 - 200 

49 200 - 400 

31 400 - 700 

11 700 - 1 000 

19 1 000 - 3 000 


95-percentil 


114 - 0 

57 0 - 200 

20 200 - 400 

7 400 - 700 

1 700 - 1 000 

0 1 000 - 3 000 

Överskridande, Exc(acidity), av kritisk belastning för försurning av sjöar, från 1980 fram till 

2010 (Göteborgsprotokollet), ekv/ha och år. Alla beräkningar är gjorda med FAB-modellen.

från 59 % till 41 %, tabell 6.4. År 1997 överskreds kritisk belastning för 22 % 

av de undersökta sjöarna. Fortfarande återfinns det högsta överskridandet på 

Västkusten där överskridandet uppgår till ca 1000 ekv/ha och år. Här överskrids 

områdets kritiska belastning cirka 4 gånger. I resten av Götaland överskrids 

den kritiska belastningen 1–4 gånger. 

De sjöar som ingår i beräkningarna är bara en liten del, ungefär 3 %, av 

alla Sveriges sjöar. Överskridandet för alla sjöar kan skattas genom att för 

varje län vikta antalet provtagna sjöar i viss storleksklass mot det totala antalet 

sjöar i denna klass. Om t ex två sjöar i ett län provtogs i en viss klass av 

totalt 20 sjöar i samma klass, får de provtagna sjöarna vikten 10. På detta sätt 

kan överskridandet för hela sjöpopulationen beräknas, tabell 6.4. Med denna 

beräkningsmetodik överskrids kritisk belastning för 17 % av Sveriges sjöar 

under 1997. Skillnaden gentemot att bara utgå från överskridandet för de 

provtagna sjöarna orsakas av att södra Sveriges sjöar var överrepresenterade i 

beräkningarna av kritisk belastning. Tidigare analyser (Wilander m fl, 1998) 

visar på liknade resultat. Beräkningsmetodiken i denna rapport skiljer sig 

dock något från de då använda. 

TABELL 6.4 Andel sjöar som överskrider kritisk belastning i Sverige, dels de sjöar som ingår i 

beräkningarna (CL-sampel), dels alla Sveriges sjöar (>4 ha). Hela sjöpopulationen skattades länsvis 

med hjälp av antal sjöar med en viss storleksklass. Beräkningarna baseras på FAB-modellen. 

ANDEL ÖVERSKRIDNA SJÖAR, % 

1980 1990 1997 2010 

CL-sampel, n = 2 377 59 41 22 12 

Sverige, n = 58 100 51 33 17 11 

År 2010 beräknas överskridandet ha minskat ytterligare och endast drygt 

10 % av Sveriges sjöar tar emot en deposition över kritisk belastning. I speciellt 

norra Sverige bestäms överskridandet mer av låg kritisk belastning än av 

hög deposition. Den största orsaken är att CL(acidity) är så låg att 5-percentilen 

var 0 för 25 av rutorna. I princip betyder detta att depositionen också 

måste minskas till 0, för att överskridandet ska försvinna, vilket är orimligt. 

Detta dilemma utreds ytterligare i kapitel 7. 

[99]

EKV 6 

Länsvisa beräkningar 

Beräkningar för varje län redovisas i tabell 6.5. Här väljer vi att visa medianvärdet 

(50-percentilen) för kritisk belastning och deposition 1997 för varje 

län, vilket medför en utjämning av resultatet. I stället för överskridande (Exc) 

redovisas oskyddad areal (%) som är den del av totala länsarealen som har 

överskridande av den kritiska belastningen: 

Andel oskyddad areal = 

Areal med överskridande 

Totala arealen 

• 100 

CL(acidity) och CL max (S) är starkt korrelerade till varandra och speciellt 

känsliga områden finns i Blekinge, Värmlands, Dalarnas och Kronobergs län. 

Om svavel vore den enda källan till surt nedfall skulle dessa områden i 

medeltal tåla 4–7 kg svavel per ha och år. Gotlands, Uppsala och Stockholms 

län utmärker sig som mycket tåliga mot surt nedfall; om kväve vore försumbart 

kan depositionen uppgå till mellan 50 och 100 kg svavel per ha och 

år. I dessa områden finns kalkrika jordar som har hög vittringsbenägenhet. 

Observera att detta resonemang att tolka CL max (S) förutsätter att kvävets 

påverkan är försumbar, vilket givetvis inte är fallet. I verkligheten är det 

acceptabla nedfallet av svavel mindre än vad som anges ovan eftersom också 

kväve har en försurande effekt. 

Summan av kvävesänkorna, CL min (N), kan tolkas som det maximalt 

acceptabla kvävenedfall som inte ger en försurande effekt. I södra Sverige 

kan nedfallet i medeltal uppgå till 3–5 kg kväve per ha och år utan någon försurande 

effekt. I norra Sverige blir det acceptabla kvävenedfallet något lägre, 

2–3 kg per ha och år. Gotland är ett undantag där kvävesänkorna är mindre än 

2 kg per ha och år. 

De värst försurningsdrabbade områdena finns i Blekinge, Hallands, 

Kronobergs, Skåne och Västra Götalands län där den kritiska belastningen 

överskrids för 60–95 % av länsarealen. Den överskridna arealen för dessa län 

utgör drygt 8 % av Sveriges totala areal, vilket är en stor del av den totalt överskridna 

arealen i Sverige (17 %). Uppsala, Stockholms, Gotlands och Västerbottens 

län är minst påverkade med oskyddad areal mellan 0 och 4 %. 

[ 100 ]

TABELL 6.5 Resultat från länsvisa beräkningar för sjöar. För alla parametrar utom oskyddad areal 

visas medianen (50-percentilen). Deposition och oskyddad areal baseras på 1997 års data. Enheten 

för CL(acidity) har räknats om till kgS/ha och år. Medianvärden baseras på separata fördelningar för 

varje län och parameter, varför kolumnerna inte visar samhörande värden. Därför lämpar sig tabellen 

bäst för att belysa skillnader mellan länen i stället för analyser inom varje län. 

LÄN ANTAL AREAL CL(acidity) CLMAX(S) CLMIN(N) Sdep Ndep OSKYDDAD 

km2 MEDIAN MEDIAN MEDIAN MEDIAN MEDIAN AREAL 

kgS/ha . år kgS/ha . år kgN/ha . år kgS/ha . år kgN/ha . år % 

Norrbottens län 521 104422 8,7 10,1 2,0 1,7 2,2 7 

Västerbottens län 278 58773 9,1 10,0 2,5 2,0 2,5 4 

Jämtlands län 248 53521 12,3 13,3 2,4 2,0 2,8 8 

Västernorrlands län 148 23083 10,7 10,9 3,2 2,4 3,4 5 

Gävleborgs län 131 19788 8,9 8,3 3,3 2,8 4,0 5 

Dalarnas län 187 30108 6,7 6,7 3,0 3,2 4,8 26 

Uppsala län 12 7315 61,6 66,0 4,1 4,2 6,9 0 

Värmlands län 125 21625 6,7 6,4 3,2 3,7 5,9 34 

Västmanlands län 54 6895 9,5 10,0 3,5 4,0 6,2 22 

Stockholms län 22 6960 40,8 48,9 3,3 4,8 7,0 0 

Örebro län 64 9631 7,3 6,9 3,7 4,1 6,3 41 

Södermanlands län 15 6999 10,0 13,2 3,6 4,2 6,7 20 

Östergötlands län 67 12137 12,8 13,8 3,9 4,1 7,2 12 

Jönköpings län 56 11694 12,4 12,6 3,8 5,3 9,5 23 

Västra Götalands län 173 28684 9,4 9,4 3,6 6,1 11,2 58 

Gotlands län 3 3139 69,2 103,4 1,9 4,6 7,0 0 

Kalmar län 64 11526 8,9 9,0 3,8 4,5 7,7 34 

Hallands län 58 5671 9,5 8,6 4,3 7,2 14,5 76 

Kronobergs län 75 9380 6,9 6,2 3,9 5,6 9,9 72 

Blekinge län 37 2997 5,4 3,9 4,7 6,1 10,6 95 

Skåne län 36 11316 11,5 10,9 4,7 6,4 13,5 64 

[ 101 ]

Osäkerheter 

Beräkning av kritisk belastning innefattar en lång kedja av aktiviteter som 

leder fram till slutresultatet i form av känslighets- och överskridandekartor. 

Självklart föreligger osäkerheter i varje moment i större eller mindre omfattning. 

Generellt kan osäkerheterna härledas till både metoder och indata. 

Osäkerheter i metoder 

Det kritiskt kemiska värdet, ANC limit har stor betydelse för resultatet. I 

beräkningarna används 20 µekv/l men det har hävdats att detta är för lågt för 

att skydda känsliga fiskarter (Andersson, 2001). Kritiska koncentrationer upp 

till 150 µekv/l har föreslagits. Här är det viktigt att notera att så höga ANCnivåer 

må vara relevanta för att skydda känsliga fiskarter, men de är inte 

överensstämmande med den förindustriella sjökemin baserat på SSWC för 

hela Sverige. Av de 2 378 sjöar som SSWC har tillämpats på hade 1 % av sjöarna 

ANC o mindre än 20 µekv/l, 5 % hade ANC o mindre än 50 µekv/l, 15 % 

hade ANC o mindre än 100 µekv/l och 35 % hade ANC o mindre än 150 µekv/l. 

En höjning av ANC limit betyder också att den kritiska belastningen blir negativ 

i större omfattning. Om ANC limit sätts till 0, 20, 50 eller 100 µekv/l blir 

andelen sjöar med negativ kritisk belastning 0,3, 2, 8 respektive 16 %. Slutsatsen 

av detta är att antingen speglar de högre ANC nivåerna en vattenkemi 

som aldrig har funnits, eller så beräknar SSWC en för låg vittringshastighet. 

Beräkningsmodellerna (SSWC och FAB) är också behäftade med osäkerheter. 

Fördelen med SSWC är att den är enkel att använda och kräver relativt 

lite indata. En osäkerhetskälla är dock att resultatet är beroende av den 

nutida kemin i sjön; när sjökemin ändras blir resultatet att även den kritiska 

belastningen, speciellt vittringshastigheten ändras (Rapp m fl, 2001b). Detta 

är ett problem eftersom värdet på kritisk belastning för ett avrinningsområde 

ska vara stabilt och representera den tillåtna belastningen över en lång tidsperiod. 

FAB är relativt SSWC en komplicerad modell. Trots att alla processer 

i modellen baseras på den senaste kunskap som finns att tillgå, är det sannolikt 

att betydande osäkerheter föreligger. Eftersom vittringshastigheten 

för FAB beräknas med SSWC är dessutom denna källa till osäkerhet gemensam 

för de två modellerna. Generellt har vittringshastigheten störst betydelse 

eftersom den som regel är större än övriga komponenter (BC dep, BC u, 

[ 102 ]

ANC limit), men för områden där den kritiska belastningen är låg kan vilken 

komponent som helst vara avgörande (Rapp, 2001). 

Osäkerheter i dataunderlag 

Flera potentiella osäkerheter kan härledas till indata. Ståndortsegenskaper, dvs 

upptag av baskatjoner och kväve samt ägoslag, baseras på Ståndortskarteringen 

och Riksskogstaxeringen som bäst lämpar sig för regionala uppskattningar. 

Följdaktligen blir det betydande osäkerheter då dessa data tilllämpas på små 

avrinningsområden. Deposition är svår att uppskatta för hela Sverige eftersom 

datatillgången varierar mycket. Baskatjondepositionen, som används i SSWC, 

är speciellt svår att uppskatta och betydande osäkerheter finns. Problem finns 

även med uppskattning av upptaget av baskatjoner, eftersom det beräknade 

upptaget i flera fall är högre än summan av tillförseln av baskatjoner via vittring 

och deposition. Var felet ligger är oklart eftersom det kan härledas till alla tre 

termerna, vittring, deposition eller upptag. Det kan även vara så att data är korrekta, 

men att baskatjonupptaget i verkligheten balanseras genom jonbytesprocesser. 

Detta pekar på en nackdel med modeller som inte kopplar ihop processerna 

utan strikt använder information från databaser. 

Riksinventeringen av sjöar 1995 har utförts på bättre grunder än Riksinventeringen 

fem år tidigare, 1990. En stor förbättring är att provtagningen 

1995 utfördes på hösten, som ger ett resultat som bättre representerar årsmedelkemin 

än en vinterprovtagning. 

Tolkning av resultat 

Kritisk belastning används som ett riktmärke för att minska det sura nedfallet 

till nivåer som inte tillfogar naturen någon nämnvärd skada på lång sikt. 

På grund av de osäkerheter som föreligger lämpar sig kritisk belastning bäst 

för stora områden. Därför är det olämpligt att göra tolkningar för enskilda 

avrinningsområden. 

Naturlig surhet, surstötar och behovet av kalkning diskuteras mycket i 

Sverige. Dessa frågor handlar mycket om att skydda enskilda sjöar och vattendrag 

vilket inte kan belysas med kritisk belastning på ett säkert sätt. 

Förhoppningen är att resultaten för större områden ger rimliga uppskattningar. 

Därför ska man vara uppmärksam på att upplösningen (50 x 50 kmrutor) 

för många områden är för stor. 

[ 103 ]

Det blir i framtiden allt viktigare att kunna motivera resultaten av våra 

karteringar eftersom överskridandet av kritisk belastning minskar i Sverige och 

närmar sig den ”osäkerhetsmarginal” som föreligger för beräkning av kritisk 

belastning. Scenariot för 2010 visar att det i vissa områden kvarstår ett överskridande 

och frågan är hur detta ska tolkas. Någon form av osäkerhetsanalys 

behövs för att bättre kunna bedöma åtgärdsbehovet i relation till osäkerheterna. 

Slutsatser 

* 

* 

* 

* 

* 

Svenska och andra nordiska sjöar tillhör de ekosystem som varit styrande 

för åtgärder mot försurande utsläpp i Europa genom sin höga känslighet 

mot försurning, dvs de har mycket låga värden på kritisk belastning. 

Medianvärdet för kritisk belastning ligger på cirka 550 ekv/ha och år vilket 

motsvarar drygt 8 kg svavel per hektar och år. 

Särskilt känsliga områden, där 5 % av sjöarna har en kritisk belastning lägre än 

100 ekv/ha och år, återfinns i norra Sveriges fjälltrakter, delar av norra 

Norrlands inland, Jämtland, Dalarna, Örebro, Halland och Blekinge. 

För ca 17 % av de svenska sjöarna överskrids idag kritisk belastning och 

överskridandet är särskilt stort i sydvästra Sverige. 

Internationella avtal och nationella planer för utsläppsbegränsningar förväntas 

kunna minska andelen sjöar i Sverige som överskrider kritisk 

belastning till cirka 10 % år 2010. 

Referenser 

Andersson H C (2001): Är nuvarande kritiskt kemiska värden relevanta för att 

bedöma försurningspåverkan på fisk i svenska sjöar? 

Institutionen för Miljöanalys, Sveriges lantbruksuniversitet, Rapport 2001:5. 

Battarbee R W, Allot T E H, Juggins S J, Kreiser A M, Curtis C & Harriman R (1996): 

Critical loads of acidity to surface waters: an empirical diatom-based palaeolimnological 

model. Ambio 25:366-369. 

Downing R J, Hetteling J P & de Smet, P A M (1993): Calculation and Mapping of Critical 

Loads in Europe. Status Report 1993, Bilthoven, Coordination Center of Effects. 

[ 104 ]

Henriksen A, Kämäri J, Posch M, Lövblad G, Forsius M & Wilander A (1990a): 

Critical Loads to Surface Waters in Fennoscandia, Intra- and Inter-grid Variability 

of Critical Loads and their Exceedance. Miljörapport 1990:17, Nord 1990:124. 

Henriksen A, Lien L & Traaen T S (1990b): Critical loads for Surface Waters, Chemical 

Criteria for Inputs of Strong Acids. Oslo, Norwegian Institute for Water Research (NIVA):45. 

Henriksen A, Forsius M, Kämäri J, Posch M & Wilander A (1993): Exceedance of critical loads 

in Finland, Norway and Sweden: Reduction requirements for nitrogen and 

sulphur deposition. Oslo, Norway, Norwegian Institute for Water Research (NIVA):46. 

Henriksen A, Kämäri J, Posch M & Wilander A (1992): Critical Loads of Acidity: 

Nordic Surface Waters. Ambio 21:356-363. 

Kämäri K, Jeffries D S, Hessen D O, Henriksen A, Posch M & Forsius M (1992): 

Nitrogen Critical Loads and their Exceedance for Surface Waters. 

Critical Loads for Nitrogen – a workshop report. P Grennfelt and E Thörnelöf (eds), 

Nordic Council of Ministers, Denmark. Nord 1992:41:161-200. 

Laudon H, Westling O, Poleo A & Völlestad A (2000): 

Naturligt sura eller försurade vatten i Norrland. Naturvårdsverket Rapport 5144. 

Lien L, Raddum G G & Fjellheim A (1991): Critical loads for surface waterinvertebrates 

and fish, Oslo, Norwegian Institute for Water Research: 46. 

Lien L, Raddum G G, Fjellheim A & Henriksen A (1996): A critical limit for acid 

neutralizing capacity in Norwegian surface waters, based on new analyses of fish 

and invertebrate responses. Science of Total Environment 177:173-193. 

Naturvårdsverket (1999): Surhet/Försurning, I Bedömningsgrunder för miljökvalitet. 

Sjöar och vattendrag. Rapport 4913. 

Posch M, de Smet P A M, Hettelingh J P, & Downing R J (1999): 

Calculation and Mapping of Critical Thresholds in Europe. Status Report 1999, 

Bilthoven, The Netherlands, Coordination Center for Effects, National Institute of Public 

Health and the Environment (RIVM): 165. 

Posch M, Kämäri J, Forsius M, Henriksen A & Wilander A (1997): 

Exceedance for Lakes in Finland, Norway and Sweden: Reduction requirements 

for acidifying nitrogen and sulfur deposition. Environmental Management 21(2):291-304. 

Rapp L, (2001): Critical Loads of Acid Deposition for Surface Waters: 

Exploring existing models and a potential alternative for Sweden. (Doktorsavhandling), 

Sveriges lantbruksuniversitet, Silvestria 207, ISBN 91-576-6091-3. 

Rapp L, Wilander A, Laudon H & Bishop K (2001a): Acidification and Natural Acidity 

of Swedish Lakes. Manuskript. 

Rapp L, Wilander A & Bishop K (2001b): Surface Water Acidification and Critical Loads: 

Exploring the F-factor. Manuskript. 

[ 105 ]

Skjelkvåle B L, Mannio J, Wilander A & Andersen T (2001): 

Recovery from acidification of lakes in Finland, Norway and Sweden 1990-1999. 

I: Hydrology and Earth System Sciences, European Geophysical Society, 5:327-338. 

Warfvinge P & Bertills U (red) (2000): Naturens återhämtning från försurning 


Wilander A, Johnson R K, Goedkoop W & Lundin L (1998): Riksinventeringen 1995. 

En synoptisk studie av vattenkemi och bottenfauna i svenska sjöar och vattendrag. 


[ 106 ]


försurning av skogsmark 

och sjöar – EN SAMMANVÄGNING 

* 

L R A P P, A W I L A N D E R & U B E R T I L L S 

I kapitel 5 och 6 behandlades kritisk belastning för skogsmark och sjöar var 

för sig. Inom det europeiska luftvårdsarbetet är det dock viktigt att utforma 

åtgärdsstrategier som ger skydd för alla typer av ekosystem. Som ett led i den 

processen måste data för kritisk belastning för såväl skogsmark som sjöar 

vägas samman inom varje geografisk ruta. I detta kapitel redogörs för hur 

beräkningarna för skogsmark och sjöar kan kombineras för att få en totalbild 

av kritisk belastning för försurning i Sverige. 

Metoder för sammanvägning 

Kritisk belastning i Europa beräknas för flera olika ekosystem t ex granskog, tallskog, 

blandskog, myrmark, hedar, och sjöar (Posch m fl, 1999). Varje beräkningspunkt 

representeras normalt av ett ekosystem. Inom en ruta finns ett varierande 

antal beräkningspunkter som tillsammans skapar en fördelning av 

värden på kritisk belastning. Det är brukligt att använda areal som ett mått 

på betydelsen för en viss beräkningspunkt, dvs en beräkningspunkt som 

representerar en stor area får stor betydelse i den sammanlagda fördelningen. 

I det enklaste fallet med bara en typ av ekosystem inom en ruta, eller flera 

ekosystem som inte överlappar varandra, är det entydigt hur den sammanlagda 

arean inom en ruta skall beräknas, nämligen genom att summera arealerna 

för alla beräkningspunkter inom området. 

Sverige, Norge och Finland har en unik situation jämfört med övriga 

Europa genom det mycket stora antalet sjöar. Eftersom en sjös avrinningsområde 

innefattar flera terrestra ekosystemtyper är det inte entydigt hur den 

sammanlagda arean inom en ruta ska bestämmas. Om kritisk belastning har 

[ 107 ]

eräknats för andra ekosystem än sjöar kan den sammanlagda arealen bli 

(beräknad enligt ovan) större än den verkliga storleken för en ruta. Även om 

detta kan verka paradoxalt, så avspeglar det bara att en stor del av Sveriges 

skogsmark också är tillrinningsområden för sjöarna. 

Det finns flera tänkbara sätt att gå tillväga för att vikta samman data för kritisk 

belastning för olika ekosystemtyper inom en ruta: 

I Sjöarnas areal representerar sjöekosystemet och skogens areal representerar 

skogsekosystemet. Detta är beräkningsmässigt enkelt men avspeglar 

inte att sjökemin är ett resultat av deposition och processer i hela 

avrinningsområdet. 

II Den känsligaste ekosystemtypen bestämmer hela rutans kritiska belastning. 

III Den kritiska belastningen för de två ekosystemtyperna viktas till ett 

gemensamt värde, t ex kan sjöekosystem med tillrinningsområden och 

skogsekosystem anses ha samma betydelse, oavsett areell omfattning. 

Detta innebär att inom en ruta allokeras 50 % av den sammanlagda vikten 

till sjöekosystem och 50 % till skogsekosystem oberoende av ekosystemens 

känslighet. 

Ytterligare en möjlighet är att i de fall en sjös avrinningsområde och en skog 

överlappar varandra får det känsligaste ekosystemet bestämma det överlappande 

områdets kritiska belastning. Detta alternativ är tilltalande men praktiskt 

omöjligt att genomföra med den geografiska information som föreligger. 

Någon optimal lösning torde inte finnas för att kombinera överlappande 

ekosystem som tillgodoser all aspekter. Sveriges senaste leveranser av data 

för kritisk belastning till karteringen inom CLRTAP baseras på metod III. 

Detta alternativ passar bäst till den karteringsmetodik som utarbetats inom 

det europeiska luftvårdsarbetet. Bilaga 2 beskriver hur vikterna för respektive 

ekosystem beräknas. 

Sammanvägd kritisk belastning 

för sjöar och skogsmark 

Resultatet av viktningen (figur 7.1 III) är att skillnaden i kritisk belastning 

mellan skogsmark (figur 5.3) och sjöar (figur 6.2) jämnas ut. Båda ekosy- 

[ 108 ]

stemtyperna har samma chans att påverka resultatet. Om data saknas för 

någon ekosystemtyp bestäms känsligheten utifrån den andra ekosystemtypen. 

Detta kan illustreras med situationen i Skåne; de sjöar som provtogs var 

starkt påverkade av jordbruk varför de inte togs med i beräkningarna. 

Tvärtom blir det för fjällkedjan där det endast finns sjödata att tillgå. 

Om den känsligaste ekosystemtypen bestämmer den kritiska belastningen 

(den lägsta 5-percentilen), dvs metod II, blir resultatet en karta som uttrycker 

den maximala känsligheten för skogsmark och sjöar (figur 7.1 II). Till skillnad 

mot metod III kan här endast en ekosystemtyp påverka resultatet. 

Resultatet visar att sjöar bestämmer känsligheten i norra Norrland och 

västkusten medan skogsmark har den högsta känsligheten på östkusten och 

södra Norrland, vilket framgår av kartan till höger i figur 7.1. Det är dock viktigt 

att poängtera att det är de 5 % lägsta värdena på kritisk belastning som 

visas i varje ruta, vilket är en liten del av hela datamaterialet. 

* 

FIGUR 7.1 


5-percentil, viktat 


63 0 - 100 

59 100 - 200 

37 200 - 300 

42 300 - 500 

8 500 - 1 000 

8 1 000 - 10 000 

III II 


min av 5-percentil 


87 0 - 100 

50 100 - 200 

31 200 - 300 

33 300 - 500 

8 500 - 1 000 

8 1 000 - 10 000 

Lägst kritisk 

belastning 

112 Sjöar 

105 Skogsmark 

Kombinerad kritisk belastning avseende försurning för sjöar och skogsmark (5-percentil), 

ekv/ha och år. Till vänster visas CL(acidity) som viktats enligt metod III som medför att 

skillnaden i kritisk belastning mellan sjöar och skogsmark jämnas ut. Om i stället metod II 

används (mitten) blir resultatet en lägre kritisk belastning. Högra kartan illustrerar i vilken 

grad sjöar respektive skogsmark bestämmer känsligheten. 

[ 109 ]

Procent 

100 

80 

60 

40 

20 

* 

0 

0 200 400 600 800 1000 1200 


Ett sätt att beskriva hela datamaterialet är att använda fördelningar för alla 

data. Det optimala vore att redovisa fördelningen för varje ruta, men detta är 

ohanterligt. Därför begränsar vi oss till två fördelningar, en för sjöar och en för 

skogsmark för hela landet (figur 7.2). Under 400 ekv/ha och år är fördelningarna 

likartade men vid högre kritisk belastning blir kurvan flackare för sjöar 

varför variationen blir större än för skogsmark. Medianvärdet för skogsmark, 

490 ekv/ha och år, är något lägre än för sjöar, 560 ekv/ha och år. Ungefär 10 % 

av hela datamaterialet har kritisk belastning lägre än 200 ekv/ha och år, vilket 

motsvaras av 3,2 kgS/ha och år. 

Inom det europeiska luftvårdsarbetet har data ofta redovisats i 150 x 150 

km-rutor (EMEP). Som exempel visas här CL (acidity) som är viktat mellan 

skogsmark och sjöar enligt alternativ III, figur 7.3. Till skillnad mot tidigare 

kartor redovisas det absoluta värdet för varje EMEP-ruta. Den lägre upplösningen, 

jämfört med 50 x 50 km-rutor, medför att resultatet jämnas ut. 

[ 110 ] 

FIGUR 7.2 

Exc skogsmark 

Exc sjöar 

CL skogsmark 

CL sjöar 

Kumulativa fördelningar för CL(acidity) och överskridande (Exc) 1997 för skogsmark och 

sjöar i Sverige. Av fördelningarna för överskridandet kan utläsas att drygt 20 % av de karterade 

sjöarna och skogsytorna (viktade enligt Ståndortskarteringen) har högre deposition än 

den kritiska belastningen år 1997 (jämför kapitel 5 och 6).

22 

21 

23 

0 

24 

256 

217 

20 205 

25 

142 

26 

1 097 

30 

23 

122 

109 

140 

412 

85 

74 

111 

44 

194 

27 

216 

124 

168 

208 

127 

99 

144 

28 

180 

406 

78 

226 

147 

80 

176 

19 

15 

411 

332 

32 

256 

272 

20 

21 

18 

16 

252 

Upplösningen kan minskas ytterligare genom att redovisa kritisk belastning 

för Sveriges riksdelar (tabell 7.1). Tabellen ger en mycket översiktlig bild av 

kritisk belastning i Sverige. Det kan noteras att Norrland har den minsta 

variationen, räknat som skillnaden mellan 95- och 5-percentilen. Svealand har 

den största variationen och högre andel med mycket hög kritisk belastning. 

Götaland har i medeltal den högsta kritiska belastningen, 10 kg S/ha och år. 

Av tabellen framgår också att deposition av kväve och svavel visar på en tydlig 

gradient från söder till norr. 

17 

* 

FIGUR 7.3 

Viktad CL(acidity) enligt 

metod III, för sjöar och skogsmark 

i EMEP-rutor (150 x 

150 km), ekv/ha och år. Varje 

ruta visar 5-percentilen. 

Utanför rutnätet anges rutornas 

identitet, t ex EMEP 

2 119 som täcker stora delar 

av Västra Götaland. 

[ 111 ]

EKV 1 

TABELL 7.1 Kritisk belastning och deposition för Sveriges riksdelar. Beräkningarna gäller för skogsmark 

och sjöar som viktats enligt metod III. Tabellen baseras på separata fördelningar för parametrarna 

varför kolumnerna inte visar samhörande värden. Enheten för CL(acidity) redovisas som kgS/ha 

och år. 

RIKSDEL ANTAL CL(acidity) Ndep 1997 Sdep 1997 

PROVPUNKTER kgS/ha . år kgN/ha . år kgS/ha . år 

PERCENTIL PERCENTIL 

5 50 95 5–95 

Norrland 2122 1,4 8,3 33 1,4–4,1 1,3–3,4 

Svealand 920 1,9 7,4 56 3,3–7,2 2,4–5,0 

Götaland 1186 2,4 10 39 5,3–15,1 3,5–8,5 

Viktning av optimeringsparametrarna CL max (S), CL min (N) och CL max (N) 

(se kapitel 4 och bilaga 1 och 2) för skogsmark och sjöar enligt metod III 

redovisas i figur 7.4. Jämfört med viktad, CL(acidity), figur 7.1 III, visar 

CL max (S) på en högre känslighet, speciellt i södra Sverige. Relationen mellan 

CL(acidity) och CL max (S) är: 

* 

CLmax dep u 

* 

[ 112 ] 

( S ) = BC - BC + CL( 

acidity ) 

FIGUR 7.4 


Max(S) 5-percentil 


100 0 - 100 

37 100 - 200 

30 200 - 300 

30 300 - 500 

8 500 - 1 000 

12 1 000 - 12 000 


Min(N) 5-percentil 


38 0 - 100 

131 100 - 200 

40 200 - 300 

8 300 - 500 

0 500 - 1 000 

0 1 000 - 12 000 


Max(N) 5-percentil 


Kritisk belastning med optimeringsparametrar, CL max (S), CL min (N) och CL max (N), viktade 

enligt metod III, ekv/ha och år. 

3 0 - 100 

39 100 - 200 

21 200 - 300 

72 300 - 500 

68 500 - 1 000 

14 1 000 - 12 000

Orsaken till att CL max (S) blir lägre än CL(acidity) är att baskatjonupptaget i 

regel är högre än depositionen av icke-marina baskatjoner i södra Sverige. 

Återigen ska det poängteras att det endast är 5 % av alla data i varje ruta som 

redovisas; om 50-percentilen används blir skillnaden mellan CL(acidity) och 

CL max (S) obetydlig. 

Det är viktigt att klargöra skillnaden mellan CL(acidity) och CL max (S). 

CL(acidity) uttrycker den acceptabla försurningsbelastningen för ekosystemet 

och där belastningen även orsakas av andra processer än av försurande 

nedfall av svavel och kväve, nämligen summan av; Cl dep – BC dep + markanvändning 

(se ekvation 2 i kapitel 4). För att uttrycka den kritiska belastningen 

av endast svavelnedfall, CL max (S), se bilaga 1. Vidare kan CL max (S) tolkas 

som det högsta acceptabla försurande nedfall vare sig det kommer från svavel 

eller försurande kväve. 

TABELL 7.2 Kritisk belastning för försurning med optimeringsparametrar, ekv/ha och år, för sjöar 

och skogsmark var för sig. Tabellen baseras på separata fördelningar för parametrarna varför 

kolumnerna inte visar samhörande värden. 

PERCENTIL SJÖAR SKOGSMARK 

CL MAX(S) CL MIN(N) CL MAX(N) CL MAX(S) CL MIN(N) CL MAX(N) 

5 91 120 446 15 94 197 

50 585 204 1329 466 187 658 

95 2829 343 6278 1827 409 2128 

Det högsta kvävenedfall som inte verkar försurande, CL min (N), visar en tydlig 

trend från norra till södra Sverige. CL min (N) består av de kvävesänkor som 

beräkningsmässigt neutraliserar vätejoner från kvävenedfall dvs nettoupptag, 

immobilisering och denitrifikation. När sjöar och skogsmark behandlas separat 

framgår det att variationen är större för skogsmark (tabell 7.2). Detta kan 

delvis förklaras med att kvävesänkorna för skogsmark beräknas med hjälp av 

lokalspecifika data (kapitel 5) medan det görs mera schablonmässigt för sjöarna. 

Den större andelen med höga värden på Cl min(N) för skogsmark beror 

på att kväveupptaget för sjöar viktas mot andelen skogsmark i avrinningsområdet. 

Det högsta acceptabla nedfall av kväve, om ingen påverkan sker från svavel, 

CL max(N), beror av värdena på CL max(S) och CL min(N). För skogsmark är 

[ 113 ]

CL max (N) summan av dessa, vilket inte är fallet för sjöarna (se bilaga 1). Sjöar 

uppvisar betydligt större variation än skogsmark vilket orsakas av att kväveoch 

svavelretention i sjön även ingår i CL max (N). 

Sammanvägt överskridande för sjöar och skogsmark 

För att få en samlad bild av försurningssituationen för både skogsmark och 

sjöar, har viktat överskridande beräknats med metod III och II (figur 7.5). 

Det framgår att metod II som baseras på den mest ogynnsamma situationen 

(maxvärdet av 95-percentilen för skogsmark och sjöar) ger ett högre överskridande 

än metod III. Båda metoderna ger ungefär samma fördelning över landet; 

störst överskridande i södra Sverige, speciellt på Västkusten, och lägre 

överskridande i norr. 

* 

[ 114 ] 

FIGUR 7.5 


95-percentil 


70 - 0 

62 0 - 200 

44 200 - 400 

26 400 - 700 

14 700 - 1 000 

1 1 000 - 3 000 

III II 


95-percentil 


57 - 0 

60 0 - 200 

50 200 - 400 

34 400 - 700 

13 700 - 1 000 

3 1 000 - 3 000 

Överskridande (95-percentil), ekv/ha och år, av kritisk belastning för försurning av skogsmark 

och sjöar, viktade enligt metod III (vänster) och metod II (höger). Metod III ger en 

utjämning av överskridandet för sjöar och skogsmark var för sig, medan metod II visar det 

maximala överskridandet. Depositionsdata för 1997 har använts.

EKV 2 


i går, i dag och i morgon 

I figur 7.6 redovisas beräkningar av överskridande för både skogsmark och 

sjöar för åren 1980, 1990, 1997 och 2010 (Göteborgsprotokollet). Sammanvägning 

har gjorts med metod III eftersom den används i det europeiska luftvårdsarbetet. 

Kartorna illustrerar hur överskridandet har minskat till följd av 

de nedfallsminskningar som har skett sedan 1980-talet. Stora förbättringar 

har skett de senaste 20 åren, från mycket höga överskridanden, över 1000 

ekv/ha och år (motsvarar 16 kg S/ha och år) för nästan halva Sverige, till en 

avsevärt bättre situation idag, där endast Sydvästra Sverige uppvisar så höga 

värden. Beräkningarna indikerar dock att de förväntade nedfallsminskningarna 

inte räcker för att nå kritisk belastning i hela landet. Det är speciellt i 

södra Sverige som överskridande förväntas kvarstå även efter det att konventionsländerna 

har genomfört de åtgärder som man har åtagit sig. 

Kvävets bidrag till överskridande av kritisk belastning 

Kvävets försurande egenskaper i förhållande till svavlets har fått en allt 

större betydelse i takt med att svavelnedfallet har minskat. Aktuella beräkningar 

inom LRTAP av överskridande och oskyddad areal baseras på effekten 

av både svavel och kväve och säger ingenting om den inbördes betydelsen 

av dessa. 

Ett sätt att dela upp effekten av svavel och kväve är att utnyttja optimeringsparametrarna 

som definierar funktionslinjen (se figur 4.1). Överskridandet 

definierades som summan av den minskning av svaveloch kvävenedfall 

som behövs för att nå funktionslinjen den kortaste vägen (se figur 6.1). Ett 

mått på kvävets relativa bidrag till försurningen (%), eller överskridandet, blir 

därför: 

Kvävets andel till överskridandet = 

N 

Exc • 100 

Detta är bara ett sätt att definiera kvävets betydelse; ett överskridande kan 

tänkas vara summan av oändligt många olika kombinationer av svavel och 

kvävenedfall. I praktiken kommer minskningar av utsläppen att fastställas 

som ett resultat av en komplicerad politisk förhandlingsprocess, där marginalkostnaderna 

för åtgärder är en viktig faktor. 

[ 115 ]

1980 1990 

[ 116 ] 


95-percentil 


20 - 0 

16 0 - 200 

33 200 - 400 

47 400 - 700 

36 700 - 1 000 

65 1 000 - 3 000 

1997 2010 

* 

FIGUR 7.6 


95-percentil 


70 - 0 

62 0 - 200 

44 200 - 400 

26 400 - 700 

14 700 - 1 000 

1 1 000 - 3 000 


95-percentil 


38 - 0 

36 0 - 200 

42 200 - 400 

49 400 - 700 

26 700 - 1 000 

26 1 000 - 3 000 


95-percentil 


86 - 0 

82 0 - 200 

38 200 - 400 

10 400 - 700 

1 700 - 1 000 

0 1 000 - 3 000 

Överskridande (95-percentil) av kritisk belastning för försurning av skogsmark och sjöar, 

viktade enligt metod III, från 1980 fram till 2010 (Göteborgsprotokollet), ekv/ha och år.

* 

FIGUR 7.7 

Kvävets effekt, kvantifierat som andel av överskridandet 

av kritisk belastning (%) för år 1997 

(1 112 överskridna objekt av totalt 4 228). 

Kvävets andel av överskridandet har 

beräknats med ekvation 2 för skogsmark 

och sjöar som sammanvägts enligt metod 

III (figur 7.7). Kvävets andel av överskridandet 

1997 är mellan 30 och 50 % i södra 

och mellersta Sverige och mellan 0 och 

40 % i norra Sverige. 

Oskyddad areal 

– förr, nu och i framtiden 


Kvävets andel i % 

12 - 0 

8 0 - 15 

25 15 - 30 

46 30 - 40 

34 40 - 45 

36 45 - 55 

Oskyddad areal kan beräknas som den areal där den kritiska belastningen 

överskrids, ofta uttryckt som procent av den totala arealen. Ett alternativt sätt 

är att beräkna oskyddad areal baserat på s k ”Ecosystem protection isolines” 

som används i det europeiska luftvårdsarbetet. 

Svenska beräkningar 

För att få en totalbild av hur försurningens påverkan har varit och är i dag 

samt hur den förväntas bli i framtiden, har oskyddad areal beräknats för 

åren 1980, 1990, 1997 och 2010 (figur 7.8). Därvid har två tillvägagångssätt 

använts: 

AOskyddad areal enligt den metodik som utarbetats för det internationella arbetet 

med ”protection isolines” (bilaga 2) och viktning enligt metod III. 

B Oskyddad areal enligt ekvation 6 i kapitel 6 baserat på separata beräkningar 

för skogsmark och sjöar. För varje 50 x 50 km-ruta väljs det mest 

ogynnsamma värdet, dvs för den ekosystemtyp med störst oskyddad areal 

(metod II). 

[ 117 ]

En nackdel med metod A är att det behövs ett gemensamt depositionspar 

(N dep, S dep) för varje beräkningsruta där det finns både sjöar och skogsmark, 

i stället för en unik deposition för varje objekt. Principiellt är detta fel eftersom 

avrinningsområden mottar en utjämnad deposition beroende på variation 

i ägoslag, medan skog ofta har en högre specifik deposition. För att illustrera 

variationen i deposition har beräkningar gjorts med både max- och 

medeldeposition i varje ruta. 

Metod A visar på en dramatisk minskning av oskyddad areal från 1980 fram 

till 2010, från 60–70 % till 12–18 % beroende på om max- eller medeldeposition 

används. I absoluta tal är skillnaden i resultat, utgående från medel- eller 

maxdeposition, mest märkbar för 1980 och 1990. Metod A med medeldisposition 

är den metod som är närmast jämförbar med den metod som IIASA 

använt (se nedan) eftersom båda metoderna baseras på ”protection isolines” 

och en genomsnittlig deposition över ett område. Vid medeldeposition har 

oskyddad areal minskat från 60 % år 1980 till 41 % 1990, 22 % 1997 och 13 % 

2010. Detta motsvaras av 24, 16, 8,6 respektive 5,1 miljoner ha. 

Metod B ger liknande resultat som metod A (maxdeposition) med oskyddad 

areal om cirka 70 % 1980 och 20 % 2010. Detta är att vänta eftersom 

ingen viktning utjämnar skillnaderna mellan skogsmark och sjöar. Resultatet 

med denna metod är att betrakta som ett scenario där det värsta tänkbara presenteras, 

dvs störst oskyddad areal. 

Beräkningar på Europanivå ger annat resultat 

I det europeiska luftvårdsarbetet utförs beräkningar för oskyddad areal av 

IIASA med den s k RAINS-modellen. Dessa beräkningar (Amman m fl, 1999) 

ger lägre andel oskyddad areal än de svenska beräkningarna (figur 7.8). I princip 

kan skillnaderna härledas till metodik, deposition och kritisk belastning. 

I metod B används ej metodiken med ”protection isolines” och inte heller 

viktning mellan sjöar och skogsmark. 

Metod A och IIASA:s beräkningar är baserade på samma metodik men ger 

olika resultat. Den främsta orsaken torde vara att olika depositionsdata används; 

Sverige använder nationella data från SMHI och IVL för 1997 som sedan extrapoleras 

för andra år med hjälp av EMEP-trender, medan RAINS använder 

skattningar av depositionen i hela Europa med EMEP modellen. En annan 

tänkbar orsak är skillnader i den geografiska upplösningen av data; Sverige an- 

[ 118 ]

Procent 

80 

70 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

* 

FIGUR 7.8 

"Protection isolines" med maxdeposition (Metod A) 

"Protection isolines" med medeldeposition (Metod A) 

Känsligaste ekosystemtypen styr (Metod B) 

RAINS 

1980 1990 1997 2010 

Oskyddad areal enligt olika beräkningssätt för skogsmark och sjöar. Beräkningarna gäller för 

den areal som karteras för sjöar och skogsmark (391 179 km 2 ) som utgör 88 % av Sveriges 

totala yta. Beräkningar för några år gjorda vid IIASA med RAINS-modellen redovisas också. 

vänder 50 x 50 km medan RAINS använt 150 x 150 km för de resultat som redovisas 

här. Skillnader i den kritiska belastningen påverkar också resultatet; 

de svenska data som för närvarande ligger i den europeiska databasen tenderar 

att vara högre, speciellt för skogsmark, än de som redovisats i denna rapport. 

Hur mycket måste depositionen 

minskas ytterligare? 

Beräkningar av oskyddad areal, se figur 7.8 indikerar att det kommer att kvarstå 

ett överskridande av den kritiska belastningen även efter att effekten av nu 

giltiga protokoll slagit igenom. Därför är en intressant fråga hur mycket ytterligare 

depositionen måste minska för att nå kritisk belastning. 

Som ett exempel redovisas här beräkningar för EMEP-ruta 2119 som 

täcker stora delar av Västra Götaland. Här är överskridandet för sjöar som 

störst med oskyddad areal på 68 % för 1997 och 47 % för 2010 enligt Göteborgsprotokollet. 

Sjöarna har högre överskridande än skogsmark i detta område 

varför endast sjöarna behandlas. 

[ 119 ]

Minskningen av svaveloch kvävedeposition kan ske på många olika sätt. 

Här väljer vi dock endast ett sätt, nämligen att minska nedfallet av både svavel 

och kväve men bibehålla förhållandet mellan dessa. Utgående från 1997 års 

deposition minskas depositionen gradvis (konstant = N dep97 /S dep97 ) för varje 

sjö tills oskyddad areal i hela EMEP-rutan är noll. 

I ett europeiskt perspektiv är den kritiska belastningen för sjöar mycket 

låg. Dessa låga värden gör att det krävs mycket stora depositionsneddragningar 

för att nå 0 % oskyddad areal. I princip måste depositionen vara noll i 

de fall den kritiska belastningen är noll, vilket speglar en osäkerhet i de antaganden 

och beräkningar som har gjorts för den kritiska belastningen, främst 

ANC limit och vittringshastigheten. För att ändå få en bild av vad som händer 

då depositionen minskas ytterligare efter att Göteborgsprotokollet slagit igenom, 

redovisas beräkningar när sjöar med kritisk belastning (CL max (S)) mindre 

än 100 ekv/ha och år utesluts (tabell 7.3). Därvid utgår 10 sjöar som har 

mycket låg kritisk belastning av totalt 85 sjöar. 

Om således sjöar med CL max (S) mindre än 100 ekv/ha och år ignoreras 

krävs att depositionen av svavel och kväve måste minskas med 75 % , från år 

1997, för att nå under kritisk belastning. Om endast extremt känsliga objekt 

tas bort, CL max (S) lika med noll (n = 4), återstår 5 % oskyddad areal även då 

den försurande depositionen minskas med 85 % från år 1997. 

Denna analys indikerar att det krävs ytterligare depositionsneddragningar 

utöver Göteborgsprotokollet för att komma i närheten av den kritiska 

belastningen. För att kunna argumentera för ytterligare utsläppsminskningar 

är det viktigt att beräkningarna och metodiken för de känsligaste ekosystemen 

(se figur 7.1) för sjöar och skogsmark utvärderas ytterligare. 

TABELL 7.3. Uppskattad kväve-och svaveldeposition för att nå kritisk belastning för Västra Götaland 

(EMEP 2119) baserat på beräkningar för sjöar (CL maxS > 100 ekv/ha och år). För depositionen redovisas 

50-percentilen. Som jämförelse visas deposition för 1997 och 2010 enligt Göteborgsprotokollet. 

[ 120 ] 

DEPOSITION DEPOSITION DEPOSITION DÄR KRITISK 

1997 2010 BELASTNING EJ ÖVERSKRIDS 

N dep, kgN/ha . år 13,0 10,0 3,3 

S dep, kgS/ha . år 7,1 4,1 1,8

Diskussion och osäkerheter 

Viktning av skogsmark och sjöar 

I det europeiska luftvårdsarbetet är det nödvändigt att kombinera beräkning 

av kritisk belastning för skogsmark och sjöar. Sverige har valt att betrakta 

skogsmark och sjöar som lika betydelsefulla, metod III, vilket medför att stora 

skillnader i känslighet mellan ekosystemtyperna jämnas ut. Naturligtvis kan 

detta ifrågasättas; i en ruta med extremt känsliga sjöar får dessa minskad betydelse 

om skogsmarken har mycket hög kritisk belastning, och vice versa. 

Fördelen är dock att båda ekosystemtyperna bidrar till att ge en bild av den 

sammantagna känsligheten inom en ruta. 

Metod II betonar de extrema fallen eftersom de mest känsliga sjöarna 

eller skogsytorna bestämmer resultatet. Detta är enkelt och ger information 

om ett ”sämsta tänkbara” scenario. Det som talar mot denna metod är att ett 

ekosystem med begränsad utbredning kan bestämma hela områdets känslighet, 

och det är svårt att försvara den sämst tänkbara situationen med hänsyn 

till de osäkerheter som föreligger. 

Sammanfattningsvis är det inte entydigt hur skogsmark och sjöar ska 

sammanvägas för att få en totalbild av försurningssituationen i Sverige. 

Av denna anledning illustreras båda alternativen då oskyddad areal har beräknats. 

Osäkerheterna blir mer påfallande 

när överskridandet blir mindre 

Beräkningarna indikerar att det kommer att kvarstå områden där depositionen 

av svavel och kväve är högre än den kritiska belastningen. I runda tal är 

det 10–20 % av Sveriges yta som fortfarande är oskyddad, med tonvikten i 

södra Sverige. Här är det viktigt att understryka att det är en lång kedja av 

beräkningar och överväganden som ligger bakom resultatet, och varje steg är 

behäftat med osäkerheter. 

Osäkerheterna medför att det är svårt att uttala sig precist om hur stort problemet 

väntas bli. Situationen var annorlunda för 10–15 år sedan när depositionen 

var mycket högre. Eftersom depositionen börjar närma sig osäkerhetsmarginalen 

för den kritiska belastningen har bilden förändrats. Med andra ord blir 

det allt svårare att skilja ”problem från icke-problem”. 

[ 121 ]

En annan fråga har att göra med tidsaspekten; räcker det med att minska 

nedfallet till den kritiska belastningsgränsen? Kanske måste nedfallet minskas 

ytterligare för att en återhämtning i de försurade områdena ska kunna ske inom 

en rimlig tid? Frågor av denna typ kan inte belysas med begreppet kritisk 

belastning eftersom modellerna endast räknar fram förhållanden vid steadystate. 

I stället måste dynamiska modeller användas som beskriver de dynamiska 

förloppen under en återhämtningsprocess. 

Inför kommande strategier om ytterligare depositionsneddragningar 

måste beräkningar och metodik för de känsliga ekosystemen, både sjöar och 

skogsmark, utvärderas och förfinas ytterligare. 

Slutsatser 

* 

* 

* 

* 

Ytvatten bestämmer känsligheten i norra Norrland och Västkusten medan 

skogsmarken är känsligast i östra Sverige och södra Norrland. 

Kvävets andel till överskridandet av kritisk belastning är 30–50 % 

i södra och mellersta Sverige och mellan 0 och 40 % i norra Sverige. 

Den mot försurning oskyddade arealen skogsmark och sjöar, har minskat 

från 60 % 1980 till 41 % 1990 och 22 % 1997. 

Om åtagandena i Göteborgsprotokollet efterlevs kommer, enligt svenska 

beräkningar, ungefär 13 % av Sveriges skogs- och sjöekosystemareal vara 

oskyddad avseende försurning. Europeiska beräkningar visar på en oskyddad 

areal på knappt 4 %. 

Referenser 

Amman M, Bertok I, Cofala J, Gyarfas F, Heyes C, Klimont Z & Schöpp W (1999): 

Integrated Assessment Modelling for the Protocol to Abate Acidification, Eutrophication 

and Ground-level Ozone in Europe. Ministerie van Volkshuisvesting Ruimtelijke Ordenong 

en Milieubeheer, Bilthoven. 

Posch M, de Smet P A M, Hettelingh J P & Downing R J (1999): 

Calculation and Mapping of Critical Thresholds in Europe: Status Report 1999. Coordination 


Bilthoven, The Netherlands, RIVM Report No. 259101009. 

[ 122 ]


övergödning av skogsmark 

* 

H STAAF, H SVERDRUP, L RAPP & M ALVETEG 

I Sverige har arbetet med att ta fram underlag för beräkning av kritisk belastning 

för övergödning nästan helt koncentrerats till skogsmark. Därför redovisas 

endast den delen här. Andra landekosystem kan vara känsligare än skog, 

men kunskapsunderlaget är ännu otillräckligt för att fastställa känsligheten 

för dessa miljöer. Internationellt finns empiriskt framtagna kritiska belastningar 

för övergödande kväve till bl a hedar, gräsdominerade betesmarker, 

mossar och kärr (Umweltbundesamt, 1996), men värdena är grovt angivna 

och har begränsat värde för att beskriva svenska förhållanden. 

Ett visst utvecklingsarbete har gjorts när det gäller att utveckla kritisk 

belastning för svenska jonfattiga sötvatten. Vidare pågår forskning inom 

MARE-projektet (MARE, 2000) för att fastställa kritiska nivåer för tillförseln 

av övergödande ämnen till Östersjön. 

Konsekvenser av ökat kvävenedfall 

Effekterna i naturen av det luftburna nedfallet av kväve är komplicerade, eftersom 

kvävet har både försurande och övergödande verkan. De senaste decenniernas 

höga kvävenedfall har otvetydigt påverkat växtnäringstillståndet i landmiljön 

i praktiskt taget hela södra Sverige; i skog, ängs- och hagmarker, hedar 

och myrar. En detaljerad kunskapsöversikt över effekter av kvävenedfall i skog 

har nyligen publicerats av Naturvårdsverket (Bertills & Näsholm, 2000). 

Det finns även tecken på övergödning i norska fjällvatten, och kvävenedfallet 

anses även där vara orsaken (Lindstrøm m fl, 2000). Det är dock inte 

helt klarlagt hur svenska sjöar och vattendrag påverkas av kvävenedfallet. För 

de flesta ytvatten har utsläppen av fosfor och kväve från avlopp, jordbruk och 

industrier avgjort större betydelse för växtnäringssituationen än nedfallet av 

kväve från luften (Naturvårdsverket, 1993). 

[ 123 ]

Påverkan på skogsmarken 

Sedan istidens slut har kväve varit det begränsande näringsämnet för vegetationen 

i norra Europa. Under tusentals år byggdes skogsmarkens kväveförråd 

upp genom bakteriers kvävefixering och atmosfäriskt nedfall. Speciellt på 

torra marker begränsades uppbyggnaden av skogsbränder. De senaste 100 

åren har emellertid skogsbränderna kontrollerats, och särskilt efter 1950-talet 

har det atmosfäriska nedfallet av kväve ökat drastiskt på grund av utsläppen 

av kväveoxider från förbränning av fossila bränslen. I dag innehåller skogsmarken 

mellan 1 000 och 10 000 kg N/ha, och man räknar med att den atmosfäriska 

depositionen under 1900-talet har ökat kväveförråden med 500–1000 

kg/ha i de mest belastade delarna av Sydsverige (Högberg m fl, 2000). 

Skogsmarken i södra Sverige har således blivit kväverikare på grund av 

nedfallet, men också surare. Kvävenedfallet bidrar till försurningsprocessen 

på flera olika sätt. Den direkta påverkan sker genom att en del av kvävet faller 

ned som salpetersyra. Indirekt sker dessutom en försurning genom att en ökad 

tillgång på kväve stimulerar trädtillväxten och ökar upptaget av baskatjoner 

från marken. Effekten förstärks ytterligare på de platser där nitratet inte tas 

upp av vegetationen utan läcker ut till vattendragen. Historiskt sett har kvävet 

haft mindre försurande verkan än svavlet, men modellberäkningar har visat att 

försurningseffekten kan öka dramatiskt om skogsmarken kvävemättas och 

nitratläckaget ökar (Forsius m fl, 1998). 

Ökat kväveläckage 

Högt kvävenedfall kan ge upphov till nitratläckage från skogsmark till sjöar 

och vattendrag. Förhöjda kvävehalter har uppmätts i markvattnet under rotzonen 

på många platser i södra Sverige (Hallgren Larsson m fl, 1997), främst 

i skog där kvävenedfallet överstiger 10 kg N/ha och år. En översikt av en stor 

mängd undersökningar i norra och mellersta Europa visar att nitatläckage från 

sluten skog är ovanligt vid ett kvävenedfall under 9 kg N/ha och år (Dise m fl, 

1998). Vid högre nedfall är läckage betydligt vanligare, och risken för läckage 

tycks öka ju kväverikare marken är. I den aktuella studien uttrycktes kvävetillståndet 

som C/N-kvot i markens övre del. Kopplingen mellan läckagekänslighet 

och markens kväverikedom bekräftas av studier på skogssjöar i 

södra Norge (Wright, 1999). Om detta samband visar sig vara generellt giltigt 

kommer risken för nitratläckage att öka ju längre tid det förhöjda nedfallet av 

[ 124 ]

kväve fortsätter och om kol/kvävekvoten sjunker. Verkligt högt läckage av 

kväve från växande skog har hittills bara noterats på några få platser i Skåne 

och Halland (Nohrstedt,1993). 

Effekter på skogsträden 

Kvävenedfallet påverkar skogsträden på olika sätt. Generellt sett ökar kvävetillförseln 

halterna av kväve i blad eller barr och tillväxten stimuleras 

(Näsholm m fl, 2000). Kvävedepositionens roll för skogens ökade tillväxt är 

ännu oklar, eftersom skogstillväxten har ökat även i områden med låg deposition. 

Vidare finns det studier som pekar på att kvävehalten i träden kan 

påverka trädens känslighet för torka, frost, insekter och svampangrepp. 

Sambanden är dock komplicerade och känsligheten kan öka eller minska vid 

ökad kvävetillgång beroende bl a på trädens ursprungliga växtnäringstillstånd 

(Näsholm m fl, 2000). 

En teori som länge diskuterats är att kvävenedfall i samverkan med markförsurning 

på sikt kan göra att andra ämnen än kväve blir tillväxtbegränsande. 

Ett sådant tillstånd skulle vara allvarligt för skogens vitalitet, eftersom 

skogsträd är väl anpassade för kvävebrist men sämre för brist på t ex kalium 

och magnesium (Ericsson m fl, 1995a). Gödslingsförsök har visat att kväve 

även under de senaste decennierna har varit det tillväxtbegränsande växtnäringsämnet 

för nordiska skogar, men det finns också försök på bördig mark 

som inte svarar på kvävetillförsel (Sikström & Nohrstedt, 1995). Detta senare 

kan vara ett tecken på begynnande kvävemättnad i vissa områden. I Skåne 

har halterna av kalium i förhållande till kväve i barr minskat i granskog, samtidigt 

som materialbalanser visar att mer kalium förbrukas genom upptag och 

utlakning än vad vittringen kan återföra (Thelin m fl, 1998). På nationell nivå 

är dock obalanserna större för magnesium än för kalium (Sverdrup & Rosén, 

1998). Utanför Skåne finns emellertid i dagsläget inga klara indikationer på 

storskaliga, nedfallsinducerade förändringar av växtnäringstillståndet hos 

skogen i södra Sverige (Ericsson m fl, 1995b). På kort sikt utgör därför sannolikt 

inte kvävenedfallet något större hot mot skogens hälsa. 

Förändringar av vegetation 

Högt kvävenedfall förändrar vegetationen i skog, på hedar, myrar och i naturbetesmarker. 

Gödslingsförsök i barrskog har visat att t ex kruståtel och hallon 

[ 125 ]

EKV 1 

samt örter som mjölkört, ekorrbär och skogsstjärna gynnas av kvävetillförsel, 

medan mossor, lavar, lingon och mykorrhizabildande svampar missgynnas 

(Kellner & Torstensson, 1995). Speciellt känsliga är kvävefixerande lavar. 

Försök med låg kvävetillförsel (

De termer i ekvation 1 som beskriver bortförsel av kväve innefattar nettoupptag 

i skördad trädbiomassa, utlakning, långsiktig fastläggning i marken 

genom immobilisering, och mikroorganismernas denitrifikation. Kvävefixering 

har ej tagits med i beräkningarna, eftersom den är svår att kvantifiera 

och kan på de flesta lokaler försummas jämfört med depositionen. Andra förluster 

såsom skogsbränder och upptag i däggdjur uppträder oregelbundet 

eller är svåra att sätta siffror på. Vi har därför valt att försumma även dessa i 

våra beräkningar. 

I Sverige används numera PROFILE-modellen för den landstäckande 

beräkningen av kritisk belastning för övergödning. Detta sker parallellt och 

integrerat med beräkningen av kritisk belastning för försurning, varför samma 

indata och samma beräkningspunkter utnyttjas. De kväveflöden som ingår i 

beräkningen (figur 8.1) är också identiska. Skillnaden mot försurningsberäkningen 

(se kapitel 5) är att andra miljöeffektkriterier används. PROFILEmodellen 

beskrivs noggrannare i kapitel 5. 

Huvudprincipen är som nämnts att justera nedfallet till en nivå vid vilken 

det långsiktigt inte finns något överskott av tillgängligt kväve i marken. De 

specifika kriterier som används är dels att vegetationens upptag av kväve och 

baskatjoner skall vara väl balanserade så att växtnäringsobalans i träden ej riskeras, 

och dels att halten nitratkväve i avrinningsvattnet inte får överstiga en 

Förnafall Deposition 

Denitrifikation 

Upptag i träden 

Organiskt N Mineralisering 

Oorganiskt N 

Ammonium Nitrat 

Immobilisering 

Nitrifikation 

* 

Utlakning 

FIGUR 8.1 

Översikt över de kväveflöden som ingår i beräkningen av kritisk belastning för övergödning 

av skogsmark med PROFILE-modellen. 

[ 127 ]

kritisk nivå. Det första kriteriet definieras som kritiskt kväveupptag (N u, crit ) 

och det andra som kritiskt kväveläckage (N le, crit ). 

Liksom för försurningen är markvattenfasen central för kväveberäkningarna, 

som i stora drag sker i följande steg: 

– Först beräknas tillförseln av oorganiskt kväve till markvattnet via deposition 

samt mineralisering av organiskt material. Detta kväve, i form av 

ammonium och nitrat, utgör basen för de processer som omvandlar, fastlägger 

eller bortför kvävet. 

– I ett andra steg sker skogsträdens upptag av kväve från markvattenfasen. 

Upptaget styrs av naturgivna förhållanden som bonitet, trädslag och vittring 

för lokalen ifråga. Övriga kväveomvandlingsprocesser i marken påverkar 

inte upptaget. 

– Den mängd oorganiskt kväve som återstår efter trädens upptag kan antingen 

omvandlas genom nitrifikation och denitrifikation (N de ) eller fastläggas 

i marken genom immobilisering (N i ). Denitrifikationen innebär en förlust 

av kvävgas/lustgas (N 2 /N 2 O) till atmosfären. Immobiliseringen innebär en 

biologisk fastläggning av kvävet i markens organiska substans. Det frigjorda 

kväve som inte denitrifieras eller immobiliseras utlakas ur markprofilen. 

– Balansen mellan immobilisering och utlakning justeras via de parametrar som 

styr immobiliseringen så att medianvärdet för utlakningen i Sverige hamnar 

på en nivå som motsvarar dagens situation, ca 0,4 kg N/ha och år. 

– Den kritiska utlakningen, N le, crit, beräknas i en separat räkneoperation. 

Nedan beskrivs mer i detalj hur de olika termerna beräknas. 

Kväveupptag i biomassa 

Upptaget i biomassa har beräknats genom den s k näringsbegränsningsmetoden 

(Warfvinge m fl, 1992). Enligt denna definieras den långsiktigt uthålliga 

fastläggningen av kväve i vedbiomassa, det s k kritiska upptaget, som den 

kvävemängd som kan balanseras av en långsiktig tillgång av baskatjoner 

genom vittring och deposition. Så länge upptaget inte överskrider denna nivå 

är risken liten för att skogen skall få brist på andra växtnäringsämnen än 

kväve, och ett balanserat växtnäringstillstånd upprätthålls i träden. Skogens 

nuvarande upptagshastighet för kväve är i många fall högre än den kritiska. 

[ 128 ]

EKV 2 

EKV 3 

Det kritiska upptaget kan dock vara såväl högre som lägre än dagens och varierar 

med markens mineralogi och vittring. Denna metod har bl a använts för att 

beräkna hur stor den uthålliga skogstillväxten är vid en viss typ av skogsbruk 

(se t ex Sverdrup & Rosén, 1998). 

Det kritiska upptaget av kväve, nedan betecknat N u, crit, är beräknat som: 

N u, crit = min (BC u, crit / X (BC:N) ) 

där BC u, crit är det kritiska upptaget av baskatjonerna kalcium, magnesium 

och kalium och där X (BC:N) är miniminivåer för kvoten mellan respektive baskatjon 

och kväve i träden. Det kritiska kväveupptaget beräknas separat för 

varje baskatjon, och man väljer sedan det lägsta värdet. Det kritiska upptaget 

för den baskatjon som förekommer i för träden mest begränsande mängd 

bestämmer således hur mycket kväve som kan tas upp långsiktigt. 

Det kritiska upptaget av varje baskatjon beror primärt på hur stort det tillgängliga 

förrådet är samt hur mycket av detta förråd som träden i praktiken 

förmår att ta upp. Denna förmåga uttrycks genom roteffektiviteten, BC u, e. 

Det kritiska upptaget kan skrivas: 

BC u, crit = min (BC u, e · (BC dep + BC w )) 

där BC dep är nedfallet av respektive baskatjon och BC w är vittringen. Träden 

kan inte ta upp hela den fysiologiskt upptagbara mängden baskatjoner, eftersom 

rötterna med sin mykorrhiza inte penetrerar marken fullständigt. 

Roteffektiviteten anger hur stor andel av markvolymen som i verkligheten 

penetreras och därmed hur stor andel av de framvittrade baskatjonerna som 

kan tas upp. Denna andel är 0,5–0,8 och stiger ju större rotdjupet är. Det 

effektiva rotdjupet har satts till 0,4 m för gran, 0,5 m för tall, 0,5 m för björk 

och 0,6 m för bok. 

Det kritiska upptaget av kväve i biomassa beräknas som den genomsnittliga, 

årliga nettofastläggningen av kväve i biomassa under en skogsgeneration. 

Nettofastläggningen avser kväveinnehållet i den stambiomassa som 

skördas vid gallringar och slutavverkning. I våra beräkningar har vi antagit att 

det kritiska upptaget på en skogslokal maximalt kan vara dubbelt så högt som 

dagens, eftersom det finns såväl en fysiologisk som en praktiskt skoglig 

begränsning för hur snabbt skogen kan växa vid ett givet klimat. En annan 

förutsättning vid beräkningarna är att summan av upptag i biomassa och 

[ 129 ]

EKV 4 

EKV 5 

immobilisering i mark inte kan vara större än depositionen. Om det inte finns 

något rörligt kväve kvar i marken efter upptag i biomassa och immobilisering 

i organisk substans blir läckage och denitrifikation noll. 

Indata för beräkningarna utgörs, precis som vid analysen av kritisk syrabelastning, 

av information från Riksskogstaxeringen och Ståndortskarteringen 

vid Sveriges lantbruksuniversitet. Samma indata i form av deposition, 

mark och skogstillstånd har använts (se kapitel 3 och 5), men som 

nämnts ovan används inte data på faktisk skogstillväxt. Vittringen av fosfor 

och baskatjonerna Ca, Mg och K beräknas från mineralogi, temperatur, textur 

och markens vattenhalt med hjälp av PROFILE-modellen (se Warfvinge m fl, 

1995 och kapitel 5). 

Nitrifikation och denitrifikation 

Nitrifikationen, dvs den mikrobiella omvandlingen av ammonium till nitrat, 

är beroende av koncentrationen av ammonium i markvattenfasen. Processen 

beskrivs i PROFILE med en Michaelis-Menten-reaktion enligt följande: 

N nitr = k nitr * [NH 4 ] / (K NM + [NH 4 ] ) 

där k nitr är hastighetskoefficienten och K NM halva maximala reaktionshastigheten. 

För vidare information se Warfvinge & Sverdrup (1995). 

Denitrifikationen innebär en omvandling av nitratkväve till gasformig kvävgas 

eller lustgas. Hastigheten hos denitrifikationsprocessen stiger med ökande 

halt av nitrat i markvattnet enligt följande ekvation: 

N de = k de * [NO 3 ] / (K m + [NO 3 ]) 

Parametrarna k de och K m beror av markens surhetsgrad och klimatfaktorer så 

att denitrifikationshastigheten stiger med ökande pH, samt med ökande temperatur 

och markfuktighet (Ineson m fl, 1996). Vid denitrifikationen bildas 

kvävgas och i vissa fall lustgas. På de flesta marker denitrifieras dock endast 

en mindre del av den tillgängliga kvävemängden. 

Immobilisering 

Immobiliseringen är en mycket viktig faktor i beräkningen av kritisk kvävebelastning 

för skogsekosystem. Den långsiktiga fastläggningen av kväve i 

skogsmark har tidigare uppskattas genom en metod där man dividerar mar- 

[ 130 ]

EKV 6 

kens nuvarande kväveförråd med den tid som förlöpt sedan istidens slut (se 

t ex Rosén m fl, 1992). Denna uppskattning ignorerar dels de tillfälliga kväveförluster 

som uppkommer i samband med skogsbränder samt även de mer 

kortsiktiga effekterna av olika skogsbruksåtgärder. På så sätt har immobiliseringen 

uppskattats till 0,5–1,5 kg N/ha och år, ett värde som ligger mycket 

lägre än gjorda uppskattningar av den nuvarande immobiliseringshastigheten. 

I dagsläget ackumulerar skogsmarken i södra Sverige 1,5–15 kg N/ha och 

år (Nilsson m fl, 1998). 

Vi har valt att beräkna immobiliseringen som en kinetisk process. Immobiliseringen 

styrs av mikroorganismernas nedbrytningsaktivitet och beror på 

hur mycket kväve som tillförs marken via förnan och därefter mineraliseras. 

Processen modifieras av mark- och klimatfaktorer enligt formeln: 

N i = k i * [N] * f(pH) * z(T) 

där [N] är totala kvävekoncentrationen i markvattenfasen och funktionerna 

f(pH) och z(T) justerar för effekten av pH i marken och för marktemperaturen. 

I princip ökar den andel av det tillförda kvävet som immobiliseras ju 

snabbare den biologiska nedbrytningen av det organiska materialet sker, dvs 

ju högre pH-värdet och temperaturen är. Uttrycket är en del av en modell för 

kolomsättning i skog som är under utveckling, och funktionerna kan härledas 

från uttryck beskrivna i ett arbete av Walse m fl (1998). 

Immobiliseringen är delvis nedfallsberoende, och koefficienten k i 

i ekvation 6 måste därför kalibreras. Beräkningsmodellen har kalibrerats med 

hjälp av empiriska data för två extremsituationer inom landet; dels för den 

nordligaste och dels för den sydligaste delen av Sverige. I norra Sverige uppskattades 

den långsiktiga immobiliseringen i mark till i genomsnitt 0,5 kg/ha 

och år vid ett mark-pH av 5,5 och en N-deposition av 2 kg/ha och år. För sydligaste 

Sverige uppskattades immobiliseringen till 15 kg/ha och år vid markpH 

4,2 och en kvävedeposition av 20 kg/ha och år. Dessa uppskattningar av 

dagens immobilisering bygger på studier av Ineson m fl (1996) och Nilsson 

m fl (1998). Immobiliseringen vid kritisk belastning har sedan beräknas för 

varje provpunkt över Sverige genom nedskalning av depositionen från den 

nuvarande till den kritiska med hjälp av ekvation 6. 

[ 131 ]

Kritisk utlakning av kväve 

Vid beräkning av den högsta acceptabla kväveutlakningen, N le, crit, utgår man 

från en kritisk koncentration i markvattnet. Så länge koncentrationerna 

underskrider den kritiska undviks kväveinducerade förändringar i skogens 

vegetation och förhöjda halter av nitrat i vattenmiljön. Som kritiskt värde har 

valts att kvävehalterna inte får överskrida den övre klassgränsen för tillståndsklass 

1, dvs låga halter (< 0,3 mg kväve/liter), enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder 

för sjöar och vattendrag (Naturvårdsverket, 1998). Det årliga 

läckaget av kväve erhålls genom att multiplicera denna halt med avrinningen. 

En avrinning på 300 mm per år, vilket är en ganska vanlig nivå för skogsmark, 

motsvarar då ett läckage på 0,9 kg N per ha och år. 

Kritisk belastning för övergödande kväve 

Den kritiska belastningen för övergödande kväve till skogsmark framgår 

av figur 8.2. Uttryckt som 5-percentil för 50 x 50 km-rutor ligger den i stora 

delar av Götaland mellan 3 och 6 kg/N per ha och år; i enstaka rutor upp till 

* 

[ 132 ] 

FIGUR 8.2 


5-percentil 

kg N/ha och år 

0 0 - 2 

83 2 - 3 

33 3 - 4 

46 4 - 5 

20 5 - 6 

10 6 - 10 


50-percentil 


0 0 - 2 

39 2 - 3 

39 3 - 4 

34 4 - 5 

45 5 - 6 

35 6 - 10 

Kritisk belastning för övergödning av skogsekosystem baserat på depositionsdata för 1997, 

uttryckt som 5- och 50-percentil (kg N/ha och år).

10 kg N/ha och år. Generellt sett minskar sedan nivån ju längre norrut man 

rör sig. I mellersta Sverige har de flesta rutor en kritisk belastning mellan 3 

och 5 kg N/ha och år och i stora delar av norra Sverige underskrider den 3 kg 

N/ha och år. Uttrycker man den kritiska belastningen som 50-percentil är gradienten 

över Sverige från söder till norr ännu mer renodlad. Medelkänsligheten 

kan sägas vara 5–10 kg N/ha och år i Götaland, 4–6 kg N/ha och år i 

Svealand och under 4 kg N/ha och år i Norrland. 

Medianvärdet för alla provpunkter i Sverige är 4,6 kg N/ha och år och fem 

procent av skogsmarksarealen har en kritisk belastning av 8 kg N/ha och år 

eller mer (tabell 8.1). I Centraleuropa ligger vanligen den kritiska belastningen 

för 150 x 150 km-rutor mellan 5 och 10 kg N/ha och år, dvs ungefär 

som i Sydsverige (Posch m fl, 2001). I södra Europa är däremot den kritiska 

belastningen i skog vanligen något lägre, eftersom skogstillväxten och därmed 

kväveupptaget där är relativt lågt. 

TABELL 8.1 Kritisk belastning för övergödande kväve till svensk skogsmark; 5-, 50-, och 95-percentiler. 

Motsvarande percentiler anges också för de fyra termer som ingår i beräkningsformeln (ekv 1). 

Observera att värdena i tabellen visar fördelningen av de enskilda parametrarna och därför inte kan 

summeras radvis för att ge kritisk belastning. Sort kg N/ha och år. Antal provpunkter = 1 883. 

KRITISK KRITISKT IMMOBILI- DENITRI- KRITISK 

BELASTNING UPPTAG SERING FIKATION UTLAKNING 

Nu, crit Ni Nde Nle, crit 

5-percentil 2,5 0,6 0,0 0,0 0,6 

50-percentil 4,6 2,0 1,8 0,1 0,9 

95-percentil 8,1 4,4 2,0 1,0 1,7 

Variationen i kritisk belastning inom Sverige beror till stor del på att skogstillväxten 

och därmed kväveupptaget är högre i söder än i norr. Eftersom man vid 

beräkningarna använder sig av det kritiska kväveupptaget blir den kritiska 

belastningen speciellt hög på bördiga och samtidigt baskatjonrika marker i 

Götaland. Kustnära delar av östra Svealand har också hög kritisk belastning på 

grund av god tillgång på baskatjoner. Även immobiliseringen spelar en relativt 

stor roll för nivån på den kritiska belastningen (tabell 8.1). Fastläggningen av 

kväve i marken är högre i söder än i norr på grund av högre markbiologisk aktivitet 

och större kväveflöden. På mellan 5 % och 10 % av skogsmarksarealen 

sker ingen immobilisering av kväve vid kritisk belastning. Detta beror på 

[ 133 ]

eräkningsgången i PROFILE där trädens upptag har prioritet, och på vissa 

marker blir inget kväve över för andra kväveprocesser i marken. 

Det kritiska kväveläckaget är en medelstor term i beräkningen. Observera 

dock att läckaget är beräknat som en potential, och att dagens kväveläckage 

ofta är lägre än det kritiska. Läckaget av oorganiskt kväve under rotzonen i 

sluten skog i södra Sverige är vanligen under 0,5 kg/ha och år (Hallgren 

Larsson m fl, 1995). Vid beräkning av kritisk belastning beaktas emellertid en 

hel skoglig rotationsperiod, inklusive hyggesfasen, vilket gör att läckaget i 

princip är fördubblat jämfört med den slutna skogen (Westling m fl, 2001). 

Denitrifikationen har liten betydelse på huvuddelen av skogsmarksarealen. 

I områden med fuktig skogsmark på näringsrikt minerogent underlag 

kan dock denitrifikationen vara betydande, men endast på ca 5 % av skogsmarksarealen 

uppgår den till 1 kg N/ha och år eller mer. 

Nuvarande överskridande av kritisk belastning 

Beräkningen av överskridande har gjorts på motsvarande sätt som för försurningen. 

Den kritiska belastningen i varje provpunkt jämförs med nedfallet 

inom den aktuella 50 x 50 km-rutan. Ett överskridande föreligger när nedfallet 

är högre än den kritiska belastningen. 

Om man bara ser till antalet 50 x 50 km-rutor där den kritisk belastningen 

överskrids i kartan för 1997 (figur 8.3) så är överskridandet cirka 60 %. Sålunda 

uppvisar praktiskt taget alla rutor i södra och mellersta Sverige överskridande. 

En ruta klassas med överskridande när nedfallet är högre den 

kritiska belastningen i minst 5 % av provpunkterna (arealen) i rutan; dvs 95percentilen 

för överskridandena har ett visst värde större än noll. Om man 

däremot beräknar överskridandet utifrån det sätt som normalt brukar göras, 

dvs antalet provpunkter och viktat för den areal de representerar, får man har 

ett överskridande på 30 % av skogsmarksarealen. 

Stora områden i mellersta Sverige, från norra Götaland till södra Norrland, 

har ett tämligen litet överskridande i absoluta tal, mellan 0 och ca 3 kg N/ha 

och år. I norra Svealand och södra Norrland är såväl nedfall som kritisk belastning 

så låga att bedömningen om man har överskridande eller inte blir mycket 

osäker. Det kan tolkas som att risken för kvävepåverkan är liten i denna 

del av landet, men å andra sidan kan ekosystemen i norra Sverige vara mer 

känsliga för ett litet överskridande än i söder. I sydvästra Götaland är nedfal- 

[ 134 ]

let högre och rutorna har vanligen ett överskridande av 3–9 kg/N ha och år, 

med undantag för några områden utefter Västkusten som har ännu högre 

överskridande. Nedfallet i de mest utsatta områden överskrider vanligen den 

kritiska belastningen med en faktor 2. 

Effekten av internationella avtal 

Av den högra kartan i figur 8.3 framgår vilket överskridande man kommer att 

ha i Sverige om Göteborgsprotokollet om utsläppsminskningar i Europa (se 

kapitel 10) implementeras. Effekten för Sverige av detta avtal är relativt sett 

något mindre för övergödning än för försurning (jämför kapitel 5). Överskridandet 

för skogsmark ur försurningssynpunkt fram till år 2010 enligt Göteborgsprotokollet 

har uppskattats minska från 24 % till 14 % (se kapitel 5, 

tabell 5.3), medan överskridandet ur övergödningssynpunkt sjunker från ca 

30 % till 19 %. Vissa områden i Svealand och östra Götaland avlastas och den 

absoluta nivån på överskridandet i sydvästra Götaland minskar. Övergöd- 

1997 2010 

* 

FIGUR 8.3 


95-percentil 


82 - 0 

30 0 - 1 

44 1 - 3 

22 3 - 6 

11 6 - 9 

3 9 - 15 


95-percentil 


103 - 0 

34 0 - 1 

34 1 - 3 

19 3 -.6 

2 6 - 9 

0 9 - 15 

Överskridande av kritisk belastning för övergödning av skogsekosystem, uttryckt som 

95-percentil, för a) 1997 års deposition, och b) år 2010 enligt Göteborgsprotokollet. 

[ 135 ]

* 

ningsproblemet i skog kommer således att kvarstå även efter 2010 i relativt 

stor omfattning (ca 4 miljoner ha skogsmark) men kvävebelastningen minskar 

och stora överskridanden över kritisk belastning begränsas till delar av 

västra Götaland. 

Av figur 8.4 framgår hur överskridandet har utvecklats sedan 1980. 

Arealen med överskridande har minskat långsammare för övergödning än för 

försurning. Detta illustrerar att åtgärdsarbetet mot luftföroreningar i Europa 

har varit relativt sett mer framgångsrikt för svavel än för kväve. 

Framtida miljöeffekter och osäkerheter 

Nedfallet kommer sannolikt under relativt lång tid att ligga över den kritiska 

belastningen i södra Sverige, vilket innebär en förhöjd risk för ytterligare vegetationsförändringar 

och på lång sikt även kväveläckage. Den nuvarande metodiken 

är i första hand en skattning av risken för kväveläckage, medan vegetationsförändringar 

endast beaktas indirekt och utan hänsyn till vilken vegetationstyp 

skogen har. Det är därför troligt att den kritiska belastningen underskattas 

med den metodik som hittills använts, åtminstone för vissa skogstyper. 

Vegetationsförändringar i skog kommer sannolikt snabbare än egentlig 

kvävemättad. Resultat från traditionella gödslingsexperiment tyder på att 

lavrika skogsmarker förändras till moss- och risdominans samt att kvävegynnade 

örter och gräs fortsätter att expandera (Bertills & Näsholm, 2000). 

Lavrika skogstyper är tämligen ovanliga i sydligaste Sverige och den mest 

sannolika storskaliga förändringen är här ökat inslag av gräs i skogen. Även 

skogsskötseln har givetvis stor betydelse för hur markvegetationen kommer 

att påverkas. 

[ 136 ] 

FIGUR 8.4 

Procent överskridande av 

kritisk belastning för försurning 

och övergödning av 

svensk skogsmarksareal 

1980–1997 samt bedömning 

för 2010. 

Procent 

70 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

Försurning Övergödning 

1980 1990 1997 2010

Risken för nitratläckage har visat sig vara knuten till nedfallets storlek, 

men också till markens kvävehalt. Risken för nitratläckage kan därför komma 

att öka ju längre tid det förhöjda nedfallet av kväve fortsätter och om 

kol/kväve-kvoten i marken sjunker. I den nuvarande metodiken utnyttjas 

inte denna kvot, även om den indirekt finns med i uppskattningen av den 

långsiktigt acceptabla fastläggningen i mark. Inte heller beaktas skogsekosystemets 

dynamik i form av upplagring av kväve i skogsmarken. Immobiliseringen 

är en central process i det sammanhanget, men den utgör också den 

besvärligaste och osäkraste termen i beräkningarna och här finns ett stort 

behov av vidare utvecklingsarbete. 

Det är således angeläget att vidareutveckla metoderna för att beräkna kritisk 

belastning för övergödande kväve till skogsmark. Andra miljöer än skog kan vara 

känsliga för övergödande kvävenedfall och bättre metoder för beräkning av kritisk 

belastning i andra naturtyper bör således tas fram. Myrmarkernas känslighet 

för kväve är ett sådant exempel. Men även risken för övergödning av sjöar 

och vattendrag i skogslandskapet bör studeras. 

Slutsatser 

* 

* 

* 

* 

* 

Den i Sverige använda metoden för beräkning av kritisk belastning av 

övergödande kväve till skogsmark baseras på en uppskattning av risken 

för framtida kväveläckage. Indirekt beaktas också risken för vegetationsförändringar. 

Den kritiska belastningen för skogsmark, uttryckt som 5-percentil för 

rutor om 50 x 50 km, är vanligen 3–6 kg N/ha och år i Götaland, 3–5 kg i 

Svealand och mindre än 3 kg i Norrland. 

Variationen i kritisk belastning beror till stor del på fastläggningen 

av kväve i marken samt skogens långsiktiga förmåga att ta upp kvävet. 

I mindre grad påverkas den av denitrifikation och kritiskt kväveläckage. 

Vid dagens (1997 års) nedfall av kväve överskrids den kritiska belastningen 

för ca 30 % av skogsmarksarealen. Överskridandet är högst i sydvästra 

Götaland. 

Nedfallet av kväve i Sverige har endast minskat marginellt under 1990talet. 

Existerande internationella avtal och nationella planer för utsläppsbegränsningar 

i Europa förväntas minska överskridandet från ca 30 % till 

19 % av skogsmarksarealen fram till år 2010. 

[ 137 ]

Referenser 

Bertills U & Näsholm T (red) (2000): Effekter av kvävenedfall på skogsekosystem. 


Brunet J, Diekmann M & Falkengren-Grerup U (1998): Effects of nitrogen depostion on the 

field layer vegetation in south Swedish oak forests. Environmental Pollution, Supplement 1, 

102:35-40. 

Dise N B, Matzner E & Forsius M (1998): Evaluation of organic horizon C:N ratio 

as an indicator of nitrate leaching in conifer forests across Europe. 

Environmental Pollution 102, 453-456. 

Ericsson T, Göransson A, Van Oene H & Gobran G (1995a): Interactions between aluminium, 

calcium and magnesium – Impacts on nutrition and growth of forest trees. 

Ecological Bulletins (Copenhagen) 44:191-196. 

Ericsson A, Walheim M, Nordén L-G & Näsholm T (1995b): Concentrations of mineral nutrients 

and arginine in needles of Picea abies trees from different areas in southern Sweden in relation 

to nitrogen deposition and humus form. Ecological Bulletins (Copenhagen) 44: 147-157. 

Falkengren-Grerup U (1992): Mark- och floraförändringar i sydsvensk ädellövskog. 


Falkengren-Grerup U, Ericson L, Gunnarsson U, Nordin A, Rydin H & Wallén B (2000): 

Förändras floran av kvävenedfallet? I: Bertills U & Näsholm T (red) 

Effekter av kvävenedfall på skogsekosystem. Naturvårdsverket Rapport 5066. 

Forsius M, Guardans R, Jenkins A, Lundin L & Nielsen K E (red) (1998): 

Integrated monitoring: Environmental assessment through model and empirical 

analysis. Finnish Environment Institute, Helsingfors, Rapport 218. 

Hallgren-Larsson E, Knulst J C, Lövblad G, Malm G, Sjöberg G & Westling O (1997): 

Luftföroreningar i södra Sverige 1985–1995. IVL-Rapport B 1257. 

Högberg P, Bengtsson G, Berggren D, Högberg M, Nilsson I, Nohrstedt H-Ö, Persson T 

& Sjöberg M (2000): Hur påverkas kvävedynamiken i skogsmarken? 

I: Bertills U & Näsholm T (red) Effekter av kvävenedfall på skogsekosystem. 


Ineson P, Coward P A, Sverdrup H & Benham D (1996): Nitrogen critical loads; denitrification. 

ITE Final report to DOE 1996. Merlewood Research Station, Grange-over-Sands. 

Kellner O & Redbo-Torstensson P (1995): Effects of elevated nitrogen deposition on the fieldlayer 

vegetation in coniferous forests. Ecological Bulletins (Copenhagen) 44:227-237. 

Lindstrøm E-L, Kjellberg G & Wright R F (2000): Tålegrensen for nitrogen som næringsstoff 

i norske fjellvann: ökt "grønske"? NIVA rapport LNR 4187-2000. 

MARE 2000. MARE – Kostnadseffektiva åtgärder för närsaltsreduktion till Östersjön. 

Årsrapport 2000. www.mare.su.se. 

Naturvårdsverket (1993): Eutrofiering av mark, sötvatten och hav. Naturvårdsverket Rapport 4134. 

[ 138 ]

Naturvårdsverket (1998): Bedömningsgrunder för miljökvalitet – Sjöar och vattendrag. 


Nilsson S I, Berggren D & Westling O (1998): Retention of deposited NH 4 -N and 

NO 3 -N in coniferous forest ecosystems in southern Sweden. Scandinavian Journal 

of Forest Research 13:393-401. 

Nohrstedt H-Ö (1993): Den svenska skogens kvävestatus. Skogforsk, Redogörelse nr 8. 

Näsholm T, Nohrstedt H-Ö, Kårén O, Kytö M & Björkman C (2000): Hur påverkas träden? 

I: Bertills U & Näsholm T (red) Effekter av kvävenedfall på skogsekosystem. 


Posch M, de Smet P.A.M, Hettelingh J-P & Downing R.J (2001): Modelling and mapping 

of critical thresholds in Europe. Status Report 2001, Coordination Center for Effects, RIVM 

Report No 259101010, Bilthoven. 

Rosén K, Gundersen P, Tegnhammar L, Johansson M & Frogner T (1992): 

Nitrogen enrichment of Nordic forest ecosystems, the concept of critical loads. 

Ambio 21:364-368. 

Sikström U & Nohrstedt H-Ö (1995): Näringstillgång som kritisk faktor för trädens tillväxt 

och vitalitet – erfarenheter från fältförsök. Kungliga Skogs- och Lantbruksakademiens 

Tidskrift 134: 111-128. 

Sverdrup H & Rosén K (1998): Long-term base cation mass balances for Swedish forests 

and the concept of sustainability. Forest Ecology and Management 110:221-236. 

Thelin G, Rosengren-Brinck U, Nihlgård B & Barkman A (1998): 

Trends in needle and soil chemistry of Norway spruce and Scots pine stands 

in South Sweden 1985–1994. Environmental Pollution 99:149-158. 

Umweltbundesamt (1996): Manual on methodologies and criteria for mapping critical 

levels/loads. Umweltbundesamt, Berlin. Texte 71/96. 

Warfvinge P & Sverdrup H & Rosén K (1992): Calculating critical loads for N to Swedish soils. 

I: Grennfelt P & Thörnelöf E (red) Critical Loads for Nitrogen. Nord 1992:41. 

Nordiska Ministerrådet. Köpenhamn. 

Warfvinge P & Sverdrup H (1995): Critical loads of acidity to Swedish Forest soils. 

Reports in ecology and environmental engineering. Lunds universitet, 

Avdelningen för Kemisk teknologi, Report 5:1995. 

Walse C, Berg B & Sverdrup H (1998): Review and synthesis of experimental data on organic matter 

decomposition with respect to the effect of temperature, moisture and acidity. 

Environmental Review 6:25-40. 

Westling O, Löfgren S & Akselsson C (2001): Arealförluster från skogliga avrinningsområden 

i Västra Götaland. Skogsstyrelsen Rapport 2001:2. 

Wright R F (1999): Risk of N leaching from forests to waters in Norway. 

NIVA, Report SNO 4030-99. 

[ 139 ]

9. Kritiska nivåer för 

direkteffekter på vegetation 

* 

H PLEIJEL, L SKÄRBY & G LÖVBLAD 

Höga halter av svaveldioxid, kväveoxider och ammoniak kan liksom en del andra 

gasformiga luftföroreningar skada växter. Denna typ av direkta skador är till stor 

del av en annan karaktär än skador som sker indirekt genom att deponerade luftföroreningar 

ger upphov till förändringar i mark och vatten och som i sin tur kan 

leda till näringsobalans eller toxiska effekter på växterna, t ex genom urlakning 

av baskatjoner och förhöjda aluminiumhalter. 

Den gasformiga förorening som i dag utgör det viktigaste hotet mot växtligheten 

är ozon. Effekter av ozon behandlas inte vidare i denna rapport. För information 

om kritiska haltnivåer för ozon hänvisas till en annan rapport (Pleijel, 

1999). I detta kapitel kommer vi att koncentrera oss helt på svaveldioxid (SO 2 ), 

kväveoxider (NO x ) och ammoniak (NH 3 ). 

För Sverige, liksom för de flesta andra länder i Europa, ingår inte halter av 

gasformiga luftföroreningar som en del i den internationella rapporteringen. 

Orsaken är att de haltnivåer av svaveldioxid och kväveoxider som förekommer 

utanför svenska tätorter är låga och att det i de allra flesta områden är så att de 

indirekta effekterna av nedfallet är styrande ur åtgärdssynpunkt. 

I luftvårdskonventionens gemensamma manual (Umweltbundesamt, 

1996) finns riktlinjer för kartering av kritiska halter av svaveldioxid, kväveoxider 

och ammoniak. 

Effekter på växter av svaveldioxid – SO2 

Under en stor del av 1900-talet betraktades svaveldioxid som den viktigaste luftförorening 

som orsakade skador på växter och människor. Skador på växtlighet, 

som måste ha uppstått till följd av svaveldioxid från malmbearbetning, finns 

beskrivna sedan antiken. Inom detta område finns en lång tradition av forskning 

[ 140 ]

FOTO: HÅKAN PLEIJEL 

* 

FIGUR 9.1 

Lavfloran påverkas starkt av halten av svaveldioxid och andra föroreningar. Inne i förorenade 

tätorter finns på lövträdstammarna ofta bara en skorpa av tunna, ofta grön-blåaktiga 

lavar samt algen trädgröna (till vänster). 

I renare miljö på landsbygden finner man på lövträdstammar en rad blad- och buskformiga 

lavar i olika färger som på bilden rosettlav (Physcia aipolia, grå) och vägglav (Xanthoria 

parietina, orange) (i mitten). 

Vissa stora, bladiga lavar, som skrovellaven (Lobaria scrobiculata) på bilden, är mycket 

känsliga även för måttligt förhöjda svaveldioxidhalter (till höger). 

och man känner relativt väl till hur svaveldioxiden påverkar växter (se till exempel 

Wellburn, 1988 och Darrall, 1989 för en översikt). 

Mest studerade, åtminstone i vårt land, är svaveldioxidens effekter på 

lavar. De tycks utgöra den grupp av växter där man finner de allra svaveldioxidkänsligaste 

arterna (figur 9.1). Ett flertal studier under årens lopp har 

visat att en utarmad lavflora hänger samman med höga halter av luftföroreningar 

(Nylander, 1866; Sernander, 1912; Skye, 1968). Viktiga fysiologiska 

reaktioner på SO 2 hos lavar finns beskrivna i t ex Sundström & Hällgren 

(1973). 

Även hos andra växter än lavar har man påvisat viktiga effekter av svaveldioxid. 

Den skogsdöd som observerats i bergsområden i östra Centraleuropa 

har sannolikt sin huvudsakliga grund i de extremt stora utsläpp av svaveldioxid 

som åtminstone till relativt nyligen förekom i detta område. Liknande 

effekter har även observerats mer eller mindre lokalt i andra delar av Europa 

och Nordamerika (se t ex Amundson m fl, 1990). Man har även visat att det på 

[ 141 ]

platser med höga SO 2-halter sker en selektion som ger upphov till former av 

växter som har ökad resistens mot svaveldioxid (Taylor m fl, 1986). 

Storleken på upptaget av svaveldioxid i växten styrs hos kärlväxter i allt 

väsentligt av klyvöppningarnas (stomatas) öppningsgrad. Denna beror i sin tur 

av ljus (stomata stänger i mörker), temperatur samt fuktighet i luft och mark. 

Svaveldioxidexponering kan i sig öka stomatas öppningsgrad. Det innebär 

att närvaro av föroreningen stimulerar ytterligare upptag. Det förefaller dock 

som om denna effekt främst förekommer vid relativt låga SO 2-halter och att 

växterna vid skadligt höga SO 2-halter snarare har en tendens att stänga klyvöppningarna 

(Darrall, 1989). 

Lavar saknar i likhet med mossor klyvöppningar. De saknar dessutom rötter. 

Deras gasutbyte och näringsupptag sker över hela bålens yta och står därför 

under svagare kontroll än hos kärlväxter. Detta är sannolikt ett av skälen 

till att lavar och mossor i många fall är mycket känsliga för föroreningar. Olika 

egenskaper hos en lavbål avgör hur stort upptaget av föroreningar och andra 

ämnen blir. En del är genetiska, t ex viktiga egenskaper hos lavbålens struktur, 

t ex om den har en stor luftexponerad yta. Andra är miljöberoende. 

Lavbålen är fysiologisk aktiv endast om den är fuktig, varigenom klimatförhållanden 

påverkar föroreningsdosen. 

När väl svaveldioxiden kommit in i växterna beror dess skadeverkningar 

på en rad modifierande faktorer. Lavar anses ha en sämre förmåga att stabilisera 

pH-värdet i cellerna än kärlväxter, vilket är ytterligare en orsak till lavarnas 

höga känslighet för SO 2 (Wellburn, 1988). Svavlet som tas upp kan 

omvandlas i växternas celler på olika sätt. En mellanprodukt vid omvandlingen 

är sulfitjonen, som kan bilda fria radikaler med starkt oxiderande och 

skadliga egenskaper. Till skydd mot starkt oxiderande ämnen har växterna 

olika så kallade antioxidantsystem. Styrkan hos dessa varierar mellan växtarter, 

mellan blad av olika ålder osv, vilket därför påverkar känsligheten för 

bl a svaveldioxid. Svavlet kan även omvandlas till svavelväte som i gasform 

kan avgå ur växten, som därmed avgiftas. 

Effekter på växter av gasformiga kväveföreningar 

– NO2, NO och NH3 

Reaktionsmekanismerna hos växter på kvävedioxid liknar på flera sätt de för 

svaveldioxid. Försurning av cellvätskan och radikalbildning är viktiga även i 

[ 142 ]

den stress som uppstår ur kvävedioxid. Tidigare ansågs endast NO 2 vara av 

betydelse för växtskador, men det anses numera vara klarlagt att även NO kan 

ha viktiga effekter på växter (Wellburn, 1990; Neighbour m fl, 1990), i vissa fall 

vid lägre halter än NO 2. NO har på senare år kommit att uppmärksammas 

mycket inom biokemin. Detta ämne har viktiga funktioner som signalsubstans 

i t ex däggdjurens immunförsvar och har troligen även en likartad roll i växter 

(Delledonne m fl, 1998). Därför är det inte särskilt förvånande att exponering 

för NO kan påverka växter. Kunskapsläget är dock svagt. 

Kväve till skillnad från svavel är ett tillväxtbegränsande näringsämne som 

växterna behöver stora mängder av. Upptag genom barr och blad av NO 2 och 

NH 3 kan därför under vissa omständigheter utgöra en ej försumbar kvävekälla. 

Främst tycks upptag till skottet av kväve vara av betydelse hos växter som 

växer långsamt, men detta är å andra sidan ett vanligt tillstånd i naturen 

(Näsholm, 1998). Gasformiga kväveföreningar kan leda till eutrofieringseffekter, 

t ex på lavfloran på trädstammar i tätorter. 

Allmänt anses risken för negativa effekter av kväveoxider vid en given 

halt vara mindre än för svaveldioxid. Kväveoxider i måttliga halter i yttre 

miljö bedöms leda till toxiska effekter främst om också andra luftföroreningar 

(ozon eller svaveldioxid) förekommer i relativt höga halter. 

Gasformig ammoniak i atmosfären utgör liksom NO 2 en potentiell kvävekälla 

för växter. På platser med stora emissioner av ammoniak finns en klar 

risk för övergödningseffekter. Allt upptag av ammoniak påverkar växternas 

metabolism, men verkligt toxiska effekter uppstår först vid mycket höga halter 

(Van der Eerden, 1982). 

Kritiska nivåer och riktvärden för gasformiga 

svaveloch kväveföreningars effekter på vegetation 

Kritiska nivåer 

Kritiska nivåer (critical levels) har definierats för att ange den lägsta koncentration 

av luftföroreningar i gasfas som med dagens kunskap anses ge upphov 

till direkta skador på vegetation. Sådana kritiska nivåer har fastställts för svavel- 

och kväveföreningar samt för ozon. De värden för svaveloch kväveföroreningar 

som i dag har störst vetenskaplig tyngd togs fram vid en internationell 

UNECE-workshop i Egham, England 1992, och de används för närva- 

[ 143 ]

ande av Konventionen om gränsöverskridande luftföroreningar, CLRTAP 

(Umweltbundesamt, 1996). Dessa haltnivåer presenteras i tabell 9.1. 

TABELL 9.1 Kritiska nivåer av gasformiga svaveloch kväveföreningar för vegetation. 

(Umweltbundesamt, 1996) 

LUFTFÖRORENING KÄNSLIG KRITISK NIVÅ MEDELVÄRDE 

VEGETATION µg/m3 ÖVER TIDSPERIOD 

Svaveldioxid Lavar som innehåller 

cyanobakterier 

10 År 

Skogsekosystem inkl 

undervegetation 

20 År och vinterhalvår* 

Naturlig vegetation 20 År och vinterhalvår* 

Jordbruksgrödor 30 År och vinterhalvår* 

Kväveoxider, All vegetation 30 År 

summan av NO2 Skydd mot ekofysio- 95 4 timmar 

och NO logiska effekter 

Ammoniak All vegetation 3300 1 timme 

270 1 dygn 

23 1 månad 

8 1 år 

* Oktober till mars 

Som framgår av tabellen har olika kritiska nivåer satts för olika växtgrupper. 

Vissa typer av lavar anses vara klart känsligast. En del mossor är troligen nästan 

lika känsliga, men bedöms vara skyddade om värdet för lavar inte överskrids. 

Jordbruksgrödor har bedömts vara minst känsliga. Värdet för skogsträd 

gäller egentligen med det tillägget att i kalla klimat (delar av Nordeuropa och 

bergsområden i Mellaneuropa) förefaller träden vara känsligare för SO 2 . Då 

anses 15 µg /m 3 snarare än 20 µg/m 3 SO 2 som långtidsmedelvärde vara tillräckligt 

för att ge upphov till skador. 

Värdena för NO 2 och NO avser summan av dessa båda ämnens halter. 

Detta är en approximation eftersom man ännu inte vet särskilt mycket om 

exakt hur NO verkar på växter. En grov bedömning ger dock vi handen att 

de båda kväveoxiderna är ungefär lika skadliga, vilket ligger till grund för 

denna avvägning. 

För ammoniak finns ett relativt gott faktaunderlag från Nederländerna 

om vilka nivåer som ger effekter. I detta fall har man därför kunnat ta relativt 

noggrann hänsyn till vilken halt som är kritisk i förhållande till varaktigheten 

hos exponeringen. 

[ 144 ]

Riktvärden och gränsvärden 

Utöver de kritiska nivåerna, som baseras på den naturvetenskapliga kunskapen 

om de lägsta nivåerna som skadar vegetation, har administrativa värden 

och mål ställts upp för att skydda vegetation. Dessa kan vara lägre än de kritiska 

om det finns så goda möjligheter till åtgärder att säkerhetsfaktorer kan 

användas för att komma under skadliga nivåer med viss marginal. De kan även 

vara högre än de kritiska nivåerna, och utgör då endast inledande steg eller 

etappmål i åtgärdsarbetet för att skydda vegetation. 

I EU:s nya luftkvalitetsdirektiv (Ramdirektiv för luft, 96/62) och de dotterdirektiv 

för olika luftföroreningar som är kopplade till det, finns gränsvärden 

för NO x uppställda för att skydda vegetation i icke-urbana områden 

(tabell 9.2). Dessa gränsvärden är satta med utgångspunkt från halter som ger 

upphov till effekter på växter. För att skydda vegetation från effekter av kväveoxider 

har man liksom för de kritiska nivåerna utgått från att summan av 

kväveoxider avspeglar risken för effekter bättre än halten NO 2 . Sverige har 

i sin lagstiftning vidare infört såväl gränsvärden som miljökvalitetsnormer för 

kvävedioxid och svaveldioxid. Dessa är dock huvudsakligen satta för att 

skydda mot effekter på hälsa och är oftast relevanta endast i tätorter. En miljökvalitetsnorm 

finns för att skydda vegetation mot kvävedioxid. 

TABELL 9.2 Gränsvärde inom EU för att skydda vegetation mot effekter av kväveoxider. 

LUFTFÖRORENING MEDELVÄRDESPERIOD HALT µg/m 3 KOMMENTAR 

Kväveoxider År 30 Summan av NO och 

i landsbygdsmiljö NO 2 angiven som NO 2 

Halter av SO2, NO2, NO och NH3 i Sverige 

Inom den nationella miljöövervakningen som finansieras av Naturvårdsverket, 

görs kontinuerligt mätningar av haltnivåer i bakgrundsluft, dvs 

utanför tätorter och på avstånd från betydande utsläppskällor. Data för SO 2 , 

NO 2 , partikelbunden sulfat, totalammonium (summan av gasformig NH 3 och 

partikelformig NH 4 + ) och totalnitrat (summan av gasformig HNO 3 och partikelbunden 

NO 3 - ) kan hämtas från datasammanställningen på IVL:s hemsida 

(www.ivl.se). 

[ 145 ]

Med Sverige-modellen (MATCH), som baseras på såväl mätdata som 

beräkningar, karteras halter av svaveloch kväveföreningar (samma parametrar 

som mäts i bakgrundsluft). Beräkningar har hittills gjort för några år under 

perioden 1991–1996 med en upplösning av 20 x 20 km, samt för 1997 med 

upplösningen 11 x 11 km. I områden med lokala utsläpp varierar naturligtvis 

halterna på en mycket finare skala än så. Men för att göra uppskattningar över 

vilka halter som skog, grödor och naturlig vegetation exponeras för över 

Sverige är den upplösning som Sverige-modellen ger acceptabel. 

Halterna i svensk bakgrundsluft är genomgående låga. För att skydda 

vegetation är långtidshalterna de mest relevanta. Årsmedelhalterna av SO 2 

överskrider inte 2,5 µg/m 3 med den upplösning som modellen ger. De högsta 

halterna av NO 2 i bakgrundsluft observeras i närheten av storstäderna och 

når vanligen som högst 5 µg/m 3 . De högsta årsmedelhalterna av totalammonium, 

dvs summan av gasformig ammoniak och partikelformig ammonium är 

ca 2,5 µg/m 3 . 

Givetvis finns platser med något högre värden. Osäkerheter i karteringen 

ligger främst i de lokala variationerna. För svaveldioxid är variationerna i de 

flesta 20 x 20 km-rutor numera små, eftersom de lokala utsläppen är små. 

Utsläppen har minskat kraftigt i Sverige sedan 1970-talet och skillnaden i 

halter mellan tätorter och landsbygd idag är avsevärt mindre än tidigare. 

Under vinterhalvåret 1997/98 var halterna i tätorter en faktor 2 till 3 högre än 

i bakgrundsluften i Mellansverige. I södra Sverige och i Norrland var halterna 

endast ca en faktor 1,5 till 2 högre i tätorterna. Halterna av SO 2 i bakgrundsluft 

varierade från ca 0,2 µg/m 3 i Norrlands inland till ca 1,5 µg/m 3 i 

södra Sverige (data från IVL:s Urbanprojekt). 

För kväveoxider som huvudsakligen härrör från biltrafik är de lokala variationerna 

mycket stora, beroende på trafiktäthetens variation. Skillnaden 

mellan tätort och landsbygd var under vinterhalvåret 1997/98 ungefär en faktor 

två i södra Sverige till en faktor 5 till 8 från Mellansverige och norrut. 

Halterna i bakgrundsluft minskade från ca 8 µg/m 3 i söder till ca 2 µg/m 3 i 

norr. 

Ännu större lokala variationer föreligger troligen för ammoniak. Dock 

saknas i stort sett mätdata annat än för ett fåtal stationer och för dessa finns 

enbart data för summan av gasformig ammoniak och partikelbunden ammonium. 

[ 146 ]

Slutsatser 

* 

* 

* 

Direkteffekter av svaveldioxid i svensk natur förekommer sannolikt 

endast mycket lokalt. Skog, vilda växter och grödor i landsbygdsmiljö 

exponeras vanligtvis för svaveldioxidhalter som underskrider de kritiska 

nivåerna på 20–30 µg per m 3 och år, med relativt god marginal. Ett undantag 

kan vara vissa lavar och mossor med mycket hög känslighet för SO 2 

(kritisk nivå 10 µg per m 3 ). De kan vara påverkade även utanför tätorter 

och industriområden. 

Sannolikt har kväveoxiderna övertagit rollen som viktigaste skadliga förorening 

för lavar i de flesta svenska tätorter. Även för kväveoxider bedöms 

dock överskridanden av kritiska nivåer (30 µg per m 3 ) främst ske mycket 

lokalt där trafiktätheten är som störst, medan risken för överskridanden i 

övrigt är mycket liten. 

För ammoniak finns en viss risk för effekter främst i nära anslutning till 

mycket stora djurstallar. Kunskapsläget när det gäller halter och exponering 

är dock något sämre jämfört med svaveldioxid och kväveoxider. Den 

kritiska nivån för ammoniak är 8µg per m 3 som årsmedelvärde, men även 

månads-, dygns- och timgränsvärden finns uppsatta. 

Referenser 

Amundson R G, Walker R B, Schellhase H U & Legge A H (1990): Sulphur gas emissions 

in the boreal forest: the West Whitecourt case study, VIII. Pine tree mineral nutrition. 

WASP 50, 219-232. 

Darrall N M (1989): The effect of air pollutants on physiological processes in plants. 

Plant Cell and Environment 12, 1-30. 

Delledonne M, Xia Y, Dixon R A & Lamb C (1998): Nitric oxide functions as a signal in plant 

disease resistance. Nature 394, 585-588. 

van der Eerden L (1982): Toxicity of ammonia to plants. Agric. Environ. 7, 223-235. 

Neighbour E A, Pearson M & Mehlhorn H (1990): Purafil-filtration prevents the development of 

ozone-induced frost injury: a potential role for nitric oxide. Atmospheric Environment 24A, 

711-715. 

Nylander W (1866): Les Lichens du Jardin du Luxembourg. Bull. Soc. Bot. France 13, Paris, 

Näsholm T (1998): Qualitative and quantitative changes in plant nitrogen acquisition induced 

by anthropogenic deposition. New Phytologist 139, 87-90. 

[ 147 ]

Pleijel H (red) (1999): Marknära ozon – ett hot mot växterna. Naturvårdsverket Rapport 4969. 

Sernander R (1912): Studier över lafvarnas biologi. I. Nitrofila lafvar. Svensk Botanisk Tidskrift 6. 

Skye E (1968): Lichens and air pollution, A study of cryptogamic epiphytes and environment 

in the Stockholm region. Acta Phytogeographica Suecica 52. 

Sundström K-R & Hällgren J-E (1973): Using lichens as physiological indicators of sulfurous 

pollutants. AMBIO 2, 13-21. 

Taylor G E, Tingey D T & Gunderson C A (1986): Photosynthesis, carbon allocation and growth 

of sulphur dioxide ecotypes of Geranium carolinianum L. Oecologia (Berlin) 68, 350-357. 

Umweltbundesamt (1996): Mapping critical levels/loads and geographical areas where they are 

exceeded. Umweltbundesamt, texte 71/96, Berlin. 

Wellburn A (1988): Air pollution and acid rain, The biological impact. 

Longman Scientific & Technical. 

Wellburn A R (1990): Why are atmospheric oxides of nitrogen usually phytotoxic and not 

alternative fertilizers. New Phytologist 115, 395-429. 

[ 148 ]

10. Utsläppsminskningar och 

kostnadseffektivitet i internationella 

åtgärdsprogram 

* 

C ÅGREN & P GRENNFELT 

Det internationella luftvårdsarbetet inleddes med tillkomsten av konventionen 

om gränsöverskridande luftföroreningar (CLRTAP). Eftersom luftföroreningarna 

samverkar, och olika länder prioriterar olika problemområden, 

utvidgades det internationella luftvårdsarbetet att omfatta också ozon, eutrofiering 

och – så småningom – även direkta hälsoskador. Aktuella föroreningar 

blev då, förutom svavel, också kväveoxider, flyktiga organiska ämnen, 

ammoniak och fina partiklar. 

Efterhand har EU kommit att spela en allt större roll för miljölagstiftningen 

i Europa. På luftvårdssidan blev detta särskilt tydligt under andra 

hälften av 1990-talet, då EU tog en rad nya initiativ, som t ex strategierna mot 

försurning och marknära ozon, vilka ledde fram till direktivet om nationella 

utsläppstak för fyra luftföroreningar. 

Begreppet kritisk belastning har, genom att användas som en indikator för 

långsiktig hållbarhet, fungerat som en drivkraft för 90-talets luftvårdsarbete i 

Europa. Användandet av datormodeller har underlättat en konsekvensanalys 

av olika åtgärdstrategier, och har dessutom bidragit till utvecklingen av 

betydligt mer kostnadseffektiva lösningar. Genom att i en och samma åtgärdsstrategi 

beakta flera föroreningsproblem, har samordningsvinster gjorts vilket 

ytterligare ökat kostnadseffektiviteten. Detta har dessutom lett till att olika 

regioners ofta varierande miljöproblem – t ex försurning i norra Europa, 

respektive marknära ozon i södra och centrala Europa – kunnat beaktas och 

vägas samman. 

[ 149 ]

Konventionen om långväga 

gränsöverskridande luftföroreningar 

I början av 1970-talet hävdade Sverige och Norge att försurningen av sjöar 

och rinnande vatten i de båda länderna berodde på långväga transport av luftföroreningar 

från andra länder (Elvingson & Ågren, 1998). Många tvivlade då 

på detta, men vid mitten av 1970-talet efter en Europaomfattande mätkampanj 

i luft och nederbörd, kom fakta som styrkte teorierna (OECD, 1979). 

Efter några år av förhandlingar skrev ett trettiotal stater under en konvention 

om långväga gränsöverskridande luftföroreningar 1979 (UN ECE, 1996). 

Förhandlingarna bedrevs inom ramen för UN ECE (FN:s ekonomiska kommission 

för Europa), som omfattar alla Europas länder samt USA och Kanada. 

Konventionstexten, som är mycket allmänt formulerad, säger bl a att undertecknande 

stater ska ”bemöda sig om att så långt som möjligt gradvis minska 

och förhindra luftföroreningar”. För att uppnå detta ska man ”använda bästa 

tillgängliga teknik som är ekonomiskt möjlig”. Konventionen trädde i kraft 

1983, sedan nödvändiga två tredjedelar av de undertecknande staternas lagstiftande 

organ godkänt (ratificerat) texten. 

Till konventionen har efterhand en rad protokoll förhandlats fram (tabell 

10.1), som mer specifikt beskriver åtaganden om åtgärder mot utsläppen. 

EMEP-protokollet 

Det första protokollet till konventionen innefattade ett beslut om långsiktig 

finansiering av ett europeiskt miljöövervakningsprogram, EMEP. Detta program 

tar fram data över utsläpp, halter, och nedfall av luftföroreningar, dels 

för uppföljning av befintliga avtal och dels som underlag till nya/reviderade 

avtal. Programmet innehåller såväl ett nätverk med mätningar på ett hundratal 

stationer över Europa, som en avancerad datormodell för beräkningar av 

hur luftföroreningarna sprids. EMEP ger årligen ut rapporter som bl a redovisar 

nationella utsläpp samt export och import av luftföroreningar mellan 

länder (http://www.emep.int). 

Första svavelprotokollet 

Det första svavelprotokollet tillkom 1985, då ett tjugotal länder förband sig 

att minska sina gränsöverskridande utsläpp av svavel med minst 30 % under 

perioden 1980 till 1993. Några länder med stora utsläpp valde dock att inte 

[ 150 ]

TABELL 10.1 Protokoll till konventionen om långväga gränsöverskridande luftföroreningar – den 

aktuella situationen i oktober 2001. 1) 

PROTOKOLL TILLKOMST IKRAFT- MÅL ANTAL SOM ANTAL SOM 

TRÄDANDE2) UNDERTECKNAT RATIFICERAT 

Europeiska 1984 1988 Finansiering av 22 38 

övervakningsprogrammet 

(EMEP) 

EMEP-programmet 

Första svavel- 1985 1987 Minska försurning 19 22 

protokollet genom minskade 

svavelutsläpp 

NOx-protokollet 1988 1991 Minska försurning 

och marknära ozon, 

genom minskade 

utsläpp av kväveoxider 

25 28 

VOC-protokollet 1991 1997 Minska marknära 

ozon genom minskade 

utsläpp av flyktiga 

organiska ämnen (VOCs) 

23 21 

Andra svavel- 1994 1998 Minska försurning 28 23 

protokollet genom ytterligare 

minskade svavelutsläpp 

Tungmetall- 1998 Minskade utsläpp 36 10 

protokollet av tungmetaller 

POP- 1998 Minskade utsläpp 36 7 

protokollet av persistenta organiska 

föroreningar (POP) 

Göteborgs- 1999 Minska försurning, 31 1 

protokollet eutrofiering och marknära 

ozon, genom 

minskade utsläpp av 

svavel, kväveoxider, 

VOC och ammoniak 

1) Uppdaterad information finns på konventionens hemsida: 

http://www.unece.org/env/lrtap/conv/lrtap_s.htm 

2) Det krävs sexton ratifikationer för ett protokoll ska träda i kraft. 

skriva på, bl a Storbritannien, Polen och Spanien. I efterhand kan konstateras 

att alla länder som skrev på, klarade sina åtaganden, och även att flera av de 

som valde att inte underteckna, minskade utsläppen med mer än 30 % (UN 

[ 151 ]

ECE, 1999). De allra största minskningarna, med 75–80 % under perioden, 

skedde i Finland, Norge, f d Västtyskland, Schweiz, Sverige och Österrike. 

För hela Europa minskade svavelutsläppen med cirka 45 % mellan 1980 och 

1993, och de har fortsatt minska sedan dess (se tabell 10.2) (Vestreng, 2001). 

TABELL 10.2 Förändringar i Europas utsläpp av svaveldioxid (SO 2 ), kväveoxider (NO x ), flyktiga 

organiska ämnen (VOC) och ammoniak (NH 3 ) (Vestreng, 2001). EU15 är EU:s medlemsländer, 

Icke EU är övriga länder i Europa. Europa är dessa två grupper tillsammans plus utsläpp från 

internationell sjöfart. 

SO2 NOX VOC NH3 1980–99 1990–99 1980–99 1990–99 1980–99 1990–99 1980–99 1990–99 

EU15 -74% -59% -26% -25% -27% -27% -6% - 5% 

Icke-EU -59% -51% -14% -31% -27% -31% -28% -26% 

Europa -63% -50% -18% -24% -27% -29% -18% -17% 

NO x-protokollet 

Efter svavelprotokollet följde 1988 ett om kväveoxider, som undertecknades 

av 25 länder. Detta återspeglade dock tydligt de svårigheter många länder vid 

denna tid såg med att minska sina NO x -utsläpp. Åtagandet innebär endast en 

stabilisering, dvs efter 1994 får utsläppen inte överskrida 1987 års utsläppsnivåer. 

Som en markering av sitt missnöje med detta svaga protokoll undertecknade 

tolv länder en fristående deklaration (Elvingson & Ågren, 1998). I 

denna lovade man att minska NO x -utsläppen med cirka 30 % till 1998, jämfört 

med utsläppsnivån under valfritt år perioden 1980–86. Av dagens statistik 

att döma är det flera länder som inte klarade protokollets stabiliseringsmål 

(UN ECE, 1999a). Av de tolv som utlovade en minskning med 30 % till 1998 

är det färre än hälften som klarat det. I detta sammanhang är det värt att 

påpeka att konventionen och dess protokoll inte innehåller några straff för 

länder som inte uppfyller sina åtaganden. Hur utsläppen av kväveoxider har 

utvecklats i de europeiska länderna från 1980 till idag framgår av tabell 10.2. 

Andra svavelprotokollet 

För att få åtgärdsarbetet mer miljöeffektrelaterat, tillsattes i slutet av 1980talet 

en arbetsgrupp under konventionen för att arbeta fram förslag till 

[ 152 ]

åtgärdsstrategier baserade på kritiska belastningsgränser. Resultatet av dess 

arbete användes som underlag för det andra svavelprotokollet. Syftet var att 

uppnå största möjliga miljöförbättring – i form av minskad överbelastning av 

de kritiska belastningsgränserna för nedfall av försurande svavel – till lägsta 

möjliga kostnad för Europa som helhet. Ett annat krav var att alla områden 

skulle få ta del av förbättringen. 

Med hjälp av datormodellen RAINS, som utvecklats av forskningsinstitutet 

IIASA (International Institute for Applied Systems Analysis), analyserades 

olika åtgärdsstrategier (Amann, 1993). Gemensamt var att de alla beaktade 

variationen i försurningskänslighet, i vilken utsträckning utsläppen i de 

olika länderna bidrog till överbelastningen, samt de olika ländernas kostnader 

och potential för att minska utsläppen. Arbetet resulterade i ett nytt svavelprotokoll, 

som 1994 undertecknades av 26 länder samt EU (UN ECE, 

1996). Det nya i detta protokoll är att olika krav ställdes på de enskilda länderna, 

i form av bindande nationella utsläppstak. Utgångspunkten för fördelningen 

av utsläppsminskningarna var att uppnå största möjliga effekt i miljön 

till lägsta sammanlagda kostnad. Protokollet innehåller också vissa – dock 

inte särskilt långtgående – utsläppskrav för bl a stora förbränningsanläggningar. 

Om alla länder som skrivit under håller vad de lovar, förväntas de samlade 

europeiska utsläppen av svavel jämfört med år 1980 minska med drygt 

50 % till år 2000 och med nästan 60 % till 2010. 

Göteborgs-protokollet 

Efter flera års förberedelsearbete och nästan ett år av förhandlingar undertecknades 

den 1 december 1999 ett nytt protokoll av 27 länder (UN ECE, 

2000). Liksom det andra svavelprotokollet bygger det på kritiska belastningsgränser 

och kostnadseffektivitet. Mot bakgrund av s k tillfälliga miljömål 

för försurning, eutrofiering och marknära ozon, föreskriver det nya protokollet 

varierande utsläppstak för de fyra berörda luftföroreningarna (SO 2 , 

NO x , VOC och NH 3 ) för de olika länderna, att uppnås till år 2010. Därutöver 

finns också vissa minimikrav i form av utsläpps- och bränslenormer. Tillsammans 

med övrig lagstiftning väntas det nya protokollet medföra att 

Europas samlade utsläpp av svaveldioxid minskar med nästan två tredjedelar, 

utsläppen av kväveoxider och flyktiga organiska ämnen minskar med ca 40 %, 

medan de av ammoniak endast minskar med 17 %, jämfört med utsläppen 

[ 153 ]

under basåret 1990 (Amann, 1999b). De förväntade utsläppsminskningarna i 

respektive land framgår av tabell 10.3. 

TABELL 10.3 Europeiska länders utsläpp av svaveldioxid, kväveoxider, flyktiga organiska ämnen 

och ammoniak 1990, och förväntade utsläppsnivåer 2010 enligt Göteborgsprotokollet (Amann, 

1999b). 

UTSLÄPP I SO 2 NO X VOC NH 3 

1000-TALS TON 1990 2010 1990 2010 1990 2010 1990 2010 

Belgien 336 106 351 181 374 144 97 74 

Danmark 182 55 274 127 182 85 77 69 

Finland 226 116 276 170 213 130 40 31 

Frankrike 1250 400 1867 860 2382 1100 807 780 

Grekland 504 546 345 344 336 261 80 73 

Irland 178 42 113 65 110 55 127 116 

Italien 1679 500 2037 1000 2055 1159 462 419 

Luxemburg 14 4 22 11 19 9 7 7 

Nederländerna 201 50 542 266 490 191 233 128 

Portugal 284 170 208 260 212 202 71 108 

Spanien 2189 774 1162 847 1008 669 352 353 

Storbritannien 3805 625 2839 1181 2667 1200 329 297 

Sverige 119 67 338 148 511 241 61 57 

Tyskland 5280 550 2662 1081 3122 995 757 550 

Österrike 93 39 192 107 352 159 77 66 

EU15 16339 4044 13226 6648 14031 6600 3578 3128 

Albanien* 72 55 24 36 31 41 32 25 

Bosnien- 

Herzegovina* 

487 415 80 60 51 48 31 23 

Bulgarien 1842 856 355 266 195 185 141 108 

Estland* 275 175 84 73 45 49 29 29 

Jugoslavien* 585 269 211 152 142 139 90 82 

Kroatien 180 70 82 87 103 90 40 30 

Lettland* 121 107 117 84 63 136 43 44 

Litauen* 213 145 153 110 111 92 80 84 

Makedonien* 107 81 39 29 19 19 17 16 

Moldavien 197 135 87 90 50 100 47 42 

[ 154 ]

UTSLÄPP I SO 2 NO X VOC NH 3 

1000-TALS TON 1990 2010 1990 2010 1990 2010 1990 2010 

Norge 52 22 220 156 297 195 23 23 

Polen 3001 1397 1217 879 797 800 505 468 

Rumänien 1331 918 518 437 503 523 292 210 

Ryssland* 5012 2352 3486 2653 3542 2786 1282 894 

Schweiz 43 26 163 79 278 144 72 63 

Slovakien 548 110 219 130 151 140 60 39 

Slovenien 200 27 60 45 55 40 23 20 

Tjeckien 1873 283 546 286 442 220 107 101 

Ukraina* 3706 1457 1888 1222 1161 797 729 592 

Ungern 913 550 219 198 204 137 120 90 

Vitryssland* 843 480 402 255 371 309 219 158 

Icke-EU 21599 9930 10170 7327 8609 6990 3980 3151 

Europa 37938 13974 23396 13975 22640 13590 7558 6279 

* Länder som i oktober 2001 ännu inte hade undertecknat protokollet. Utsläppsdata för 2010 

för dessa länder baseras på förväntade utsläppsnivåer enligt det s k referensscenariet. Observera 

att utsläpp från internationell sjöfart anges ej i tabellen. 

Som ett resultat av Göteborgsprotokollets utsläppsminskningar kommer 

också miljöskadorna att krympa (Amann, 1999b). Arealen av försurningskänsliga 

ekosystem i Europa utsatta för nedfall som är större än den kritiska 

belastningen var 1990 drygt 93 miljoner hektar. Till 2010 väntas dessa områden 

ha minskat med 84 %, men fortfarande väntas mer än 15 miljoner ha 

överskrida kritisk belastning (se figur 10.1). Som jämförelse kan nämnas att 

Belgien har en total yta på cirka 3 miljoner ha. Beräkningarna för Sverige 

pekar på en minskning med 77 %, från 6,3 till 1,5 miljoner ha. Den beräkningsmetod, 

med större upplösning, som används i Sverige indikerar att vi 

har en kvarvarande oskyddad areal på minst 5 miljoner hektar. Beträffande 

eutrofiering är förbättringen inte lika påtaglig. Den areal som överskrider kritisk 

belastning väntas bara minska med ungefär en tredjedel, från 165 till 108 

miljoner ha (se figur 10.2). Specifikt för Sverige förutses dock en minskning 

med två tredjedelar, från 2,6 till 0,9 miljoner ha. Den svenska beräkningsmetoden 

ger ett kvarvarande överskridande på cirka 4 miljoner hektar. 

[ 155 ]

a 

b 

[ 156 ] 

10 

Procent 

- 0 8 

0 - 1 

1 - 5 6 

5 - 10 

10 - 25 

25 - 50 4 

50 - 100 

2 

Efter Amman m fl 1999 

12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38 

12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38 

36 

34 

32 

30 

28 

26 

24 

22 

20 

18 

16 

14 

12 

36 

34 

32 

30 

28 

26 

24 

22 

20 

18 

16 

14 

12 

10 

Procent 

- 0 8 

0 - 1 

1 - 5 6 

5 - 10 

10 - 25 

25 - 50 4 

50 - 100 

2 


* 

FIGUR 10.1 

Andel ekosystem utsatta 

för surt nedfall som överskrider 


för försurning 1990 (a) 

respektive 2010 (b), efter 

att utsläppen minskats i 

enlighet med 1999 års 

multiprotokoll. (Amann 

m fl, 1999b)

a 

b 

10 

Procent 

- 0 8 

0 - 1 

1 - 5 6 

5 - 10 

10 - 25 

25 - 50 4 

50 - 100 

2 


12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38 

12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38 

36 

34 

32 

30 

28 

26 

24 

22 

20 

18 

16 

14 

12 

36 

34 

32 

30 

28 

26 

24 

22 

20 

18 

16 

14 

12 

10 

Procent 

- 0 8 

0 - 1 

1 - 5 6 

5 - 10 

10 - 25 

25 - 50 4 

50 - 100 

2 


* 

FIGUR 10.2 

Andel ekosystem utsatta 

för kvävenedfall som 

överskrider kritisk belastning 

för eutrofiering 

1990 (a) respektive 

2010 (b), efter att 

utsläppen minskats i 

enlighet med 1999 års 

multiprotokoll. (Amann 

m fl, 1999b) 

[ 157 ]

Andra internationella avtal 

Någon motsvarighet till konventionen om gränsöverskridande luftföroreningar 

finns inte någon annanstans i världen. Vissa länder, t ex USA och 

Kanada, har ingått mellanstatliga avtal om att minska de gränsöverskridande 

luftföroreningarna. I sydöstra Asien har ett antal länder, inklusive bl a Japan 

och Kina, samarbetat om kartläggning av nedfall och kritiska belastningsgränser. 

Dessutom har scenarier över framtida utsläpp och nedfall tagits fram 

(Streets, 1999). Länderna i södra Asien, från Iran till Bangladesh, har undertecknat 

den så kallade Malé-deklarationen, där man förklarar att man insett 

vidden av vad ökade emissioner kan leda till, liksom behovet av att vidta 

åtgärder. Deklarationen innebär även ett åtagande att utreda nuvarande situation 

och de kunskapsluckor som finns, vilket kan vara första steget mot ett 

mer konkret åtagande gentemot föroreningsutsläpp. 

En viktig, men än så länge nästan helt oreglerad, källa till utsläpp av svavel- 

och kväveoxider är sjöfarten. De senaste beräkningarna från EMEP 

pekar på att utsläpp från internationell sjöfart 1998 bidrog med ungefär 13 

och 16 % av nedfallet av svavel respektive oxiderade kväveföreningar över 

Sverige (Jonson, 2000). Efter påtryckningar från framför allt Sverige och 

Norge antogs 1997 ett nytt annex om luftföroreningar till den så kallade 

MARPOL-konvention under FN:s sjöfartsorganisation (International Maritime 

Organization). Härigenom kommer på sikt Östersjön och Nordsjön att 

klassas som s k SO 2 -kontrollområden. När annexet träder i kraft, vilket sannolikt 

lär dröja ytterligare några år, måste fartyg som färdas på Östersjön och 

Nordsjön använda bränsle med en svavelhalt lägre än 1,5 %. 

Utsläppsminskningar av försurande ämnen kan bli följden även av Klimatkonventionen, 

som undertecknades av ett stort antal stater vid FN:s konferens 

om miljö och utveckling i Rio de Janeiro 1992. Målet med denna är att 

minska utsläppen av växthusgaser, framför allt koldioxid, och därmed också 

användningen av fossila bränslen (kol, olja, naturgas). Om eldningen av fossila 

bränslen minskar reduceras också utsläppen av svaveloch kväveoxider. 

Genom klimatkonventionens Kyoto-protokoll från 1997, har de industrialiserade 

länderna förbundit sig att minska sina utsläpp av koldioxid och fem 

andra växthusgaser med cirka 5 % till år 2008–2012, jämfört med basåret 

1990. För EU och dess medlemsländer är ambitionsnivån något högre – en 

minskning med 8 %. Hittills har emellertid mycket av arbetet under klimat- 

[ 158 ]

konventionen, i likhet med arbetet för att reglera sjöfartens utsläpp, karaktäriserats 

av stora svårigheter att få till meningsfulla bindande åtaganden. Och 

liksom i fallet med sjöfarten förmår ett fåtal motvilliga stater – i regel med 

stora ekonomiska intressen i hanteringen av olja och kol – att bromsa och förhala 

reella framsteg. 

EU:s luftvårdarbete 

De senaste åren har en rad initiativ tagits även inom EU för att begränsa 

utsläppen av gränsöverskridande luftföroreningar (se faktaruta). Eftersom 

det är EU-länderna som bidrar mest till nedfallet av svavel och kväve över 

Sverige är detta givetvis mycket viktigt för våra ekosystem. Det finns idag 

EU-direktiv som reglerar utsläpp av luftföroreningar från stora förbränningsanläggningar, 

från personbilar, tunga fordon och arbetsmaskiner samt ett 

direktiv som begränsar svavelhalten i olja. Det finns också direktiv som reglerar 

luftkvaliteten, dvs som sätter gränsvärden för maximalt tillåtna halter av 

bl a svaveldioxid, kväveoxider och små partiklar. I tillägg till detta har utarbetats 

strategier mot försurning och oxidantbildning samt ett direktiv om 

nationella utsläppstak, som är något mer långtgående än det nya Göteborgsprotokollet. 

Genomförandet av dessa strategier och direktiv kommer att 

vara mycket viktiga för minskade utsläpp i Europa. Genom att direktiven är 

en del av EU:s regelverk, ger uppföljningen av dem bättre möjligheter till 

rättsliga återknytningar än de överenskommelser som tas fram inom ramen 

för konventionen om långväga gränsöverskridande luftföroreningar. 

Efter initiativ från Sverige beslutade EU-kommissionen 1995 att ta fram 

en samlad strategi mot försurningen (CEC, 1997). Försurningsstrategin byggde 

till mycket stor del på det arbetsätt med kritisk belastning och datormodellanalys, 

som tidigare utvecklats i konventionen om långväga gränsöverskridande 

luftföroreningar. Strategin presenterades våren 1997, och följdes 

två år senare av en motsvarande strategi mot marknära ozon (CEC, 1999). 

Därmed löpte EU:s arbete med försurnings- och ozonstrategierna i stora drag 

parallellt med konventionens arbete med att ta fram förhandlingsunderlaget 

till Göteborgsprotokollet (Amann, 1999a). Det är också värt att notera både 

konventionen och EU-kommissionen använde i stort sett samma tillfälliga 

miljömål för 2010 som utgångspunkt för förhandlingarna. Den viktigaste 

utsläppsbegränsande lagstiftningen från EU:s försurnings- och ozonstrategier 

[ 159 ]

* 


Exempel på beslutade och föreslagna EU-direktiv som direkt 

eller indirekt syftar till att begränsa utsläppen av försurande 

och ozonbildande luftföroreningar 

– Sommaren 1999 presenterade EU-kommissionen ett förslag till ett direktiv om 

nationella utsläppstak för vissa luftföroreningar (KOM(99)125). Syftet var att genom 

bindande nationella utsläppstak för SO 2 , NO x , VOC och NH 3 till år 2010 uppnå de 

tillfälliga miljömål som lagts fram i EU:s försurnings- och ozonstrategier. Det slutliga 

direktivet, som antogs i september 2001, blev emellertid inte lika ambitiöst som 

kommissionens förslag. Enligt direktivet ska – mellan 1990 och 2010 EU:s utsläpp 

av SO 2 minska med 77 %, NO x med 51 %, VOC med 54 % och NH 3 med 14 %. 

En första översyn och revidering av direktivet ska genomföras 2004. 

– Sedan 1988 finns ett direktiv (88/609/EG) som reglerar utsläppen av SO 2 och NO x 

från större förbränningsanläggningar, dvs anläggningar med en tillförd effekt på mer 

än 50 megawatt. I juli 1998 lade EU-kommissionen fram förslag till att revidera 

detta direktiv (KOM(98)415. Det nya direktivet antogs i september 2001 och innebär 

både skärpta utsläppskrav på nytillkommande anläggningar (från 2003) och krav 

på minskade utsläpp också från befintliga anläggningar. 

– Ett nytt direktiv som begränsar svavelhalten i olja (99/32/EG) antogs våren 1999. Här 

föreskrivs att fr o m 2003 får svavelhalten i tung eldningsolja inte överstiga 1 %. Vidare 

att svavelhalten i lätta eldningsoljor inte får vara högre än 0,2 %, och fr o m 2008 

sänks gränsen till högst 0,1 %. 

– Sedan början av 1970-talet finns en rad direktiv som reglerar utsläppen av luftföroreningar 

(bl a NO x och VOC) från olika slags vägfordon. Det senaste direktivet 

(98/69/EG) fastställer nya, skärpta krav för personbilar och lätta lastbilar, att införas 

i två steg, från år 2000 respektive 2005. Ett motsvarande nytt direktiv (99/96/EC) 

med krav för tunga fordon (lastbilar och bussar) antogs i december 1999. Genom ett 

annat direktiv (99/70/EG) regleras bl a svavelinnehållet i fordonsbränslen, som bensin 

och diesel. Också här skärps kravnivåerna stegvis. Det finns även direktiv (t ex 

97/68/EG) som reglerar utsläppen av luftföroreningar från vissa typer av ”icke vägfordon”, 

som t ex arbetsmaskiner. 

– Under ramdirektivet om luftkvalitet (96/62/EG) finns en rad s k dotterdirektiv som 

anger gränsvärden för högsta tillåtna halter av olika luftföroreningar. Det första – 

direktiv 99/30/EG – innehåller gränsvärden för SO 2 , NO 2 , bly och partiklar, medan 

det andra (00/69/EC), behandlar koloxid och bensen. Ett tredje om marknära ozon 

föreslogs av EU-kommissionen sommaren 1999, och väntas antas våren 2002. 

Vidare pågår förberedelsearbete för fler dotterdirektiv omfattande arsenik, kadmium, 

nickel, PAH och kvicksilver. 

[ 160 ]

är direktivet om nationella utsläppstak för fyra luftföroreningar: svaveldioxid, 

kväveoxider, flyktiga organiska ämnen och ammoniak, som presenterades sommaren 

1999 (CEC, 1999), och som efter intensiva förhandlingar slutgiltigt 

antogs i september 2001. 

Den process som inletts i och med att tio länder i Central- och Östeuropa 

ansökt om EU-medlemsskap, förväntas bidra till minskade utsläpp i dessa 

länder. De beslut som tas inom unionen har redan i dag viss betydelse för 

ansökarländerna, eftersom harmonisering av lagstiftningen med EU:s regelverk 

ses som ett sätt att markera sitt intresse för ett medlemskap. 

Beräkning av kostnader och nytta 

Vid uppskattningar av kostnaderna för att minska utsläppen används också 

IIASAs datormodell RAINS (Amann, 1999b). En viktig utgångspunkt för 

analysen är den förväntade aktivitetsnivån för målåret ifråga. För både 

Göteborgsprotokollet och EU:s direktiv om nationella utsläppstak är målåret 

satt till 2010. Den förväntade aktivitetsnivån beskrivs i scenarier som innehåller 

antaganden för varje land om bl a energianvändning (och dess fördelning 

på olika energikällor), transportarbete, industri- och jordbruksproduktion. 

Mot denna bakgrund fås uppgifter om utsläppens storlek. De åtgärder 

och utsläppsminskningar som förväntas som ett resultat av redan befintlig 

lagstiftning, liksom de kostnader och miljövinster som dessa väntas medföra, 

beskrivs i ett s k referensscenario. Större delen av de utsläppsminskningar 

som anges i tabell 10.3 sker redan i referensscenariet, medan åtagandena i 

Göteborgsprotokollet innebär ytterligare åtgärder och kostnader (dvs utöver 

referensscenariet) för ett antal länder. 

Med hjälp av RAINS-modellen uppskattades den årliga kostnaden år 

2010 för referensscenariet till 67 miljarder euro för 36 länder i hela Europa. 

Den årliga merkostnaden för de ytterligare åtagandena i Göteborgsprotokollet 

har uppskattats till 2,7 miljarder euro för år 2010. Det är i sammanhanget 

värt att notera att det finns en rad faktorer som bidrar till att dessa 

kostnader är överskattade (se nedan). 

Med en annan datormodell, kallad ALPHA, har nyttan av att minska 

utsläppen uppskattats (Holland, 1999). Analysen är begränsad till att omfatta 

enbart de skador som anses gå att värdera i ekonomiska termer, dvs främst 

minskade skador på människors hälsa, moderna byggnader och material, samt 

[ 161 ]

jordbruksgrödor. De sammanlagda årliga vinsterna av att minska utsläppen i 

enlighet med referenscenariet beräknas uppgå till 183 miljarder euro för år 

2010, alltså nästan tre gånger mer än kostnaderna. Den tillkommande vinsten 

av Göteborgsprotokollets utsläppsminskningar har uppskattats till 12,8 miljarder 

euro årligen, motsvarande nästan fem gånger kostnaden. 

Göteborgsprotokollet innebär ytterligare ett litet steg framåt för luftvårdsarbetet 

i Europa – men resultatet kunde varit bättre. Om Europas länder 

istället valt att leva upp till de tillfälliga miljömål för 2010 som man så sent 

som i januari 1999 enades om att använda som utgångspunkt för förhandlingarna, 

skulle stora skador på människors hälsa och miljö kunnat undvikas. 

T ex skulle den areal som utsätts för överbelastning med avseende på försurning 

nästan halveras, ner till cirka 8 miljoner hektar. I sammanhanget kan 

nämnas att merkostnaden (alltså kostnader utöver referensscenariet) för detta 

alternativ uppskattats till 8,5 miljarder euro, medan vinsterna uppskattas till 

42 miljarder euro. Det innebär att Europas regeringar genom Göteborgsprotokollet 

valde ett alternativ som ger en samhällsekonomisk vinst på ca 10 

miljarder euro, framför ett som skulle ge en vinst på 34 miljarder euro. I sammanhanget 

kan nämnas att den uppskattade kostnaden på 8,5 miljarder euro 

motsvarar cirka 12 euro, dvs ungefär 100 kronor, som genomsnittskostnad per 

år för varje person i Europa år 2010. 

Det är allmänt bekant att såväl kostnads- som vinstuppskattningar är 

behäftade med tämligen stor osäkerhet (Ågren, 2000). Nuvarande datormodellers 

begränsning till att i kostnadsuppskattningar enbart väga in rent tekniska 

utsläppsbegränsande åtgärder innebär med nödvändighet att en rad, 

oftast billigare, åtgärder förbises. Det är ett av skälen till varför de beräknade 

kostnaderna är överskattningar. Det energiscenario, som ligger till grund för 

analysen, skulle innebära att EU:s samlade utsläpp av växthusgasen koldioxid 

skulle öka med 9 % mellan 1990 och 2010. Detta står i total motsättning 

till EU:s åtagande i klimatkonventionens Kyotoprotokoll, enligt vilket EU 

under samma tidsperiod ska minska utsläppen av växthusgaser med 8 %. De 

analyser som gjorts med alternativa energiscenarier – där CO 2 -utsläppen 

istället minskas med 10–15 % – visar att den uppskattade kostnaden för att 

nå de tillfälliga miljömålen till 2010 då skulle minska med mellan hälften och 

två tredjedelar. 

[ 162 ]

Slutsatser 

* 

* 

Det internationella luftvårdsarbetet i CLRTAP och EU har starkt bidragit 

till att påskynda åtgärder för att minska utsläppen av försurande luftföroreningar. 

Sedan 1980 har Europas utsläpp av svavel 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, väntas utsläppen fortsätta minska också de nästkommande 

tio åren. 

För att komma ner under den kritiska belastningen måste det försurande 

nedfallet i många områden i Europa minska med 80–90 % jämfört med 

1990 års nivåer. Många länder måste dessutom vidta åtgärder mot skogsbrukets 

försurande påverkan. Även om man når en nivå i naturen där den 

kritiska belastningen underskrids kan det ändå ta lång tid för naturen att 

återhämta sig. 

Referenser 

Amann M, Klaassen G & Schöpp W (1993): Closing the gap between the 1990 deposition and 

the critical sulfur deposition values. Background paper prepared for the UN/ECE Task Force 

on Integrated Asessment Modelling. June 7-8, 1993. IIASA, Laxenburg. 

Amann M, Bertrok I, Cofala J, Gyarfas F, Heyes C, Klimont Z, Makowski M, Schöpp W, Syri S 

(1999a): Cost-effective control of acidification and ground-level ozone. 

Seventh interim report to the European Commission, DGXI. IIASA, Laxenburg. 

Amann M, Bertrok I, Cofala J, Gyarfas F, Heyes C, Klimont Z, Schöpp W (1999b): 

Integrated assessment modelling for the Protocol to abate acidification, eutrophication 

and ground-level ozone in Europe. Publicatiereeks lucht & energie nr. 132, 

Ministry of housing, spatial planning and the environment, Haag. 

CEC (1997): Meddelande till rådet och parlamentet om en gemensam strategi för att 

motverka försurning. KOM(97)88 slutlig. Europeiska gemenskapernas kommission, 

Bryssel. 

CEC (1999): Förslag till Europaparlamentets och Rådets direktiv om nationella utsläppstak för 

vissa luftföroreningar, samt förslag till Europaparlamentets och Rådets direktiv om ozon i 

luften. KOM(1999)125 slutlig. Europeiska gemenskapernas kommission, Bryssel. 

Elvingson P & Ågren C (1998): Luftföroreningar & försurning. 

Internationella försurningssekretariatet, Göteborg. 

Holland M, Forster D, King K (1999): Cost-benefit analysis of the Protocol to abate acidification, 

eutrophication and ground-level ozone in Europe. Publicatiereeks lucht & energie nr. 133, 

Ministry of housing, spatial planning and the environment, Haag. 

[ 163 ]

Jonson J, Tarrason L, Bartnicki J (2000): Effects of international shipping on European 

pollution levels. EMEP MSC-W Note 5/00, Meteorological Synthesizing Centre – West, 

Norwegian Meteorological Institute, Oslo. 

OECD (1979): The OECD programme on long range transport of air pollutants, 

Measurements and findings. Second edition. OECD, Paris. 

Streets D G, Carmichael G R, Amann M & Arndt R L (1999): Energy consumption and acid 

deposition in Northeast Asia. Ambio Vol. 28, No. 2, March 1999. 

UN ECE (1996): 1979 Convention on long-range transboundary air pollution and its protocols. 

EB.AIR/1999/1. United Nations Economic Commission for Europe, Geneve, Schweiz. 

UN ECE (1999): Strategies and policies for air pollution abatement: Major review. 

United Nations Economic Commission for Europe. 

UN ECE (2000): Protocol to the 1979 Convention on long-range transboundary air pollution 

to abate acidification, eutrophication and ground-level ozone. United Nations Economic 

Commission for Europe, Geneve. 

Vestreng, V. (2001): Emission data reported to UNECE/EMEP: Evaluation of the spatial 

distribution of emissions. EMEP MSC-W Note 1/01. Meteorological Synthesizing Centre 

– West, Norwegian Meteorological Institute, Oslo. 

Ågren C (2000): Transboundary air pollution: The profit potential of further reductions. 

Naturvårdsverket. 

[ 164 ]

11. Biologiska effekter av 

svaveloch kvävenedfall 

– KUNSKAPSLÄGE OCH FÖRVÄNTAD 

SITUATION EFTER ÅR 2010 

* 

H P L E I J E L & I A N D E R S S O N 

Kritisk belastning och kritisk haltnivå utgör kriterier för den kemiska luftmiljön 

eller för tillförseln av föroreningar till ekosystem, som bör underskridas 

för att inte negativa miljöeffekter ska uppstå. Dessa kriterier säger egentligen 

inget direkt om de biologiska effekter som kan förväntas i ekosystemen 

då de överskrids eller hur snabbt förändringar sker. De avspeglar inte heller 

den biologiska förmågan till återhämtning som kan förväntas om åtgärder 

leder till underskridande av kriterierna eller om den dynamik i återhämtningsförloppet 

som kan väntas. 

Pleijel m fl (1999) har på uppdrag av Internationella försurningssekretariatet 

och Naturvårdsverket utrett de viktigaste riskerna för biologiska effekter 

av försurning som kan förväntas omkring år 2010, om planerade och 

beslutade åtgärder genomförts i Europa. Delar av studien sammanfattas i 

detta kapitel. Även effekter av eutrofiering i landmiljön på grund av atmosfäriskt 

kvävenedfall kommer att behandlas. 

Hotade arter 

Man kan betrakta biologiska förändringar i ekosystemen ur olika synvinklar. 

Från en i första hand etisk horisont utgör hot mot rödlistade eller sällsynta 

arter och naturskyddade områden en viktig aspekt. Frågan blir då om nedfallet 

av svavel och kväve utgör ett hot mot vissa arters långsiktiga överlevnad i 

en region, i Sverige eller i värsta fall över ett större område. De sällsynta arterna 

är dock endast undantagsvis av stor betydelse för ekosystemets funktion. 

[ 165 ]

Från ett funktionellt perspektiv, med koppling till ekosystemets långsiktiga 

produktionsförmåga, är det i de flesta fall av större betydelse om vanliga arter 

försvinner och tillkommer. Om vitaliteten hos ekosystemens dominanta arter 

avtar och kanske ersätts av nya dominanter, som en följd av försurning eller 

eutrofiering, kan funktionen hos ekosystemen förändras betydligt. 

I tabell 11.1 redovisas arter som var rödlistade och som av ArtDatabanken 

vid Sveriges Lantbruksuniversitet (SLU) har bedömts vara hotade i första 

hand av luftföroreningar i den så kallade landstudie av hoten mot biologisk 

mångfald i Sverige som presenterades 1994 (Bernes, 1994). 

TABELL 11.1 Arter som försvunnit (hotkategori 0), är hotade (hotkategori 1), rödlistade (samtliga 

hotkategorier) till följd av luftföroreningar (skogs- och odlingslandskap) och försurning (sötvatten). 

Siffrorna anger: försvunna/hotade/rödlistade. Från En landstudie (Bernes, 1994). 

ARTGRUPP SKOGSLANDSKAP ODLINGSLANDSKAP SÖTVATTEN 

Kärlväxter 0 / 0 / 0 0 / 1 / 1 0 / 1 / 1 

Mossor 6 / 14 / 25 3 / 6 / 14 1 / 3 / 12 

Lavar 6 / 30 / 38 0 / 6 / 9 0 / 0 / 0 

Svampar 0 / 20 / 45 0 / 10 / 16 0 / 0 / 0 

Ryggradsdjur 1 / 1 / 1 1 / 2 / 4 0 / 1 / 12 

Ryggradslösa djur 1 / 11 / 23 0 / 2 / 4 0 / 15 / 41 

När det gäller hotbilden i sjöar och vattendrag använde man ”försurning” 

som en enskild faktor i landstudien. För skogslandskapet och jordbrukslandskapet 

angavs istället ”luftföroreningar”. Här skilde man alltså inte på effekter 

av försurning och eutrofiering. Luftföroreningar kan i detta fall även vara 

gasformiga föroreningar, t ex svaveldioxid och kväveoxider. Uppgifterna i 

tabell 11.1 avser alltså endast försurning för ytvatten, men luftföroreningar 

generellt för skogs- och odlingslandskapet. 

Rödlistade arter delades när landstudien gjordes in i olika hotkategorier 

på en skala från 0 till 4. Dessa hotkategorier står för: 0 = försvunnen, 1 = akut 

hotad, 2 = sårbar, 3 = sällsynt, 4 = hänsynskrävande. Numera används en delvis 

annorlunda, internationellt accepterad uppsättning kategorier av rödlistade 

arter. 

Att notera i tabell 11.1 är att kärlväxter rent allmänt är svagt representerade 

och att svampar och lavar inte spelar någon roll i akvatiska ekosystem. Det 

[ 166 ]

senare beror naturligtvis på att lavar och svampar i ringa utsträckning förekommer 

i sötvattensmiljöer. Möjligen är hotbilden när det gäller kärlväxter 

underskattad med tanke på vad som i övrigt är känt (se nedan). Ändrad markanvändning 

är av mycket stor betydelse för många växters och djurs tillbakagång 

i Sverige. Denna faktor samspelar på olika sätt med föroreningarnas 

effekter. Både igenväxning till följd av utebliven hävd och tillförsel av näring 

kan leda till likartade effekter och därmed förstärka varandras negativa effekter 

på olika organismer. Minskad intensitet i hävd (främst slåtter eller bete) 

ökar känsligheten för atmosfäriskt nedfall av kväve. Stora skördeuttag i t ex 

skogsbruket ökar känsligheten för försurande nedfall. 

Landstudien redovisade även hot mot arter i våtmarker och fjällen. 

Luftföroreningar anges som hot i dessa miljöer endast mot ett fåtal arter 

(3 hotade och 7 övriga rödlistade arter i våtmarker, av dessa 10 utgörs 7 av 

ryggradslösa djur; 1 art anses hotad och 3 övriga är rödlistade i fjällen av denna 

faktor) (Bernes, 1994). 

* 

FIGUR 11.1 

Klockgentiana (Gentiana pneumonanthe), en art som hotas av såväl igenväxning som kvävetillförsel 

och försurning (till vänster). 

Den även internationellt mycket sällsynta alkonblåvingen (Maculinea alcon) har i Sverige 

klockgentiana som enda värdväxt (till höger). 

[ 167 ] 

FOTO: HÅKAN PLEIJEL

I detta kapitel berörs fortsättningsvis biologiska effekter i skogslandsskapet 

och myrar samt i ytvatten. Växter i t ex odlingslandskapet behandlas inte 

ytterligare. Det kan dock vara värt att påpeka att tillbakagången av vissa 

hävdberoende arter i odlingslandskapet kan vara hotade av markförsurning. 

Studier i Nederländerna (Houdijk m fl, 1993) tyder på att försurning är viktigare 

än övergödning för vissa sådana arter, däribland den rödlistade klockgentianan 

(Gentiana pneumontanthe) som dessutom är värdväxt för den mycket 

sällsynta och rödlistade alkonblåvingen (Maculinea alcon) (figur 11.1). 

Effekter av försurning och 

övergödning i skogslandskapet 

Diskussionen om effekter av försurande och övergödande nedfall i skogslandskapet 

har av naturliga skäl, inte minst ekonomiska, kommit att fokuseras 

på trädens tillväxt och vitalitet. Inte desto mindre finns belägg eller indikationer 

på effekter på andra organismer i Sverige och i andra länder. 

Möjligen kan man göra den övergripande bedömningen att dokumentationen 

av sådana effekter är bäst när det gäller övergödningseffekter, men starka 

indikationer finns också när det gäller försurningseffekter. 

Kärlväxter 

Skogsflora 

I skogsmark är det tydligt att vissa arter ökar som en följd av kväveackumulation. 

Det gäller t ex vissa gräs (bland annat kruståtel, Deschampsia flexuosa), 

hallon, nässla och vissa ormbunkar. Det finns också från södra Sverige en rad 

floristiskt inriktade undersökningar som indikerar betydande kväveeffekter 

på florans sammansättning i lövskogar. Den övergripande bilden som litteraturen 

ger vid handen är att eutrofieringseffekter orsakade av kvävenedfallet 

är betydligt viktigare än försurning för effekter på kärlväxtfloran. Denna bild 

får stöd av en omfattande statistisk undersökning av förändringar i Skånes 

kärlväxtflora under 1900-talet (Tyler & Olsson, 1997). Eftersom kvävenedfallet 

dessutom inte kan förväntas minska i alls samma grad som det totala försurande 

nedfallet är eutrofieringseffekterna på sitt sätt en viktigare framtidsfråga 

när det gäller effekter på kärlväxter. En jämförelse av floran i ekskogar i Skåne 

med den i nordöstra Småland, där kvävenedfallet varit betydligt lägre än i 

[ 168 ]

Skåne, leder till en likartad slutsats (Tyler, 1987). Försök i norra Sverige 

har visat att blåbärsris kan påverkas av förhöjda halter kväve (Nordin 

m fl, 1998). Parasitiska svampar, vars angrepp blir mer omfattande på blåbärsris 

med hög kvävehalt, kan ha stor betydelse för att förskjuta konkurrensen 

mellan ris och gräs (Strengbom m fl, 2002). 

Undersökningar i skånska ädellövskogar har visat att bland arter som kräver 

ett relativt högt pH-värde finns några som är rödlistade: skugglosta (Bromus 

ramosus), strävlosta (Bromus benekenii), samt skogskorn (Hordelymus europaeus). 

Ytterligare en sällsynt art som tas upp som försurningskänslig i denna undersökning 

är stor häxört (Circaea lutetiana) (Falkengren-Grerup, 1992; Falkengren-Grerup 

m fl, 1995; Falkengren-Grerup, 1998). 

Kvävets effekter på skogsfloran beskrivs mer i detalj i Falkengren-Grerup 

m fl, 2000. 

Myrars vegetation 

I bland annat Danmark och Nederländerna har man konstaterat betydande 

vegetationsförändringar i högmossar, dvs myrar som försörjs med vatten 

enbart via nederbörden. De är normalt mycket näringsfattiga. Kvävdepositionen 

kan leda till genomgripande förändringar i artsammansättningen i denna 

typ av miljö, vilket i sin tur kan påverka mossens vattenbalans genom att de 

växter som ökar har en högre transpiration. Förändringarna omfattar såväl 

kärlväxtflora som mossflora. Vissa typer av mossor minskar medan t ex halvgräs 

som ängsull (Eriophorum angustifolium) ökar. 

Även i Sverige har myrar studerats med avseende på effekter av kvävetillförsel 

och försurning. Studier av större myrkomplex på sydsvenska höglandet 

och i Dalarna tyder på att kärlväxt- och mossfloran påverkats negativt 

av eutrofiering respektive försurning (Gunnarsson, 2000). 

En kärrväxt som minskat mycket kraftigt i södra Sverige är kärrspira 

(Pedicularis palustris). Detta kan bero på en eutrofieringseffekt, men orsakssammanhangen 

är inte helt klarlagda. (Mora Aronsson, ArtDatabanken, 

muntligen). 

Mossor 

Studier i Storbritannien tyder på att mossläktena Ulota och Orthotricum, 

som ofta växer på trädstammar, ganska generellt är känsliga för luftförore- 

[ 169 ]

ningar. En rödlistad sådan art är päronulota (Ulota coarctata). Den växer på 

lövträd nära vattendrag eller i raviner och branter med hög luftfuktighet. 

Huvuddelen av lokalerna är belägna i Halland och den nederbördsrika västra 

halvan av Västergötland. 

Ett exempel på en mossa som är mycket sällsynt i Sverige och endast förekommer 

i landets sydvästra delar är skirmossa (Hookeria lucens, figur 11.2). 

Denna vackra mossa förekommer i källflöden och längs bäckar med rent, 

oförsurat vatten i fuktiga delar av det område där överskridande av kritisk 

belastning kan förväntas även i framtiden. 

Ett annat exempel på en föroreningskänslig och sällsynt mossa som 

endast förekommer i sydvästra Sveriges nederbördsrika delar är bokfjädermossa 

(Neckera pumila) (Hallingbäck, 1989). Den har ännu relativt många 

lokaler, bland annat i delar av Halland, men förutom att den har minskat, har 

även dess växtplats förändrats så att den numera förekommer på träd som 

naturligt har rikare bark (ask) och på yngre bokar än den tidigare gjorde 

(Tomas Hallingbäck, ArtDatabanken, muntligen). 

* 

[ 170 ] 

FIGUR 11.2 

Skirmossa (Hookeria lucens) en sällsynt och försurningshotad mossa. 


I rikkärr med stora naturvärden i centrala Västergötland har man iakttagit 

stora förändringar i vattenkemi (bl a sjunkande pH-värden) och mossflora 

sedan 1940-talet (Hedenäs & Kooijman, 1996). Förändringarna, som måste 

betraktas som mycket genomgripande, kan vara orsakade av nedfallet av svavel 

och kväve. Såväl försurnings- som eutrofieringseffekter kan vara inblandade. 

Denna typ av förändringar, där typiska rikkärrsmossor trängs undan av vitmossor, 

har skett i stor skala på kontinenten, bl a i Nederländerna och Tyskland. 

Möjligen pågår nu liknande förändringar i svenska rikkärr, men i en långsammare 

takt och med en eftersläpning i tiden jämfört med de mest kvävebelastade 

områdena i Europa. Där har processen gått så snabbt att den inte hunnit 

dokumenterats särskilt väl. Den kan komma att förvärras även i vårt land till 

följd av fortsatt relativt högt kvävenedfall. 

Lavar 

Det är allmänt vedertaget att många lavar är mycket känsliga för luftföroreningar. 

Främst har man visat att förhöjda halter av svaveldioxid i tätorter och 

kring större punktkällor varit en huvudorsak till utarmad lavflora (Hawksworth 

& Rose, 1970). 

För en del lavarter har man observerat en tillbakagång även i landsbygdsmiljö, 

på stort avstånd från tätorter och punktkällor. Det finns starka skäl att tro 

att luftföroreningar haft en viktig roll i tillbakagången av t ex olika lunglavar 

(Lobaria-arter) och en rad andra arter med liknande miljökrav (fuktigt klimat 

och ekologisk kontinuitet). Hit hör en rad rödlistade så kallade oceaniska lavar 

(dvs arter som främst förekommer i regnigt, klimat med milda vintrar), t ex 

olika arter av släktena ärrlavar (Sticta) och gytterlavar (Pannaria). En art som 

minskat mycket kraftigt är västlig gytterlav (Pannaria rubiginosa, figur 11.3). 

* 

FIGUR 11.3 

Västlig gytterlav (Pannaria rubiginosa) 

är en sällsynt, fuktälskande 

lav som minskat kraftigt i 

Sverige. Den har sina fåtaliga 

lokaler koncentrerade till landets 

sydvästra delar. 

[ 171 ] 




Lunglavarna tycks ha försvunnit på många lokaler där tillbakagången inte 

kan förklaras av ändrad markanvändning (Hallingbäck, 1986). I experiment 

har dessa stora bladiga lavarter visat sig vara mycket känsliga för försurande 

ämnen. Det kan ändå i vissa fall vara svårt att klart skilja på vad som är försurningseffekter 

och vad som är kväveeffekter eller toxiska effekter av gasformiga 

luftföroreningar. Mycket tyder på att den regionala föroreningsbelastningen 

har haft en stor betydelse för dessa lavars kraftiga tillbakagång 

under 1900-talet. I flera europeiska länder har denna tillbakagång varit ännu 

större än i Sverige. 

I Sverige har Lobaria-arterna och de nämnda oceaniska lavarna sin huvudutbredning 

i de sydvästra delarnas mest fuktiga partier, dvs där depositionen 

[ 172 ] 

* 

FIGUR 11.4 

Jättelaven (Lobaria amplissima) är en av de 

lavar som blir störst i vårt land. Liksom flera 

andra lavar som minskat kraftigt under 1900talet 

är den fuktälskande och har en oceanisk, 

västlig utbredning. Den anses vara mycket föroreningskänslig. 

* 

FIGUR 11.5 

Lunglav (Lobaria pulmonaria) är vanligare 

och har ett större utbredningsområde 

än t ex jättelaven. Även lunglaven 

är dock mycket känslig för luftföroreningar 

och har gått tillbaka i 

delar av södra Sverige.

av försurande luftföroreningar kan förväntas vara ganska stor även i framtiden. 

Denna utbredning har i hög grad örtlav (Lobaria virens) och jättelav 

(figur 11.4) (Lobaria amplissima). Lunglav (Lobaria pulmonaria) (figur 11.5) 

har en vidare utbredning, men bedöms vara mycket känslig för luftföroreningar. 

I Skåne anses lunglaven ha gått tillbaka starkt till följd av föroreningsbelastningen 

(Hallingbäck & Olson, 1987). Skrovellav (Lobaria scrobiculata) 

finns även i fjällen, där den inte minskat på samma sätt som i sydvästra 

Sverige. När det gäller skrovellaven har man iakttagit en liknande, regional 

tillbakagång i delar av Kanada (Tomas Hallingbäck, ArtDatabanken, 

muntligen). 

Svampar 

Det är väl känt att förhöjd kvävetillförsel leder till förändring i svampfloran 

(uttryckt som synlig fruktkroppsbildning). Detta har visats bland annat i 

gödslingsförsök (Rühling & Tyler, 1991) och anses ligga bakom förändringar 

i skogarnas svampflora i Nederländerna. När det gäller specifika försurningseffekter 

är kunskapsläget mindre tydligt. Det är dock känt att olika svamparter 

och svampgrupper har olika toleransområden när det gäller surhetsgrad. 

Champinjoner (Agaricus), bläcksvampar (Coprinus) och trådskivlingar 

(Inocybe) undviker de suraste jordarna. Studier av svampfloran i södra 

Sveriges skogar tyder på att en viss typ av spindelskivlingar (Cortinarius, 

undersläkte Phlegmacium) är en svampgrupp som sannolikt trängts undan av 

markförsurningen. Denna grupp är numera mycket svagt representerad i den 

sydsvenska lövskogen, vilket troligen beror på att få lokaler numera har tillräckligt 

högt pH eller basmättnadsgrad (Tyler, 1992). 

Ökad kvävetillförsel har visat sig minska förekomsten av mykorrhizafruktkroppar. 

När det gäller svampförekomst i stort, och inte minst när det 

gäller skogens mykorrhizasvampar måste man hålla isär den synliga, ovanjordiska 

fruktkropssbildningen från omfattningen av mykorrhizainfektion på 

trädens rötter. Kvävetillförsel kan leda till minskad eller utebliven fruktkroppsbildning 

även om andelen svampkoloniserade rotspetsar är hög eller 

oförändrad. Dessutom kan artsammansättningen förändras drastiskt vid ökad 

kvävetillgång (Pleijel m fl, 2001). 

[ 173 ]

Ryggradslösa djur 

Den ryggradslösa djurgrupp i skogslandskapet som anses vara mest påverkad 

av luftföroreningar och försurning är landsnäckorna (Gärdenfors, 1987; Bernes, 

1994). Utarmningen av markens förråd av kalcium tycks vara av stor betydelse 

för snäckornas möjligheter att överleva. Det finns belägg för en mycket kraftig 

tillbakagång av landsnäckor i vissa delar av södra Sverige. Bland landsnäckorna 

finns flera arter som är rödlistade och förekommer i landets mest försurningspåverkade 

delar. Hit hör lamellsnäcka (Spermodea lamellata). Denna art lever i 

bokskogar och lövskogar i de nederbördsrika delarna av sydvästra Sverige (von 

Proschwitz, 1998). När det gäller markfauna har man även visat att småringmaskar 

kan påverkas negativt, såväl av försurning som kvävebelastning (Pleijel 

m fl, 2001). 

Effekter av försurning av ytvatten 

I detta avsnitt koncentrerar vi oss på rena försurningseffekter. Eutrofieringseffekter 

i sötvatten har ofta till stor del sin grund i lokala utsläpp, särskilt 

av fosfor, och har inte lika tydlig koppling till nedfall av luftföroreningar 

som försurningen. 

Kärlväxter 

De sötvattensmiljöer som försurats i Nederländerna är i huvudsak av en 

annorlunda karaktär (t ex småsjöar i dyn- och hedlandskap) än de försurade 

sjöarna i Sverige. De kärlväxter som på kontinenten diskuteras som hotade av 

försurning, strandpryl (Littorella uniflora), notblomster (Lobelia dortmanna, 

figur 11.6), braxengräs (Isoëtes spp) m fl, skadas av försurning även i Sverige. 

Här är dessa arter dock relativt vanliga, medan de i andra delar av Europa är 

mycket sällsynta och därför där drar till sig större uppmärksamhet från naturvården. 

Längs bäckar finner man ibland bäckbrässma (Cardamine amara). 

Den anses kunna överleva endast i vatten med relativt högt pH och kan 

trängas undan av försurningen. En vattenväxt som är sällsynt i Sverige och 

som pekats ut som försurningskänslig är klotgräs (Pilularia globulifera) 

(Fiskesjö & Ingelög, 1985). Det finns också exempel på kärlväxter som tycks 

öka i försurade sjöar. Ett exempel på en sådan är löktåg (Juncus bulbosus), en 

art som dock i norska sörlandssjöar visats öka kraftigt också i samband med 

kalkning (Brandrud & Roelofs, 1995). 

[ 174 ]


FIGUR 11.6 

Notblomster (Lobelia dortmanna) 

växer vid stränder och på grunt 

vatten i näringsfattiga sjöar. 

Den missgynnas av försurning. 

I Sverige är arten dock relativt 

vanlig, medan den är mycket 

sällsynt och hotad av försurande 

nedfall i vissa länder på kontinenten. 

Mossor 

Det finns mossor som ökar som ett resultat av förurningen. Det viktigaste exempel 

är hornvitmossan (Sphagnum lescurii, tidigare S. auriculatum) som bl a växer i 

bäckar och på botten av sjöar. I sydvästra Sverige har den i många fall brett ut 

sig över bottnarna i starkt försurade klarvattensjöar. Den har då trängt undan 

den naturliga bottenvegetationen av bl a rosettväxter. 

Alger 

De flesta makroalger växer i havet. Det finns dock även alger i sötvatten. I 

försurade sjöar anses artantalet bland fastsittande alger minska. Det sker dock 

en ökning av ett fåtal trådformiga grönalger och cyanobakterier (blågrönalger), 

som i vissa fall kan ha massförekomster i försurade sjöar. 

Bland de sötvattensalger som brukar tas upp som försurningskänsliga 

finns flera arter i gruppen kransalger (Characeae). Studiet av dessa arter har 

intensifierats under senare år i Sverige. Man har då kommit fram till att vissa 

* 

[ 175 ]

sällsynta kransalger hotas av försurning. Flera kransalger i släktet Nitella lever 

i den typ av sjöar som relativt lätt försuras och försurningen bedöms utgöra 

ett hot mot dessa. Ett par av de arter som man misstänkt är försurningskänsliga 

har inga aktuella förekomster i Sverige. (Aronsson m fl, 1995). Kransalgen 

Nitella gracilis som anses vara hotad av försurning och hör till hotkategori 2 

i Sverige diskuteras även som hotad av försurning i Storbritannien (Tickle 

m fl, 1995). 

En art av cyanobakterier, Nostoc zetterstedtii, på svenska kallad sjöhjortron 

beroende på sitt utseende bör kanske nämnas här. Arten är sällsynt och 

uppenbarligen känslig för miljöpåverkan och kommer sannolikt att rödlistas i 

framtiden. I ett par fall verkar den ha påverkats av försurning och möjligen 

även av stora kalkgivor som syftade till att motverka försurningen, varvid den 

i det senare fallet försvunnit (Bengtsson, 1998). 

Ryggradslösa djur 

När det gäller sötvattensekosystemen hör många försurningskänsliga arter 

hemma inom grupperna snäckor och musslor, kräftdjur samt dagsländor. 

Dessutom finns känsliga arter inom grupperna nattsländor och bäcksländor. 

Exempel på arter där populationer försvunnit eller hotas finns framför allt 

bland de allra känsligaste arterna, där påverkan kan förekomma även inom 

sjöar och vattendrag med måttlig eller endast tillfällig försurningspåverkan. 

Hit hör bland annat dagsländorna Ephemera vulgata och E. danica, märlkräftan 

Gammarus lacustris och de i fjällvatten sällsynt förekommande (endast i 

fisktomma småvatten) sköldblad-/gälbladfotingarna Lepidurus arcticus samt 

Polyartemia forcipata och Branchinecta paludosa, som Lingdell & Engblom 

(1990) anser vara akut hotade, samt några arter av nattsländor och bäcksländor. 

Bland snäckorna, vilka som grupp har en mycket hög känslighet för försurning, 

finns ett förhållandevis stort antal sällsynta arter med specifika krav 

på sin miljö. Många sådana arter förekommer endast i näringsrika och/eller 

kalkhaltiga vatten. 

Hotbilden mot de små musslorna inom familjen Sphæridæ är oklar, men 

det finns ett antal rödlistade arter som förekommer i de södra, kraftigt försurningsdrabbade 

delarna av landet där överskridandet av kritisk belastning 

för försurning kommer att kvarstå. Arternas livsmiljöer liksom deras förekomst 

är dåligt kända. 

[ 176 ]

Flodpärlmusslan (Margaritifera margaritifera) som lever i rinnande vatten, 

är i vissa områden akut hotad och åtskilliga populationer i åar och bäckar 

inom försurningsdrabbade områden i södra Sverige är utslagna (Henrikson, 

1996). Flodpärlmusslan är rödlistad. 

En rödlistad skalbagge som lever i rinnande vatten och i strandkanten av 

vissa sjöar är bäckbaggen (Stenelmis canaliculata). Den finns upp till Hälsingland 

men har sina svenska huvudförekomster i sydväst. Bäckbaggen är en 

indikator på rent och oförsurat vatten. Den hotas, förutom av försurning, även 

av syrebrist orsakad av övergödning eller utsläpp av syreförbrukande ämnen. 

Förväntade biologiska effekter år 2010 

Genom Göteborgsprotokollet från 1999 inom konventionen om gränsöverskridande 

luftföroreningar i Europa (CLRTAP) finns ett åtagande om att 

skära ner utsläppen av svavel, kväve och flyktiga organiska föreningar. För svavel 

är detta åtagande relativt stort, en minskning med 60 % jämfört med 1990. För 

kväveoxider är minskningen endast 40 % för samma period och för ammoniak 

innebär det samlade europeiska åtagandet en minskning som understiger 20 %. 

Svavel minskar snabbare än kväve 

Det finns två viktiga skäl till att man inte i samma grad kan vänta sig en återhämtning 

från kvävets eutrofierande effekter som när det gäller försurningen. 

Det ena är att svavelnedfallet, som trots allt dominerat försurningen, förväntas 

minska betydligt mer under perioden 1990–2010 än kvävedepositionen. 

Särskilt emissionerna av ammoniak kommer alltså att ligga kvar på en 

hög nivå, men även när det gäller kväveoxider är utsläppsminskningen klart 

mindre än för svavel under den aktuella perioden. 

Det andra skälet till att vara mindre optimistisk när det gäller kvävets 

eutrofierande effekter är att kväve som tillförs ekosystemen till en stor del 

ackumuleras i ekosystemen. Detta gäller inte minst de mest kvävefattiga 

ekosystemen, där de största negativa effekterna av kväve på ovanliga arter 

kan förväntas. En måttligt minskad kvävedeposition kommer alltså endast att 

reducera takten i kväveackumulationen i vissa ekosystem, men den kommer 

inte att upphöra, åtminstone inte i landets södra och sydvästra delar. De kritiska 

belastningsgränser som diskuteras för eutrofieringseffekter i de känsligaste 

ekosystemen ligger på ca 2–6 kg N per ha och år. Denna belastnings- 

[ 177 ]

nivå kommer sannolikt att överskridas över stora områden även i framtiden. 

Den fortsatta kväveackumulationen sker i en situation då svaveldepositionen 

i en del tidigare försurningsdrabbade områden når ner till nivåer där syrabelastningen 

inte längre överstiger kapaciteten hos de neutraliserande processerna. 

Även om situationen är komplex och även om en snabb återhämtning 

från försurningen inte är att vänta även om depositionen når under kritisk 

belastning, blir den övergripande prognosen för perioden efter 2010 sämre 

när det gäller kvävets eutrofierande effekter än när det gäller försurningen. 

Samband mellan markanvändning och föroreningar viktiga 

Både när det gäller försurningen och eutrofieringen av kväve finns i flera 

typer av ekosystem ett viktigt samspel mellan deposition/tillförsel av svavel, 

kväve och baskatjoner å ena sidan och markanvändning å den andra. Skördeuttag 

i ett system innebär borttransport av näring (kväve och baskatjoner). 

Uttag av baskatjoner är försurande och påverkar ekosystemet i samma riktning 

som urlakningen av baskatjoner. Det minskar alltså den kritiska belastningen 

för försurande nedfall. Detta har en viktig koppling till skogsbruket 

och eventuellt ökat biomassauttag. Å andra sidan innebär uttaget av kväve en 

minskad risk för eutrofiering. Rent allmänt kommer det intima samspelet 

mellan försurning, övergödning och skötselåtgärderna i ekosystemen att 

spela en allt större roll i diskussionen om luftföroreningarnas effekter i framtiden. 

Eftersom kväve ackumuleras i de flesta naturliga eller seminaturliga 

ekosystem innebär en viss minskning av belastningen i ett område inte nödvändigtvis 

att problemen börjar avta. I många fall leder den endast till att hastigheten 

i ökningen av ekosystemets kväveinnehåll, med åtföljande effekter, 

avtar något. Fortsatt försämring förväntas alltså, men i en långsammare takt, 

trots viss minskning i nedfallet. 

Framtida förändringar i skoglandskapet 

Risken för ytterligare försämringar i förutsättningarna för sällsynta djur och 

växter till följd av regional spridning av luftföroreningar är troligen större när 

det gäller eutrofierande effekter av kväve än när det gäller försurning. Det 

beror dels på att nedskärningarna av kväveutsläppen inte är lika stora som för 

svavel, dels på den ackumulation av kväve som sker i många ekosystem. 

Även om nedfallet minskar något fortsätter den samlade kvävemängden i 

[ 178 ]

ekosystemen att öka. Det sker då visserligen med en något lägre takt, men 

driver successivt ekosystemen i riktning mot mer gynnsamma förhållanden 

för kvävegynnade arter och därmed sämre villkor för arter som har svårt att 

hävda sig i denna konkurrenssituation. Många arter av den senare typen är 

sällsynta eller hotade i Sverige. 

De omfattande undersökningarna av försurningsläget i Skånes ädellövskogar 

som, gjorts visar att pH-förändringen till följd av försurning varit större 

ju högre markens ursprungliga pH varit, med undantag för vissa kalkhaltiga 

jordar med mycket högt initialt pH (Falkengren-Grerup, 1992). Det betyder 

att en fortsatt försurning måste bedömas utgöra ett påtagligt hot mot arter 

som kräver ett relativt högt pH-värde. Skåne hör till den del av Sverige som 

kommer att få högst deposition av försurande ämnen till skogsmark även 

efter 2010. 

Hotet mot landsnäckorna kommer att förstärkas i framtiden i de miljöer 

där urlakningen av baskatjoner fortsätter. 

Framtida förändringar i akvatiska ekosystem 

I södra Sveriges sjöar kommer känsliga fiskarter i svagt buffrade vatten att 

drabbas även efter 2010. De fiskarter som främst berörs är mört och i vissa fall 

även andra karpfiskar, elritsa, öring samt vissa sydliga populationer av röding 

och i vissa vatten siklöja (Degerman & Lingdell, 1994; Appelberg & Aldén, 

1992; Appelberg m fl, 1995). Särskilt bör framhållas den vårlekande siklöjan 

(Coregonus trybomi) i sjön Fegen i gränstrakterna mellan Västergötland, 

Halland och Småland. Denna utgör en akut hotad form, då regionen drabbats 

hårt av försurning och hör till det område där överskridande av kritisk belastning 

är sannolikt även efter 2010. Denna fisk är bara känd från ett fåtal sjöar 

i Sverige och Finland. Andra rödlistade fiskarter som förekommer inom 

regioner med stor risk för fortsatt försurning är grönling (Barbatula barbatula), 

nissöga (Cobitis tænia) och sandkrypare (Gobio gobio). De förekommer i mindre 

vattendrag med klart och rent vatten i måttligt strömmande miljöer 

(sand- och grusbottnar), sannolikt dock inom zoner utan större försurningsrisker, 

men arternas känslighet och risken för påverkan är dåligt kända. 

Längs västkusten kommer åarna att utgöra ett särfall i det avseendet att 

de utgör reproduktionslokaler för havsöring (i huvudsak de mindre vattensystemen) 

och lax. Källområdena för flertalet av åarna, särskilt de mindre, är 

[ 179 ]

i allmänhet belägna inom hårt försurningsdrabbade områden där överskridanden 

av kritisk belastning kan förväntas även i framtiden. Båda dessa arter, 

men särskilt laxen, är mycket känsliga för aluminium i samband med smoltifiering 

och i smoltstadiet (pH bör vara över 6,4 och halten av oorganiskt aluminium 

et sällsynta. Kanske har deras populationer redan glesats ut så mycket att en 

naturlig återhämtning inte är möjlig eller går mycket sakta. Många arter kan 

ändå förväntas öka, t ex lunglav. 

Prognosen sämst för södra och sydvästra Sverige 

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 eutrofieringseffekterna 

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 landets 

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 nämnvärt 

förbättrad situation. I kvävefattiga ekosystem, t ex odlingslandskapets 

ogödslade fodermarker och vissa typer av myrar, är det stor risk att kvävenedfallet 

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 känsliga 

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 kommer 

att förstärkas. I stora delar av övriga Sverige verkar det troligt att försurningspåverkan 

kommer att minska betydligt. Den lokala variationen i belastning 

och känslighet måste ändå hela tiden beaktas när riskerna för försurning 

och eutrofiering skall bedömas. Riskområden i dessa avseenden finns fortfarande 

över en stor del av Sverige. 

[ 181 ]

Slutsatser 

* 

* 

* 

* 

* 

Försurningen kommer fortsatt att påverka biologin i vissa sjöar och vattendrag 

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 fortsätta 

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. 

[ 182 ]

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. 


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 SO 2 och NO x , 

Kunskapsöversikt och tänkbara åtgärder för terrester flora (kärlväxter, mossor och lavar). 


Gralén H, Hultengren S & Pleijel H (2000): Lavar & luftkvalité, Utveckling i Västra Götalands 

län 1986-98. Naturcentrum AB: Övervakningsprogram – Lavar & luftkvalité, 

Länsstyrelsen i Västra Götaland 2000:2. 

[ 183 ]

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. 


Hallingbäck T & Olson K (1987): Lunglavens tillbakagång i Skåne. 


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. 

[ 184 ]

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. 

[ 185 ]

12. Kritisk belastning 

– HUR GÅR VI VIDARE? 

* 

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 åtgärderna. 

Konceptet med kritisk belastning användes först inom de internationella 

förhandlingarna inför 1994 års Svavelprotokoll och senare för Göteborgsprotokollet 

(multieffektprotokollet) 1999. Man kan konstatera att kritisk 

belastning har varit enastående framgångsrikt som verktyg inom miljövårdsarbetet. 

För att avgöra hur stort nedfall av svavel och kväve som ett ekosystem förmår 

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 formades 

rådde en allmän samsyn om att svaveloch kvävenedfallet var för stort 

och att det orsakade skador i miljön. Det var därför mest en fråga om hur radikalt 

utsläppen borde minska, och hur utsläppsminskningarna skulle fördelas 

mellan länderna. Nu har emissionerna – åtminstone av svavel – minskat 

väsentligt, och enligt Luftvårdskonventionens (CLRTAP) officiella beräkningar 

överskreds kritisk belastning för försurning 1990 på ca 16 % av Europas 

karterade yta, bestående främst av skogsmark, sjöar och hedar. För Sverige är 

[ 186 ] 

P WARFVINGE, U BERTILLS & C ÅGREN

motsvarande siffra också 16 %. Nationella beräkningar visar dock på ett överskridande 

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. 

Kan vi utveckla våra 

beräkningsmetoder och modeller 

I förberedelsearbetet inför den översyn och revidering av internationella 

åtgärdsplaner – främst EUs utsläppstakdirektiv och Göteborgsprotokollet – 

som planeras ske runt år 2005 kommer man sannolikt fortfarande att utgå ifrån 

konceptet med kritisk belastning. Uppdaterade uppgifter om kritisk belastning, 

inklusive data med högre upplösning (från 150 km till 50 km rutstorlek), 

kommer dock att användas. Ansträngningar ska också göras för att med hjälp av 

dynamiska modeller beakta olika återhämtningstider. 

Inför kommande revideringar är det viktigt att utnyttja de erfarenheter 

som dragits av de gångna årens arbete med kritisk belastning i Sverige och 

internationellt, och att gå igenom de osäkerheter som föreligger i metoder 

och modeller samt hur dessa kan minskas. 

Biologiska indikatorer 

Biologiska indikatorer är en viktig utgångspunkt vid beräkning av kritisk 

belastning. Valet av biologiska indikatorer är ett aktivt ställningstagande, 

eftersom det innebär en grundläggande värdering av vad som ligger i begreppet 

en god miljö. Genom valet av indikatorerna för försurning, fiskpopulationer 

för sjöar och skogsträd för skogsekosystem, har man försökt att kombinera 

allmänintresse och lättbegriplighet med möjligheter att kvantifiera systemens 

känslighet. 

För svenskt vidkommande kan kanske valet av skogsträd för skogsekosystem 

ifrågasättas, eftersom det saknas odiskutabla belägg för att markförsurningen 

direkt har drabbat de svenska skogsträden. Däremot finns det 

[ 187 ]

elagt att försurning har påverkat t ex lavfloran. Man hade därför kunnat 

använda t ex påverkan på biologisk mångfald i allmänhet som indikator. Ett 

sådant val hade harmonierat med Riokonventionen om biologisk mångfald 

från 1992. Även om konceptet kritisk belastning inte förutsätter att ett överskridande 

direkt skall resultera i påvisbara miljöeffekter har avsaknaden av 

bevisade, direkt försurningsrelaterade skogsskador medfört debatt om just 

detta kriterium. 

För sjöar har valet av fisk som indikator allmänt accepterats. Rent allmänt 

är det dock tveksamt om man i första hand skall välja en indikator på en hög 

trofisk nivå. Om man valt mer allmänna mått på ett ekosystems produktivitet 

som mått på effekter hade man säkert fått andra effektsamband. 

Slutligen kan man naturligtvis ifrågasätta om det är nödvändigt att relatera 

känsligheten till en biologisk komponent i ekosystem. Om man istället 

hade valt kemiska indikatorer hade viktiga led i beräkningen av kritisk 

belastning förenklats. Man hade då närmat sig den ansats som använts i 

Bedömningsgrunder för miljökvalitet (Naturvårdsverket, 1999a), dvs hur stor 

avvikelse från ett ”normalvärde” som kan accepteras. Möjligen hade den 

vetenskapliga osäkerheten reducerats väsentligt, eftersom länken mellan 

kemiska förhållanden och biologiska effekter inte hade behövts kvantifieras. 

Å andra sidan finns det naturligtvis goda skäl att välja biologiska kriterier, 

eftersom ekosystemens långsiktiga produktionsförmåga och biologisk mångfald 

är prioriterade skyddsobjekt i miljöpolitiken (Prop 1997/98:145). 

Genom begränsningen av urvalet av biologiska indikatorer har man i 

Sverige även uteslutit vissa typer av ekosystem, t ex myrar, ängsmarker och 

hällmarker. Följdaktligen saknas i Sverige i dag nödvändiga underlagsdata för 

beräkningar för dessa ekosystemtyper. 

Kemiska kriterier och kritiska gränser 

Med hjälp av kemiska kriterier kan de kemiska förändringarna av försurande 

nedfall på mark och vatten kopplas ihop med de biologiska indikatorerna. 

Det innebär att mycket komplexa samband sammanfattas i ett enda tal; i sin 

tur en indikator som beskriver om ett ekosystem är skyddat eller hotat. Det 

är därför naturligt att de kemiska kriterierna och de kritiska gränserna har 

varit omdebatterade. 

Ett kemiskt kriterium skall ha stor inverkan på den kritiska belastningen. 

Det är ju ingen mening med att välja ett kriterium som inte påverkas av depo- 

[ 188 ]

sitionens storlek. Detta faktum medför dock att osäkerheter i det kemiska 

gränsvärdet fortplantar sig genom hela beräkningsprocessen. För skogsmark har 

effekterna av osäkerhet på beräknat överskridande illustrerats av Warfvinge & 

Sverdrup (1995), och i en djupare analys av Barkman (1998). För sjöar har en 

motsvarande analys gjorts av Henriksen m fl (1992). 

Så länge depositionen av försurande ämnen var hög jämfört med den kritiska 

belastningen, hade valet av kriterier mindre betydelse. Efterhand som 

belastningen på naturen minskar och depositionen närmar sig de kritiska 

belastningsgränserna blir frågan alltmer kritisk. Därför finns ett intresse för 

att ta fram och pröva nya kemiska kriterier (Nielsen & Lökke, 2001 UNECE 

2001a). 

Kriteriet för skogsmark – BC/Al-kvoten 

Kvoten mellan koncentrationerna av baskatjoner och aluminium i markvätskan 

har kopplats till påverkan på skogsträd. Att förhållandet mellan baskatjoner 

och aluminium valdes som kriterium berodde på att det under 1980talet 

kom fram nya resultat, främst grundade på laboratorieförsök, som visade 

på ett samband mellan kvoten mellan baskatjoner och aluminium och 

toxicitet på trädens rötter (se sammanställningar av Sverdrup (1993), Cronan 

& Grigal (1996)). Det har dock varit svårare att i naturen fastställa ett samband 

mellan kvoten och påverkan på träden. Användningen av kvoten har 

kritiserats (Högberg & Jensén, 1994; Lökke m fl, 1996) bl a med argumenten 

att träd kan etablera rotnära miljöer med en helt annan kemi än den i markvätskan 

i övrigt. Denna förmåga verkar mindre plantor i laboratoriemiljö 

sakna. I en nyligen publicerad rapport om Skogabyförsöket, beläget i en ung 

granskog, i södra Halland visas att kvoten BC/Al i mineraljorden var cirka 0,6. 

Behandling med kvävefritt gödselmedel ökade kvoten till långt över 1,0, 

men ökade inte trädtillväxten. Detta indikerar att kvoten skulle kunna sänkas 

för granskog (Persson & Nilsson, 2001). 

Vilka alternativ har då kommit fram? Faktum är att hittills har inga alternativa 

allmängiltiga och beräkningsbara samband tagits fram. Man kan naturligtvis 

hävda att det beror på att skogsträd inte påverkats av försurningsrelaterade 

betingelser såsom pH, aluminium etc. Vid ett internationellt möte i 

Köpenhamn 1999 (Nielsen & Lökke, 2001) föreslogs dock vissa alternativ, 

t ex pH i mineraljorden, halten av oorganiskt aluminium och basmättnadsgrad, 

men även att vidareutveckla det befintliga kriteriet till en artspecifik 

[ 189 ]

BC/Al-kvot. Det mest innovativa förslaget var att finna ett kriterium som 

kopplar till mykorrhizans funktion. Enligt vår bedömning kan inget av dessa 

förslag i dagsläget underbyggas bättre än BC/Al-kvoten. Vid en internationell 

workshop i York i mars 2001 (UNECE, 2001a) föreslogs basmättnadsgrad som 

ett potentiellt nytt kriterium. 

Kriteriet för sjöar – ANC 

Vattnets syraneutraliserande förmåga, ANC, har använts för att kvantifiera 

effekterna på fisk. Det kemiska gränsvärdet har, som framgår av kapitel 6, 

normalt satts till 20 µekv per liter. Gränsen grundas på data från Norge, där 

värdet relaterades till effekter på fiskpopulationer (Lien m fl, 1996). Genom 

att ANC används accepteras i praktiken ett brett intervall pH-värden i vatten. 

Medan 20 µekv per liter motsvarar pH 5,5–5,7 i klara vatten, kan pH vara ned 

mot 4,7 i humösa vatten vid 20 µekv per liter. 

För vissa, extremt känsliga sjöar är det kemiska kriteriet avgörande för det 

beräknade behovet av depositionsminskningar. Det kan därför finnas anledning 

att eventuellt sänka ANC-kriteriet för naturligt jonsvaga vatten. 

Samtidigt finns det indikationer på att ANC 20 µekv per liter är för lågt för 

att skydda känsliga fiskarter (Andersson, 2001). 

I försurningsforskningens barndom genomfördes ett stort antal ”bioassays” 

där fisk av olika ålder exponerades för olika kemiska betingelser. 

Exempelvis visade Brown (1982) att överlevnaden för öring kunde beskrivas 

i form av en responsyta som var en funktion av pH, kalciumhalt och halt av 

totalaluminium. Det intressanta i den nuvarande återhämtningsfasen är att 

kalciumhalterna nu gradvis minskar i takt med återhämtningen hos våra sjöar 

samtidigt som pH är relativt konstant. 

I en nyligen publicerad rapport (Laudon m fl, 2001) föreslås kvoten mellan 

ANC och halten vätejoner som alternativt mått på toxicitet för fisk i 

ytvatten. En intressent aspekt av att använda ANC/H-kvoten är att det sannolikt 

ger ytterligare argument för att eliminera även små överskridanden. 

Det beror på att ANC/H-kvoten ändrar sig mest i de vattenkemiska intervall 

där biologiska effekter uppkommer. 

Övergödning av mark och vatten 

Det svenska gränsvärdet för övergödning i skogsmark är inte direkt kopplad till 

effekt på någon enskild organismgrupp. Den högsta acceptabla kväveutlak- 

[ 190 ]

ningen skattas från en kritisk koncentration i markvattnet (0,3 mg kväve/l) 

som anses överstiga den naturliga halten, och som därför förväntas förändra 

vegetationen. Även läckaget som sådant är ett viktigt kriterium med tanke på 

behovet av att minska kvävebelastningen på havet. 

Utlakningen av kväve är kopplad till kol/kväve-kvoten i humuslagret, och 

C/N-kvoten har därför föreslagits som kemiskt kriterium för kritisk belastning 

för kväve. Detta kriterium förutsätter dock att dynamiska modeller 

används för beräkningarna. 

I sjöar och vattendrag har kväve kanske störst betydelse genom att det i 

vissa fall gynnar tillväxt av alger. Kritisk belastning för övergödning i ytvatten 

beräknas inte, då vi i dag saknar en tillförlitlig modell. 

I marina, och i synnerhet kustnära områden resulterar kvävetillskott i 

ökad primärproduktion. Eftersom detta har lett till ytterst allvarliga miljöstörningar 

är det viktigt att begränsa kväveutlakningen via våra flodsystem 

till haven. I MISTRA-programmet MARE som behandlar kostnadseffektiva 

åtgärder för närsaltbegränsning till Östersjön är målet att identifiera vilka 

näringsämnesnivåer som är kritiska i olika delar av ett ekosystem. 

Är beräkningsmodellerna tillräckligt bra? 

För att uppskatta den kritiska belastningen i Sverige har olika beräkningsmodeller 

använts; PROFILE för att beräkna försurning av skogsmark, SSWC och 

FAB för att beräkna försurning av sjöar. PROFILE har även använts för att 

beräkna kritisk belastning av kväve till skogsmark. Dessa metoder har beskrivits 

och diskuterats i kapitlen 5, 6, och 8. 

De kemiska beräkningsmodellerna är i princip skräddarsydda för beräkning 

av kritisk belastning, men inga modeller är naturligtvis perfekta vad gäller 

beskrivning av olika biogeokemiska processer. Trots detta är det få forskare som 

har intresserat sig för beräkningsmetodiken. Eftersom varje nation har frihet att 

välja metodik är det lite förvånande att inte fler modeller har tagits fram. 

Har vi tillräckligt bra dataunderlag? 

Beräkningsmodellerna SSWC, FAB och PROFILE behöver goda indata för 

att kunna användas för beräkning av kritisk belastning för ett specifikt ekosystem. 

För SSWC är databehovet mycket litet, medan PROFILE fordrar 

mycket detaljerade data om markens beskaffenhet, deposition m m. 

[ 191 ]

Indata till modellerna är svåra att ta fram på ett representativt sätt. I Sverige är 

också antalet provpunkter otillräckligt i flera regioner. Ett annat generellt problem 

är att vissa data finns tillgängliga för enskilda ekosystem, medan andra endast 

finns tillgängliga med låg upplösning. Därför finns behov av att ytterligare öka 

upplösningen i såväl kartläggningen av kritisk belastning som i depositionsdata. 

För att på ett statistiskt godtagbart sätt kunna beräkna kritisk belastning 

krävs minst 60 mätpunkter i varje beräkningsruta om 50 x 50 km (Barkman, 

1998). Detta uppfylls inte i Sverige, särskilt inte i norra delen av landet där antalet 

mätpunkter ligger på cirka 10 provpunkter per ruta. I Sverige finns förutsättningar 

för att öka antalet beräkningspunkter i skogsmark eftersom data i 

Ståndortskarteringen inte utnyttjas fullt ut. Det fordras dock en ganska stor ekonomisk 

insats för att komplettera vissa geokemiska data. 

En studie av Alveteg m fl (2000) visar att för beräkning av överskridande 

av kritisk belastning för försurning av skogsmark utgör de kemiska parametrarna 

den största osäkerheten i norra Sverige, medan depositionen var den 

stora osäkerhetskällan i södra Sverige. En minskning av osäkerheten kring 

kvoten BC/Al är viktig både för beräkning av kritisk belastning och dess överskridande 

och en minskning av osäkerheterna i näringsupptag och fallförna är 

viktiga för beräkning av kritisk belastning. 

Behov av förbättringar 

i kartläggningen av kritisk belastning 

Begreppet kritisk belastning innefattar i sig en lång rad begränsningar av vårt 

sätt att beskriva naturens respons på surt nedfall. Några viktiga aspekter i 

samband med de beräkningar som bör bearbetas inför revisionen av 1999 års 

Göteborgsprotokoll diskuteras nedan. 

Tidsaspekten 

Tidsfaktorn har hittills vanligtvis inte beaktats i kartläggningen av kritisk 

belastning, eller vid framtagandet av s k optimerade åtgärdsstrategier för 

Europa. Istället har kartläggningen av kritisk belastning avsett ett sluttillstånd 

som i praktiken bara kan uppnås efter en lång tids – sannolikt decenniers 

– konstant försurningspåverkan. Konceptet tar endast delvis hänsyn till 

risken för korttidseffekter, som t ex surstötsepisoder i vattendrag. Inte heller 

kan den traditionellt statiska beskrivningen av kritisk belastning svara på hur 

[ 192 ]

lång tid återhämtningsprocesser tar vid minskande nedfall i redan försurade 

ekosystem. 

Tidsaspekten borde kunna arbetas in i det internationella åtgärdsarbetet. 

Redan för 10 år sedan (Warfvinge m fl, 1992) lanserades begreppet ”target 

load”. Target load är ett depositionsscenarium som resulterar i att ett kemisk 

kriterium uppnås vid en viss tidpunkt. Det eleganta med konceptet är att det 

hanterar återhämtning för redan skadade ekosystem. 

Problemet med surstötar är starkt knutet till situationen under en mycket 

begränsad tidsperiod. Sannolikheten för surstötar och hur den utvecklas 

över tiden skulle kunna knytas till graden av markförsurning och depositionens 

storlek. Redskapen för detta finns bl a att hämta från Laudon m fl 

(2001). Exempelvis visar en nyligen utförd beräkning för Norrland att den 

observerade minskningen i deposition med 65 % sedan 1980-talet har lett till 

att arealen med antropogent betingade surstötsproblem har minskat med 

75 % (Laudon, opubl). 

För Sveriges del måste tidsaspekten beaktas när man tar fram nya åtgärdsstrategier 

om vi skall kunna argumentera för så långtgående åtgärder att sjöar 

även inom kraftigt försurade områden kan återfå naturliga organismsamhällen 

inom rimlig tid. Beräkningar av hur markkemin kommer att utvecklas i 

Sverige under nuvarande depositionsscenarier indikerar att återhämtningen 

kommer att gå mycket långsamt (Warfvinge & Bertills, 2000; Moldan, 1999), 

och att denna kvarstående effekt skulle kunna fördröja återhämtningen 

åtskilliga decennier. En återgång till ett kemiskt tillstånd hos marken som 

liknar förindustriella förhållanden förväntas inte inom 50 år. Detta faktum 

talar starkt för att tidsaspekten bör finnas med i underlaget inför översynen 

och revideringen av Göteborgsprotokollet och EU:s utsläppstakdirektiv. 

Valideringsproblemet 

Det är en utbredd missuppfattning att kemiska modeller för beräkning av kritisk 

belastning av principiella skäl inte kan valideras. Med validering menar man då 

att det går att visa att modellberäkningar stämmer överens med oberoende data, 

dvs data som inte använts för kalibrering av modellen. 

Valideringen av exempelvis PROFILE har gjorts genom att en dynamisk 

variant av modellen applicerats på tidsseriedata. Om modellens utdata stämmer 

med uppmätta data innebär det också att sluttillståndet – såsom det 

beräknas av PROFILE – kan antas stämma lika väl. 

[ 193 ]

Det finns en rad exempel på valideringsstudier (Warfvinge m fl,1998; 

Sverdrup & Warfvinge, 1993) Sammantaget visar dessa att de biogeokemiska 

modellerna är sunda, om än inte perfekta. 

SSWC-modellen har utvärderats (Rapp, 2001). I stora drag åskådliggjorde 

denna studie hur variationen i sjökemi mellan år ger upphov till olika bestämningar 

av förindustriell sjökemi och vittringshastighet. Detta i sig är inte konstigt 

men är ett problem eftersom den kritiska belastningen ska vara ett stabilt 

riktmärke över en lång tidsperiod. F-faktorn är den största osäkerhetskällan 

eftersom det är svårt att bestämma dess värde för de olika faserna i ett 

försurnings/återhämtningsförlopp. Emellertid finns det inte så stora systematiska 

avvikelser mellan SSWC-modellen och vattenkemiskt tillstånd att 

modellen inte skulle vara acceptabel att använda (Wilander, 2001). 

Modellerna skall kunna valideras ytterligare i takt med att tidsserierna 

inom miljöövervakningen blir längre. Vi tror att tidsserierna blir en guldgruva 

för bl a kommande generationer av biogeokemister! 

Viktiga framtidsfrågor 

I kommande revideringar av protokoll kommer sannolikt fler miljöeffekter än 

i dag att beaktas. Huvuddrivkraften för det internationella arbetet med luftföroreningar 

i Europa de närmast kommande åren kommer troligen att vara 

hälsofrågorna. Ökade insatser förutses kring partiklar i luft, metaller och organiska 

miljögifter. Marknära ozon kommer att vara en viktig regional fråga. 

Hotet mot den biologiska mångfalden och skogsmarkens långsiktiga produktivitet 

på grund av svaveloch kvävenedfall beräknas dock kvarstå efter 2010 

(Nordiska Ministerrådet, 2000). 

I Sverige bedöms inte situationen bli lika bra som Göteborgsprotokollet 

förespeglar, främst beroende på att beräkningarna av kritisk belastning inte 

beaktar att det tar tid för naturen att återhämta sig, att de kritiska belastningarna 

inte omfattar vattendrag med de surstötsepisoder som kan förekomma där 

och att vegetationen i vårt nordliga ekosystem kan vara särskilt känslig för kvävepåverkan. 

En annan bidragande orsak är skillnaderna mellan europeiska 

beräkningar med RAINS-modellen och nationella modeller, bl a avseende upplösning 

och depositionsdata (se sid 118–119). För att minskningar i nedfallet av 

försurande luftföroreningar skall ha en möjlighet att varaktigt minska surhets- 

[ 194 ]

graden i ytvatten och skogsmark måste även markanvändningen utformas på ett 

sådant sätt att en ökad försurning på grund av denna motverkas. 

Är miljön skyddad om kritisk belastning 

för försurning underskrids? 

Svaret på rubrikens fråga är ja för områden som ej redan är skadade, medan svaret 

är nej för ett stort antal ekosystem som redan uppvisar kraftig försurningspåverkan. 

Det är viktigt att framtida studier fokuserar på att bedöma hur stor 

del av de hotade och skadade ekosystemen som kommer att få ett reellt skydd 

respektive en tillräcklig återhämtning. År 2010 beräknas cirka 14 % av skogsmarken 

och 10 % av sjöarna överskrida kritisk belastning, och störst kvarstående 

överskridanden kommer att finnas i de södra delarna av Sverige. 

Fram till 2010 kommer graden av överskridande att minska väsentligt. 

Modellberäkningar visar i flera fall på överskridanden som är så små att osäkerheten 

i beräkningarna kan vara av betydelse för bedömningen. Samtidigt 

innebär osäkerheterna att det även kommer att finnas ekosystem som har för 

hög deposition trots att beräkningarna anger att de är skyddade. Begreppet 

”probability of exceedence” (Barkman, 1998) kan användas för att illustrera och 

kvantifiera effekterna av olika typer av osäkerheter. En samordnad osäkerhetsbedömning 

på europeisk nivå skulle visa vilka emissionsminskningar 

som skulle krävas för att reducera osäkerheterna om huruvida man når ner till 

kritisk belastning eller ej. 

Är miljön skyddad om kritisk belastning 

för övergödning i skogsmark underskrids? 

Ja, om allmän utlakning av kväve från skogsmark avses. Nej, om effekter på 

vegetationen avses. År 2010 beräknas 19 % av skogsmarken överskrida kritisk 

belastning med avseende på eutrofiering, merparten av dessa områden ligger 

i sydvästra Sverige. 

När nedfallet av kväve minskar, minskar kväveläckaget relativt snabbt. I 

ekosystem som under lång tid utsatts för hög kvävedeposition finns mycket 

kväve upplagrat i systemet, framför allt i markens organiska material. Detta kan 

leda till kväveläckage vid avverkning av skog. Markvegetationen reagerar långsamt 

på förändringar. Försök visar att det kan ta mer än 10 år innan en återhämtning 

kan ses hos vegetationen (Quist m fl, 2000). 

[ 195 ]

Vilka behov av ytterligare kunskap finns? 

I takt med att depositionen närmar sig de beräknade kritiska nivåerna kommer 

de åtgärder som behövs för att ytterligare reducera utsläppen blir allt mer 

kostsamma. Detta gör att högre krav kommer att ställas på det vetenskapliga 

underlaget. 

Några förslag på områden för fördjupade studier för att på ett säkrare sätt 

kunna bedöma det framtida försurnings- och övergödningsläget i Sverige diskuteras 

nedan. 

Fler beräkningspunkter 

I Sverige finns behov av att öka antalet beräkningspunkter, dvs de sjöar och 

lokaler på skogsmark för vilka kritisk belastning har beräknats. Förutsättningarna 

för detta är goda, eftersom data i Ståndortskarteringen och Riksinventeringen 

inte utnyttjas fullt ut. Det fordras dock en viss ekonomisk insats 

för att komplettera också med vissa geokemiska data. Vidare bör depositionsdata 

förbättras. Depositionsdatabasen har inte tillräcklig täckning och depositionen 

kan variera mycket beroende på bl a markanvändning och klimat. 

Fokusering på ”Hot spots” 

Vissa forsknings- och övervakningsinsatser bör fokusera på de regioner och 

ekosystem där risken är störst för kvarstående försurningseffekter. Det handlar 

om att identifiera ”hot spots” för försurning, där hög deposition sammanfaller 

med hög känslighet och värdefull natur, och rikta särskilda insatser mot 

dem. Det gäller speciellt för sydvästra Sveriges mest försurningskänsliga 

områden. 

Hur förändras markanvändningen? 

Sättet att bruka den svenska skogen kommer sannolikt att förändras. Drivkrafterna 

bakom detta är bl a betingade av viljan att så långt som möjligt säkerställa 

en hög biodiversitet och av förväntade klimatförändringar. Markens och 

avrinningsvattnets kemi kommer långsiktigt att påverkas kraftigt av såväl baskatjonupptag 

och -bortförsel som kväveomsättningen i skogarna. Det är därför 

viktigt att en analys av markanvändningens förändring och effekter inkluderas i 

det svenska arbetet med åtgärdsstrategier och återhämtning. Markanvändningen 

påverkar också depositionens storlek. 

[ 196 ]

Dynamisk modellering som komplement till kritisk belastning? 

Som påpekats tidigare är det av stor vikt att även naturens förmåga till återhämtning 

beaktas i de internationella förhandlingarna. Hittills har beräkningarna 

baserats på sambandet mellan utsläpp och potentiell risk för känsliga 

miljöer, uttryckt som kritisk belastning och överskridande. Kritisk belastning 

fungerar som en varning så länge ett överskridande finns, och talar om 

att belastningen måste minska. När depositionen nu minskar är det viktigt att 

inkludera aspekter som att processer i marken fördröjer återhämtningen. 

Framöver behöver analysen utvidgas till att omfatta tid, plats och omfattning 

av skadorna likaväl som förmåga till återhämtning beroende på minskad 

belastning. Såväl tidsplaner för som kvantiteter av minskade utsläpp bör 

vägas in i analysen. En sådan utveckling av angreppssättet kommer att kräva 

förbättrad kunskap om och hantering av risker. En ytterligare förbättring av 

analysen skulle vara att utvärdera samtidig påverkan av försurning, eutrofiering, 

marknära ozon, partiklar, tungmetaller, persistena (långlivade) organiska 

miljögifter och även klimat. Kritisk belastningskonceptet beräknas dock fortfarande 

spela en viktig roll med syftet att förhindra skador på lång sikt och att 

upprätthålla den biologiska mångfalden i naturliga eller semi-naturliga ekosystem 

(UNECE, 2001b). 

Två internationella workshops kring dynamisk modellering har arrangerats 

i Ystad, oktober 2000 (UNECE 2001c) och november 2001. Arrangör av 

dessa workshops har varit MISTRA-programmet ASTA som behandlar internationella 

och nationella åtgärdsstrategier för gränsöverskridande luftföroreningar. 

En manual för dynamisk modellering i skogsmark håller också på att utarbetas. 

Dynamiska modeller bygger på samma principer som statiska modeller, 

som PROFILE, dvs massbalanser, irreversibla reaktioner och jämviktsreaktioner, 

men innefattar även ändliga buffertprocesser och tidsberoende källor 

och sänkor såsom katjonutbyte, sulfatadsorbtion och kvävedynamik. Några 

av de dynamiska modeller som kan vara aktuella att använda framöver är: 

MAGIC (Model of Acidification of Groundwater in Catchments) (Cosby, 1985 

a och b), SAFE (Soil Acidification in Forest Ecosystems) (Warfvinge m fl, 

1993) och SMART (Simulation Model for Acidification´s Regional Trends) 

(de Vries m fl, 1989). 

[ 197 ]

Vilken vetenskaplig beredskap 

behövs för åtgärdsarbetet i Europa? 

Beräkning av kritiska belastningsgränser i Sverige och i övriga Europa blev 

möjligt inte minst genom svenska initiativ och genom en rad projekt finansierade 

av Naturvårdsverket från mitten av 1980-talet och framåt. På ett tidigt 

stadium (Nilsson, 1986; Nilsson & Grennfelt, 1988), framlade svenska forskare 

idén om kritiska belastningsgränser och hur konceptet skulle kunna 

tillämpas praktiskt. Tankarna utvecklades sedan vid internationella möten 

inom ramen för luftvårdskonventionen (CLRTAP). Genom samordnade, aktiva 

insatser av bland andra Naturvårdsverket och Nordiska ministerrådet kunde 

åtgärdsinriktad forskning fokuseras mot att stödja utvecklingen av kritisk 

belastningskonceptet, databaserna och beräkningsmodellerna. Detta arbete 

utgör ett gott exempel för hur vetenskaplig kompetens kan användas för att ge 

samhället beredskap att möta viktiga samhällsbehov inom miljöarbetet. 

De närmaste åren satsas väsentliga resurser i Europa på åtgärder för att 

minska emissionerna av svavel och kväve. I takt med att finansiering för 

forskningen omkring dessa problem minskar finns en risk för att motivationen 

för ett fortsatt europeiskt luftvårdsarbete också blir en fråga enbart för 

”de närmast sörjande”. Men ännu är försurnings- och luftvårdsfrågorna långt 

ifrån lösta. Därför behöves även framgent nya vetenskapliga underlag för att 

få väl grundade beslut. Den vetenskapliga beredskapen måste naturligtvis 

omfatta såväl naturvetenskaplig, teknisk som samhällsvetenskaplig kompetens. 

Det är också viktigt att luftvårdsarbetets vetenskapliga underlag utsätts 

för kritisk granskning. 

Helhetssynen på miljön och samhälle 

– en förutsättning för att komma vidare 

Sverige är bland de länder som kommer att ha störst kvarstående arealer med 

överskridande, och dessutom många ekosystem som är allvarligt påverkade. 

Därigenom har Sverige mycket att vinna på ytterligare reduktioner av utsläppen, 

utöver de som hittills överenskommits. Följaktligen har Sverige stort 

intresse av att vara pådrivande inför översyn och revision av såväl 

Göteborgsprotokollet som EU:s direktiv om nationella utsläppstak. Men det 

är viktigt att Sverige även driver andra miljöfrågor som på olika sätt kan bidra 

[ 198 ]

till att utsläppen av svaveloch kväveföreningar minskar. Ett exempel på en 

sådan fråga är klimatfrågan. 

Att uppnå politisk acceptans för åtgärder kräver ett gediget vetenskapligt 

underlag över luftföroreningarnas skadeverkningar, men framför allt genomtänkta 

och balanserade åtgärdsstrategier som bygger på en analys av kostnadseffektiviteten 

av olika åtgärder, dvs hur man uppnår mesta möjliga miljövinst 

till lägsta möjliga kostnad. Att få till stånd beslut som leder till att 

nödvändiga utsläppsbegränsande åtgärder genomförs förutsätter ett brett 

stöd, inte minst eftersom insatserna kostar pengar vilket i sin tur fördyrar 

energi, transporter, etc. 

Det är viktigt att lyfta fram, att alla de analyser som gjorts av kostnader och 

nytta av utsläppsbegränsande åtgärder i både EU och konventionen om långväga 

gränsöverskridande luftföroreningar, visar att vinsterna av att minska 

utsläppen är flera gånger större än kostnaderna. EU:s försurningsstrategi är 

ett exempel på en genomtänkt kombination av åtgärder, som lätt kan räknas 

hem ekonomiskt. 

Det är också viktigt att betona att åtgärder för att minska utsläppen av försurande, 

eutrofierande och ozonbildande luftföroreningar kommer att bidra till 

att lösa en rad andra problem. Detta är av särskilt stor vikt för att vidta åtgärder 

även i södra och östra Europa, där försurningen allmänt inte ses som något stort 

problem. I dessa länder är man däremot ofta mer bekymrade över höga halter 

av svaveldioxid, kväveoxider, fina partiklar samt ozon och de problem dessa 

orsakar, främst hälsoeffekter och skador på byggnader och material. I vissa länder 

är också oron stor över det stora kvävenedfallet och de skador på bl a den 

biologiska mångfalden som eutrofieringen orsakar i olika naturmiljöer, från 

skogar till kustområden. 

Mot bakgrund av de etappmål för 2010 som hittills övervägts inom det 

internationella förhandlingsarbetet, pekar gjorda analyser på att försurningen är 

drivande för krav på utsläppsminskningar för svavel och kväveoxider, medan 

ozonhalterna är drivande för kraven på VOC, och eutrofiering för ammoniak. 

Samtliga dessa miljöproblem orsakas av aktiviteter och processer som släpper 

ut svaveldioxid, kväveoxider, ammoniak och kolväteföreningar. Oavsett om 

syftet är att förbättra luftkvaliteten, stoppa eutrofieringen, eller eliminera försurningen, 

är åtgärderna i stora drag desamma. Om åtgärderna dessutom innefattar 

– eller leder till – minskad användning av fossila bränslen, bidrar de också 

[ 199 ]

till att minska utsläppen av växthusgasen koldioxid. En framgångsrik strategi 

mot försurning kräver därför både att åtgärderna ses i brett sammanhang tillsammans 

med övriga luftföroreningsproblem och att det finns en bred medvetenhet 

och acceptans hos både allmänhet och beslutsfattare. 

Referenser 

Alveteg M, Barkman A & Sverdrup H (2000): Integrated Environmental Assessment Modelling 

– uncertainity in Critical Load Assessments. Final report of the Swedish Subproject, 

EU/LIFE project. Reports in ecology and Environmental engineering 2000:1. 

Andersson H C (2001): Är nuvarande kritiskt kemiska värden relevanta för att bedöma 

försurningspåverkan på fisk i svenska sjöar? Institutionen för Miljöanalys, 

Sveriges lantbruksuniversitet, Rapport 2001:5. 

Barkman A (1998): Critical loads – assessment of uncertainty. Chemical engineering II, 

Lund University. 

Brown D (1982): The effects of pH and calcium on fish and fisheries. 

Water Air & Soil Pullution, 16, 343-351. 

Cosby B J, Hornberger G M, Galloway J N & Wright R F (1985a): Modelling the effects of acid 

deposition: Assessment of a lumped parameter model of soil and stremwater chemistry. 

Water Resour. Res, 1851-63. 

Cosby B J, Hornberger G M, Galloway J N & Wright R F (1985b): Modelling the effects of acid 

deposition: Estimation of long term Water quality responses in a small forested catchment. 

Water Resours. Res, 1591-1601. 

Cronan C S & Grigal DF (1995): Use of the calcium/aluminum ratios as indicators of stress 

in forest ecosystems. Journal of Environmental Quality 24, 209-226. 

Henriksen A, Kämäri J, Posch M & Wilander A (1992): Critical loads of acidity: 

Nordic surface waters. Ambio 21:356-363. 

Högberg P & Jensen P (1994): Aluminium and uptake of base cations by tree roots: 

A critique of the model proposed by Sverdrup et al. Water, Air, & Soil Pollution, 

75 (1-2), 121-125. 

Laudon H, Westling O, Poleo A & Vollestad A (2001): Naturligt sura och försurade vatten 

i Norrland. Naturvårdsverket Rapport 5144. 

Lien L, Raddum G G, Fjellheim A & Henriksen, A (1996): A critical limit for acid neutralizing 

capacity in Norwegian surface waters, based on new analyses of fish and invertebrate 

responses. Science of Total Environment 177:173-193. 

Lökke H, Bak J, Falkengren-Grerup U, Finlay R D, Ilvesniemi H, Nygaard P H & Starr M 

(1996): Critical loads of acidic deposition for forest soils: Is the current approach adequate? 

AMBIO, 35 (8), 510-516. 

[ 200 ]

Lövblad G, Kindbom K, Grennfelt P, Hultberg H. & Westling O (1995): Deposition 

of acidifying substances in Sweden. Ecological Bulletins, Copenhagen, 44:17-34. 

Lövblad, G (1997): Depositionsuppskattningens inverkan på överskridande av kritisk belastning. 

IVL Rapport B 1276, IVL Svenska Miljöinstitutet AB. 

Lövblad G, Persson C & Roos E (2000): Base Cation Deposition in Sweden. 

Swedish Environmental Protection Agency. Rapport 5119. 

Moldan, P (1999): Reversal of soil and water acidification in SW Sweden, simulating the 

recovery process. Doctoral thesis, Silvestra 117, Umeå, Swedish University of Agricultural 

Sciences, Department of forest ecology. 

Naturvårdsverket (1999a): Bedömningsgrunder för miljökvalitet – Skogslandskapet. 


Naturvårdsverket (1999b): Miljökvalitetsmål 7, Bara naturlig försurning. 


Nielsen K E & Lökke H (eds) (2001): Critical Loads Copenhagen 1999. Links between 

eutrophication and acidification of air, water and soil, ecological indicators of damage. 

Water Air & Soil Pollution: Focus Vol 1 No 1-2. 

Nilsson J (Ed) (1986): Critical loads for nitrogen and sulphur. 

Report from a Nordic working group. Nordiska Ministerrådet, Miljörapport 1986:11. 

Nilsson J & Grennfelt P (Eds) (1988): Critical loads for sulphur and nitrogen. Report from a 

workshop held at Skokloster, Sweden 19-24 March 1988. Nordiska Ministerrådet, 

Miljörapport 1988:15. 

Nordiska Ministerrådet (2000): Workshop on future needs for regional air pollution strategies. 

Saltsjöbaden 10-12 april 2000. Tema Nord 2000:557. 

Persson T & Nilsson L-O (2001): Skogabyförsöket – effekter av långvarig kväve-och svaveltillförsel 

till ett skogsekosystem. Naturvårdsverket Rapport 5173. 

Prop. 1997/98:145. Svenska miljömål. Miljöpolitik för ett hållbart Sverige. 

Regeringens proposition 1997/98:145. 

Quist M, Berggren D, Persson T & Wright R (2000): Vad händer när kvävebelastningen 

minskar? I: Bertills U & Näsholm T (red). Effekter av kväve i svensk skogsmark. 


Rapp L (2001): Critical Loads of Acid Deposition for Surface Water – Exploring existing models 

and a potential alternative for Sweden. Acta Universitatis Agriculturae Sueciae, 

Silvestria 207, Swedish University of Agricultural Sciences, Uppsala, Sweden. 

Sverdrup H (1993): The effects of soil acidification on the growth of trees, grass and herbs 

as expressed by the (Ca + Mg + K)/Al ratio. Chemical engineering II, 

Lund University, report 2:1993. 

Sverdrup H & Warfvinge P (1993): Calculating field weathering rate using 

a mechanistic geochemical model – PROFILE, Applied geochemistry 8:273-283. 

[ 201 ]

UNECE (2001a): Workshop on chemical criteria and critical limits. Summary report, 

Executive body for the convention on long-range transboundary air pollution, 

EB.AIR/WG.1/2001/13. 

UNECE (2001b): Draft long-term strategy of the effect-oriented activities. Executive body for 

the convention on long-range transboundary air pollution, EB.AIR/WG.1/2001/4. 

UNECE (2001c): Expert group meeting on dynamic modeling. Executive body for the 

convention on long-range transboundary air pollution, EB.AIR/WG.1/2001/11. 

Warfvinge P, Holmberg, M, Posch, M Wright, R F (1992): 

The use of dynamic models to set target loads. Ambio 5, 369-376. 

Warfvinge P, Falkengren-Grerup, U, Sverdrup, H, Andersen, B (1993): Modelling long-term 

cation supply in acidified forest stands. Environmental Pollution 80 1-14. 

Warfvinge P & Sverdrup H (1995): Critical loads of acidity to Swedish forest soils. Chemical 

engineering II, Lund University, report 5:1995. 

Warfvinge P, Aherne J & Walse C (1998): Forest ecology and management 101;143-153. 

Warfvinge P & Bertills U (red) (2000): Naturens återhämtning från försurning, 


Wilander, A (2001): How are results from critical load calculations reflected in lake water 

chemistry? I: Nielsen K E & Lökke H (eds) Critical Loads Copenhagen 1999. 

Links between eutrophication and acidification of air, water and soil, ecological indicators 

of damage. Water, Air and Soil Pollution: Focus 2001 (1-2) 525-532. 

de Vries W, Posch M & Kämäri J (1989): Simulation of the long term soil response to acid 

deposition in various buffer ranges. Water, Air and Soil pollution 78: 215-246. 

[ 202 ]

Författarnas adresser 

Mattias Alveteg 

Lunds tekniska högskola 

Avdelningen för Kemisk teknologi 

Box 124 

221 00 Lund 

Ingvar Andersson 

IVL Svenska Miljöinstitutet AB 

Box 470 86 

402 58 Göteborg 

Ulla Bertills 

Naturvårdsverket 

Miljöanalysavdelningen 

106 48 Stockholm 

Peringe Grennfelt 


Box 470 86 


Gun Lövblad 


Box 470 86 


Christer Persson 

SMHI 

601 76 Norrköping 

Håkan Pleijel 

Göteborgs universitet 

Avdelningen för tillämpad miljövetenskap 

Box 464 


Lars Rapp 

Sveriges lantbruksuniversitet 

Institutionen för miljöanalys 

Box 7050 

750 07 Uppsala 

Lena Skärby 

Göteborgs universitet 

Botaniska institutionen 

Box 461 


Håkan Staaf 

Naturvårdsverket 

Naturresursavdelningen 

106 48 Stockholm 

Harald Sverdrup 



Box 124 

221 00 Lund 

Per Warfvinge 



Box 124 

221 00 Lund 

Anders Wilander 

Sveriges lantbruksuniversitet 

Institutionen för miljöanalys 

Box 7050 

750 07 Uppsala 

Christer Ågren 

Internationella försurningssekretariatet 

Box 7005 


[ 203 ]

EKV 1 

Bilaga 1 

Beräkning av kritisk 

belastning för försurning 

L RAPP 

Här presenteras en härledning av de ekvationer som krävs för att beräkna kritisk 

belastning för skogsmark och ytvatten avseende försurning. Framställningen 

är speciellt avsedd för att illustrera den metodik som används i det 

europeiska luftvårdsarbetet, dvs kombinerad kritisk belastning av svavel och 

kväve till CL-funktionen. I stora drag kan dock beskrivningen tillämpas på 

andra sätt att definiera kritisk belastning, t ex CL(acidity). 

ANC-balans för en marklösning 

En laddningsbalans (ekv/l) kan ställas upp mellan de joner som finns 

i markvätskan, t ex den som lämnar en markprofil (De Vries, 1991): 

[ H ] [ Al] 

+ [ BC] 

+ [ NH ] = [ SO ] + [ NO ] + [ Cl] 

+ [ HCO ] + [ RCOO ] 

där 

+ 4 

4 3 

3 

Al : alla positiva aluminiumspecies, t ex Al 3+ , Al(OH) 2 + , Al(OH) 2+ 

BC : baskatjoner, Ca 2+ , Mg 2+ , K + och Na + 

RCOO : organiska anjoner, RCOO - 

Vänsterledet utgörs av alla positiva joner och högerledet består av alla negativa 

joner av betydelse. Ekvationen gäller för ekvivalenter/l, dvs jonladdning 

multiplicerat med koncentration i mol/l. Ekvivalent är synonymt med mol c 

(antalet mol laddningar (charge)). Enheten för de komponenter som ingår i 

kritisk belastning brukar anges som ett flux (transport) och kräver kännedom 

om vattenflödet (avrinningen). Lämpliga enheter blir ekv/ha/år eller 

mmolc/m 2/år vilket förutsätts i det följande. 

[ 205 ]

EKV 2 

EKV 3 

Ett sätt att definiera en lösnings buffertkapacitet, ANC, (Acid Neutralising 

Capacity) är: 

ANC + RCOO - H - 

Suffixet ”le” står för utlakning (eng leaching). 

Om Ekv 1 kombineras med Ekv 2 måste också gälla att: 

ANC - 

Här baseras ANC på skillnaden mellan de konservativa jonerna, dvs de som 

inte ändrar sin laddning inom naturliga pH-intervall. Observera dock att ekvation 

2 och 3 är helt likvärdiga uttryck och det är alltid protonövergångar som 

ligger till grund för alla ANC-ändringar. Ekvation 3 är intressant eftersom det 

är enklare att bestämma joner som ej påverkas av pH. Om pH måste bestämmas 

är det dock nödvändigt att använda ekvation 2. 

Massbalanser över en markprofil 

En central del i formuleringen av kritiska belastningsgränser är att relatera 

depositionen till vad som återfinns i marklösningen. Detta möjliggörs genom 

att ställa upp massbalanser för de olika komponenterna i ekvation 3. Här innebär 

”massbalans” att källor och sänkor för de olika komponenterna identifieras. 

Som exempel visas hur detta går till för BC le : 

Inom den kemiska reaktionstekniken används massbalanser flitigt för 

kemiska reaktorer t ex tankreaktorn. Vi överför detta tillvägagångssätt på en 

markprofil, figur 1. 

Atmosfärisk deposition utgör inflödet av baskatjoner, BC dep. Vittring producerar 

baskatjoner till marklösningen, BC w, och baskatjoner försvinner från 

marklösningen genom näringsupptag (nettoupptag) i vegetation, BC u . 

Baskatjoner kan även bytas ut mot andra positiva joner (t ex H + och Al n+ ) 

genom markens jonbytesreaktioner. Jonbytesreakioner kan gå i båda riktningar, 

dvs både tillföra och bortföra baskatjoner från marklösningen. Det 

som är intressant är förändringen i tiden, ∆EX (eng exchange). Slutresultatet av 

processerna är flödet av baskatjoner ut från markprofilen, BC le . Med tankreaktorn 

som modell är tillståndet i markprofilen exakt samma som tillståndet 

i utflödet. 

[ 206 ] 

le = HCO 3, 

le 

le = BCle 

+ NH 4, 

le - SO4, 

le - NO 3, 

le 

le 

le 

Al 

le 

Cl 

le

EKV 4 

EKV 5 

BC w 

* 

Emellertid ska jonbyte och andra kapacitetsprocesser ej ingå på grund av att 

beräkningarna förutsätter steady-state (se kapitel 5) varför massbalansen för 

baskatjoner förenklas till: 

BC = BC + BC - 

I det följande sätts massbalanser upp för resterande komponenter i 

ekvation 3: 

Klorid antas vara helt mobilt i marken samt att källor av klorid i marken saknas. 

Detta betyder att mängden klor som utlakas från marken motsvaras av 

allt klor i depositionen, ekvation 5. 

Cl Cl = 

le 

le 

BCdep 

w 

dep 

EX 

BILAGA 1, FIGUR 1 

BC le 

dep 

BC 

u 

Svavel deponeras som sulfat med nederbörden. Processer i marken kan innefatta 

vittring (till sulfat), adsorption (fastläggning), desorption (friläggning), 

BCu 

Massbalans för baskatjoner (BC) över en markprofil med total omblandning: 

BC dep + BC w - BC u = BC le + ∆EX 

Vid steady-state gäller: 

BC 

t 

= EX = 0 

BC 

= EX = 0 

t 

[ 207 ]

EKV 6 

EKV 7 

EKV 8 

EKV 9 

EKV 10 

immobilisering (fastläggning i biomassan t ex torv), mineralisering (inbyggt 

svavel i biomassan överförs till sulfat), utfällning, upptag (Karltun, 1995) och 

reduktion (t ex när SO 4 2- övergår till FeS, FeS 2 eller H 2 S). Några av dessa 

processer anses mindre viktiga (Johnson et al, 1979, Johnson et al, 1982, 

Johnson, 1984) och återigen antas att steady-state råder, varför massbalansen 

för sulfat blir: 

SO = S 

Kväve deponeras som NO 3 - och NH4 + och är ett viktigt näringsämne samt 

medverkar i flera markprocesser varvid den totala massbalansen (Umweltbundesamt, 

1996) blir: 

där 

Nfix = biologisk fixering av kväve 

Ni = immobilisering i rotzonen 

Nu = nettoupptag i biomassa 

Nde = kväveförlust till atmosfären genom denitrifikation 

Nad = adsorption, t ex NH + 

4 till lermineral 

Nbrand = kväveförlust via naturliga skogsbränder eller skogsbruk 

Neros = erosion 

Nvol = NH3-avgång till atmosfären 

Nle = total kväveutlakning från markprofilen 

Adsorptionstermen försvinner på grund av steady-state. Det är brukligt att 

sammanföra flera processer till en term, N i. 

N = N + N + N + N - 

i 

4, 

le 

N + N = N + N + N + N + N + N + N + N 

dep 

Den förenklade massbalansen för kväve blir: 

N = N + N + N + N 

dep 

Utlakning av ammonium kan ofta antas vara obetydlig på grund av upptag 

och nitrifikation (NH 4 + övergår till NO 3 - och 2H +) varför ekvation 9 förenklas, 

efter omskrivning, till: 

N = N - N - N - 

le = NO 3, 

l 

[ 208 ] 

i 

fix 

i 

dep 

fire 

u 

i 

dep 

u 

eros 

de 

i 

de 

vol 

le 

u 

N 

ad 

N 

fix 

de 

brand 

eros 

vol 

le

EKV 11 

EKV 12 

EKV 13 

Insättning av (4), (5), (6) och (10) i (3) ger: 

S + N - BC + Cl = BC - BC + N + N + N - 

dep 

Detta är fortfarande ett uttryck för ANC, ekvation 3, men nu är källor och 

sänkor identifierade för de olika komponenterna. Från denna förenklade 

ANC-balans kan kritisk belastning för skogsmark och ytvatten härledas. 

Kritisk belastning för skogsmark 

ANC-balansen, ekvation 11, utgör starten för beräkning av kritisk belastning 

för skogsmark avseende försurning. Nästa steg är att mer specifikt uttrycka 

den kritiska belastningen för S och N. Vi inför ANC le, crit den kritiska nivån 

av ANC i marklösningen vilken uppstår då svaveloch kvävenedfallet motsvarar 

den kritiska belastningen. 

Vi väljer också att den kritiska belastningen, CL, ska gälla för den antropogena 

depositionen, dvs nedfallet av havssalter ska hanteras som naturliga 

företeelser. Detta medför att de marina bidragen för depositionen ska subtraheras 

från den totala depositionen och ge den icke-marina depositionen 

(index *). Här antas att allt Na kommer från havssalter och att relationen mellan 

jonerna är den samma som i havet (UBA, 1996). 

Med ovan sagda modifieras ekvation 11 och den kritiska belastningen av svavel 

och kväve införs: 

CL( 

S + N) 

= BC - Cl + BC w - BCu 

+ Ni 

+ Nu 

+ Nde 

ANC le, 

crit 

Detta är ett uttryck för den maximala summan av svaveloch kvävenedfall som 

skogsmarken tål, dvs då ANC i markvätskan motsvarar ANC le, crit . Ett implicit 

antagande är att kvävenedfallet ej får vara mindre än kvävesänkorna (N i , 

N u och N de ) samt att upptag av baskatjoner ej får vara större än deposition 

och vittring. 

Kväve har jämfört med svavel en komplicerad roll eftersom det har en 

helt annan dynamik i marken. Det är också viktigt att notera att depositionen 

av svavel inte kan kompenseras av kvävesänkorna. Med detta i åtanke kan vi 

bestämma den maximalt acceptabla S-depositionen, CL max (S), då kväve ej 

har en försurande effekt (Umweltbundesamt, 1996). 

CL 

max 

dep 

* * 

- 

dep dep 

* 

dep 

dep 

* 

dep 

dep 

( S ) = BC - Cl + BC - BC - ANC crit 

w 

w 

u 

u 

i 

le, 

u 

de 

ANC 

le 

[ 209 ]

EKV 14 

EKV 15 

EKV 16 

EKV 17 

Vi kan också tänka oss att kvävesänkorna fullständigt kan balansera kvävenedfallet 

vilket betyder att det finns en lägsta nivå av kvävenedfall som inte 

verkar försurande: 

CL min( 

N ) = Ni 

+ Nu 

+ Nde 

Av detta följer det högsta acceptabla kvävenedfallet, då svavelnedfallet är försumbart: 

CL ( N ) = CL N) 

+ CL ( S ) 

Ekvation 13–15 utgör de färdiga uttrycken för kritisk belastning av skogsmark 

avseende försurning. Observera att ekvation 14 och 15 endast gäller då 

N-sänkorna ej beror av depositionen. Om så inte är fallet måste ekvation 14 

och 15 modifieras (UBA, 1996) för att ta hänsyn till depositionsberoendet. 

CL max(S), CL min(N) och CL max(N) utgör den aktuella skogsmarkens s k 

Critical Load function och är de parametrar som främst efterfrågas i de internationella 

arbetet. Critical Load function jämförs med den aktuella depositionen 

(N dep , S dep ) för att bestämma andelen (%) skyddad areal för ett område 

(se bilaga 2). 

Kritisk belastning för ytvatten (sjöar) - FAB/SSWC 

I förra avsnittet var systemgränsen (för vilken ekvationerna gäller) en markprofil 

eftersom kritisk belastning för skogsmark baseras på markkemin för 

enskilda skogsbestånd. Sjökemi, å andra sidan, är resultatet av ett antal processer 

integrerat över sjöns avrinningsområde som i detta fall blir systemgränsen. 

Vi utgår från Ekv 11 men tänker oss ett helt avrinningsområde. 

S + N - BC + Cl = BC - BC + N + N + N - 

dep 

max 

Vi erinrar oss, Ekv 4, att utlakning av baskatjoner är ett resultat av vittring, 

deposition och näringsupptag (vid steady state): 

BC = BC + BC - 

le 

dep 

w 

min( 

max 

dep 

dep 

dep 

BC 

u 

w 

Anledningen till denna omskrivning är att nuvarande beräkningsförfarande 

utgår från vad som finns i sjön i stället för vad som kommer från marken. En 

annan skillnad är att retention av svavel och kväve, S ret och N ret i sjön ingår. 

[ 210 ] 

u 

i 

u 

de 

ANC 

le

EKV 18 

EKV 19 

EKV 20 

EKV 21 

EKV 22 

Andelen av olika ägoslag inom avrinningsområdet måste uppskattas av flera 

skäl: 

1. Nu ska endast tillskrivas den andel av avrinningsområdet som är täckt 

med skog (f). 

2. Ni och Nde tillskrivs andelen fastmark. 

3. Sret och Nret tillskrivs andelen sjö (r). 

Med det ovan sagda kan ANC-balansen för ett avrinningsområde (Kämäri et 

al., 1992, Henriksen et al., 1993) uttryckas: 

Sdep + Ndep 

+ Cldep 

= f Nu 

+ ( 1 - r )( Ni 

+ Nde) 

+ r Nret 

+ r S ret + BCle 

- ANC le 

Detta uttryck är motsvarigheten till ekvation 11 (skogsmark) men modifierad 

för ett avrinningsområde. 

Med givna definitioner av f och r gäller också att 1-r-f motsvarar den del fastmark 

som inte är skogsmark, dvs öppet fält. Detta värde behövs för denitrifikationshastigheten, 

Nde som antages vara proportionell mot nettoinflödet av 

N enligt: 

fde( 

Ndep 

- Ni 

- Nu 

) för skogsmark 

Nde = { fde( 

Ndep 

- Ni 

) för öppet fält 

där fde är denitrifikationskonstanten (

EKV 23 

EKV 24 

EKV 25 

EKV 26 

 

där 

sN = massöverföringskoefficient för N (m/år) 

Q = avrinning (m/år) 

Retention av svavel i sjön formuleras på samma sätt som för N, med skillnaden 

att inga svavelsänkor i avrinningsområdet ingår i modellen, varför 

uttrycket blir: 

där 

 

N 

S 

= 

rS = 

ret 

= 

s 

s 

N 

S 

s 

+ Q / r 

s 

s 

N 

S 

S 

dep 

+ Q / r 

s S = massöverföringskoefficient för S (m/år) 

Vi inför den förindustriella koncentrationen av baskatjoner i sjön, [BC*] o . 

som bestäms med ekvation 26–28. Index ”t” och ”o” representerar nutida 

respektive förindustriell sjökemi. I förindustriell tid antages sjöns baskatjoner 

endast härröra från vittring och deposition. Den s k F-faktorn bestäms 

empiriskt och är ett mått på den andel av den antropogena S- och N-depositionen 

som neutraliserats av markens jonbytesreaktioner. Eventuell ändring 

i skogsbruk innefattas också i jonbytet. Detta tillvägagångssätt att bestämma 

[BC*] o med en faktor F härstammar från SSWC-modellen (Steady State Water 

Chemistry), (Henriksen et al., 1990, Henriksen et al., 1992, Henriksen et al., 

1993). Den förindustriella koncentrationen av sulfat anses bestå av ett atmosfäriskt 

bidrag och ett geologiskt bidrag som är relaterat till koncentrationen 

av baskatjoner i sjön, ekvation 28. I litteraturen återfinns liknande empiriska 

samband som alternativ till ekvation 25–27 (Bernes, 1991; Henriksen et al., 

1993; Wilander, 1994). 

BC 

F= 

* 

[ ] - BC 

t * 

[ ] 

o 

* 

[ SO4 ] + - 

[ NO 

t 3 ] - * 

[ SO 

t 4 ] - - 

[ NO 

o 3 ] 

o 

[ 212 ]

EKV 27 

EKV 28 

EKV 29 

EKV 30 

EKV 31 

EKV 32 

EKV 33 

F = sin 

för [BC*] t ≤ 400 µeq/l, (F=1 i övriga fall) 

Vi erinrar oss också (jfr skogsmark) att de marina bidragen ska subtraheras 

från alla joner i ANC-balansen. I detta fall görs detta med klorid som referens 

eftersom klorid ytterst sällan är en vittringsprodukt. En följd av detta är att 

Cl dep försvinner i ekvation 18. Vi kan nu uttrycka BC le - ANC le i ekvation 18 

med hjälp av avrinningen enligt: 

BC 

le 

- 

* 

[ BC ] 

2 t 

400 

* 

[ SO4 ] =5+0.05 • BC 

o * 

[ ] 

t 

ANC 

le 

Om Ekv 18–29 kombineras får vi följande förenklade uttryck: 

a SSdep +aNNdep =b1Nu +b2Ni +Q BC * 

( [ ] - [ A NC] 

o le) 

- BCu där (dimensionslösa) 

aS = 1-S aN = (1-fde (1-r))(1-N ) 

b1 = f(1-fde )(1-N ) 

b2 = (1-r)(1-fde )(1-N ) 

* 

= Q( 

[ BC ] o - [ ANC] 

) - BCu 

Det kan tyckas som att N ret och N de har försvunnit i ekvation 29. 

Dessa kan dock härledas till: 

rNret = N ( Nu ( f • fde - f )+Ni (r-1+fde - r • f de )+Ndep (1 + r • fde - fde ) ) 

(1 - r )(N i +N de )=N u (- f • f de )+ N i (1 - r - f de +r • f de )+N dep ( f de - r • f de ) 

Vi inför den kritiska nivån av ANC i sjön som inte får underskridas, [ANC] limit 

vilken uppnås vid den kritiska belastningen av svaveloch kvävenedfall, dvs 

CL(S) och CL(N). Därmed är vi framme vid slututtrycket varifrån vi kan identifiera 

de specifika uttrycken för kritisk belastning. 

aSCL( S) + aN CL( N) = b1N u +b2Ni +Q BC * 

( [ ] - [ A NC] 

o limit ) - BCu le 

Eftersom svavelnedfall ej kan kompenseras av kvävesänkor blir det maximalt 

acceptabla svavelnedfallet: 

[ 213 ]

EKV 34 

EKV 35 

EKV 36 

CLmax (S) = Q BC * 

( ( [ ] - [ A NC] 

o limit) 

- BCu) /aS Kvävenedfallet kan helt balanseras av N-sänkorna till en nivå, CL min (N), som 

inte har en försurande effekt. 

CL N ) / a 

min ( N) 

= ( b1Nu 

+ b2 

Slutligen, om svavelnedfallet är försumbart blir det maximalt acceptabla kvävenedfallet: 

CLmax (N)= b1Nu +b2Ni +Q BC * 

( ( [ ] - [ A NC] 

o limit) 

- BCu) /aN Ekvation 34–36 är de färdiga uttrycken för kritisk belastning för sjöar avseende 

försurning. CL max (S), CL min (N) och CL max (N) utgör avrinningsområdets 

(inklusive sjö) CL-funktion. 

Referenser 

i 

Bernes C (1991): Försurning och kalkning av svenska vatten. Monitor 12, Naturvårdsverket. 

Henriksen A, Forsius M, Kämäri J, Posch M & Wilander A (1993): Exceedance of critical 

loads in Finland, Norway and Sweden: Reduction requirements for nitrogen and sulphur 

deposition. Oslo, Norway, Norwegian Institute for Water Research (NIVA): 46. 

Henriksen A, Kämäri J, Posch M & Wilander A (1992): Critical Loads of Acidity: 

Nordic Surface Waters. Ambio 21(5):356-363. 

Henriksen A, Lien L &Traaen, T S (1990): Critical loads for Surface Waters, Chemical Criteria for 

Inputs of Strong Acids. Oslo, Norwegian Institute for Water Research (NIVA), Norway: 45. 

Johnson D W (1984): Sulfur cycling in forests. Biogeochemistry 1:29-43. 

N 

Johnson D W, Cole D W & Gessel S P (1979): Acid precipitation & soil sulphate adsorption properties 

in a tropical and in a temperate forest soil. Biotropica 11:38-42. 

Johnson D W, Henderson G S, Huff D D, Lindberg S E, Richter D D, Todd P E & Turner J 

(1982): Cycling of organic and inorganic sulfur in a chestnut oak forest. Oeccologia 54:141- 

148. 

Karltun E (1995): Sulphate Adsorption on Variable-Charge Minerals in Podzolized Soils in 

Relation to Sulphur Deposition and Soil Acidity. Department of Soil Sciences. 

Uppsala, Swedish University of Agricultural Sciences: 149. 

Kelly C A, Rudd J W M, Hesslein R H, Schindler D W, Dillon P J, Driscoll C T, Gherini S A 

& Hecky R E (1987): Prediction of biological acid neutralisation in acid sensitive lakes. 

Biogeochem. 3:129-140. 

[ 214 ]

Kämäri K, Jeffries D S, Hessen D O, Henriksen A, Posch M & Forsius M (1992): 

Nitrogen Critical Loads and their Exceedance for Surface Waters. Critical Loads for Nitrogen 

– a workshop report. P Grennfelt & E Thörnelöf. Copenhagen, Nordic Council of Ministers, 

Denmark. Nord 1992:41:161-200. 

Posch M, Kämäri J, Forsius M, Henriksen A & Wilander A (1997): Exceedance for Lakes in 

Finland, Norway and Sweden: Reduction requirements for acidifying nitrogen and sulfur 

deposition. Environmental Management 21(2):291-304. 

Umweltbundesamt (UBA) (1996): Manual on methodologies and criteria for mapping 

critical levels/loads and geographical areas where they are exceeded. 

UN/ECE Conventionon Long-range Transboundary Air Pollution. 

Federal Environmental Agency (Umweltbundesamt), Texte 71/96, Berlin. 

Warfvinge P & Sverdrup H (1995): Critical Loads of Acidity to Swedish Forest Soils, Methods, 

data and results. Lund, Sweden, Lund University, Department of Chemical Engineering II. 

Wilander A (1994): Estimation of Background Sulphate Conentrations in Natural Surface 

Waters. Water, Air & Soil Pollution 75:371-378. 

de Vries W (1991): Methodologies for the assessment and mapping of critical loads and 

of the impact of abatement strategies on forest soils. Wageningen, The Netherlands, 

The Winand Staring Centre for Integrated Land, Soil and Water Research: 109. 

[ 215 ]

Bilaga 2 

”Ecosystem protection 

isolines” och viktning 

L RAPP 

Slutresultatet från beräkningarna för det europeiska luftvårdsarbetet föreligger 

som (för varje skogspunkt och varje sjö) den maximala försurningsbelastningen 

av svavel och kväve (CL max (S), CL max (N)) samt den undre gränsen 

av kvävebelastning (CL min (N)) som inte antas ha en försurande effekt. 

Eftersom kväve kan vara försurande på samma sätt som svavel finns det 

många möjliga kombinationer för hur den sammanlagda belastningen av svavel 

och kväve högst får vara. T ex kan det tillåtas en hög kvävebelastning om 

nedfallet av svavel kan begränsas till en låg nivå. Följdaktligen är det problem 

att hantera kritisk belastning för svavel respektive kväve var för sig när 

jämförelse mellan den aktuella depositionen ska göras. Därför behövs det en 

rutin för att samtidigt behandla alla möjliga kombinationer av svaveloch 

kvävedeposition så att det blir entydigt huruvida den kritiska belastningen 

överskrids eller inte (och hur mycket). Följande avsnitt beskriver den metodik 

som används för att framställa underlag för de internationella förhandlingarna 

för den kombinerade effekten av S och N. 

Ecosystem Protection Isolines 

För varje enskild beräkningspunkt (skogsyta/sjö) inom ett område har vi beräknat 

CL max (S), CL max (N) och CL min (N) som utgör varje punkts CL-function, 

figur 1. Linjen beskriver alla kombinationer av S- och N-deposition som motsvarar 

den kritiska belastningen. Ett depositionspar (N dep , S dep ) på eller innanför 

linjen betyder därför att den kritiska belastningen ej överskrids. Alla andra 

fall medför att den kritiska belastningen överskrids. 

[ 216 ]

1000 

CLmax(S) 

750 

500 

Sdep * 

250 

n=1 

Deposition>CL 

Deposition

S dep 

* 

1200 

1000 

800 

600 

400 

200 

na kan vi säga att andelen skyddad areal i EMEP-rutan är mellan 50 och 

95 %. I praktiken konstrueras många isolinjer (t ex för p = 0,05, 0,1, 0,15–1,00) 

för varje EMEP-ruta för att mer exakt bestämma andelen skyddad areal. 

Metodik för viktning av sjöar och skogsmark 

Metoden bygger på att sjöar ock skogsmark har samma betydelse. Viktningen 

har gjorts för lika stora områden (NILU-rutor). Alla sjöar får samma vikt 

medan skogsytorna viktas inbördes enligt riktlinjer från Ståndortskarteringen. 

För varje NILU-ruta har 10 % area subtraherats för att ta hänsyn 

till städer, vägar och annan yta som inte representerar ekosystem. Detta betyder 

att de resultat som Sverige levererar gäller för 90 % av Sveriges yta. 

Metodiken leder fram till följande ekvationer för en NILU-ruta där det finns 

både sjöar och skogsmark: 

[ 218 ] 

Dep1 

e 

Dep2 

Dep3 

n = 25 

5 percentil 

50 percentil 

(median) 

0 

1000 200 400 600 800 1000 

Ndep 1200 1400 1600 

BILAGA 2, FIGUR 3 

Konstruktion av ecosystem protection isolines. Som exempel visas resultatet för 5 och 50 

percentilerna. De tre depositionsparen DEP1-3 motsvaras av att mer än 95, 50–95 och mindre 

än 50 % av arealen är skyddad.

EKV 1 

EKV 2 

ws = A • 

NILU 0.90 

2 • ns wf = wi • A • 

NILU 0.90 

där 

ws , wf = vikt för enskild sjö respektive skogsyta (m2 ) 

ANILU = area för NILU-ruta (m2 ) 

ns , nf = antal sjöar och skogsytor 

wi = vikt för enskild skogsyta enligt Ståndortskarteringen (m2 ) 

Referenser 

nf 

2 • wi i=1 

Posch M, de Smet, P A M, Hettelingh J-P, & Downing R J (1995): 

Calculation and mapping of Thresholds in Europe – Status Report 1995. Bilthoven, 

National Institute of Public Health and Environmental Protection (RIVM): 198. 

[ 219 ]

EKV 1 

EKV 2 

EKV 3 

Bilaga 3 

Beräkning av vittringshastighet 

för sjöar 

L RAPP 

Vittringshastigheten för en sjös avrinningsområde beräknas från nutida sjökemi 

och empiriska samband. 

Den nutida halten av baskatjoner, exklusive havssalter, [BC*] t , antas vara 

effekten av vittring (BC w ), deposition (BC* dep ), jonbyte (∆EX, engelska 

exchange) och näringsupptag som bortförs med avverkning (BC u ): 

BC * 

* 

[ ] = ( BC 

t w +BCdep+ EX - BCu ) / Q 

där Q är avrinning 

I förindustriell tid (index o) antas halten baskatjoner, [BC*]o, endast härröra 

från vittring och deposition: 

BC * 

[ ] = ( BC 

0 w +BCdep) / Q 

Skogsbruket förutsätts ha varit försumbart i förindustriell tid samt även att 

steady-state råder, varför upptag och jonbyte av baskatjoner ej inkluderas i 

ekvationen. Dessutom antas att deposition och vittring av baskatjoner ej har 

förändrats sedan förindustriell tid. 

Om ekvation 1 och 2 kombineras framgår det att skillnaden mellan den förindustriella 

och den nutida halten av baskatjoner härrör från jonbyte samt 

skogsbrukets bortförsel av baskatjoner: 

BC * 

[ ] - BC 

t * 

[ ] = ( EX - BC 

0 u) 

/ Q 

* 

Den förindustriella halten av sulfat, [SO 4 * ]o , antas bestå av ett atmosfäriskt 

och ett geologiskt bidrag som är relaterat till koncentrationen av baskatjoner 

i sjön: 

[ 220 ]

EKV 4 

EKV 5 

EKV 6 

EKV 7 

* 

[ SO4 ] =5+0.05 • BC 

o µekv/l 

Vi inför F-faktorn, som anger kvoten mellan förändringen i koncentration 

av icke-marina baskatjoner och sulfat plus nitrat från förindustriell tid till 

idag: 

* 

[ ] 

t 

F= 

[ BC ] - 

t 

[ BC ] 

o 

* 

[ SO4 ] + 

t 

- 

[ NO3 ] - 

t 

* 

[ SO4 ] 

o 

där 

[SO * 

4 ]t = nutida halt av sulfat exklusive havssalter 

[NO3 ] = nutida halt av nitrat 

För att kunna lösa ekvationssystemet måste F-faktorn ges ett värde. Olika 

förslag återfinns i litteraturen. I denna rapport beräknas F-faktorn enligt: 

F = sin 

* 

[ BC ] 

2 t 

400 

* * 

för [BC*]t ≤ 400 µekv/l, (F = 1 i övriga fall) 

Om ekvation 4 och 6 sätts in i ekvation 5 kan [BC*] o beräknas. Därmed är 

vittringshastigheten, BC w , bestämd i ekvation 2: 

BCw = BC o 

* [ ] . - BC 

Q * 

dep 

ekv/ha.år 

[ 221 ]

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 luftvårdsarbetet 

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 överskridande 

beräknas och karteras, resultaten och osäkerheterna. 

Vidare redovisas hur resultaten används som underlag 

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 miljömålen 

BARA NATURLIG FÖRSURNING och INGEN ÖVERGÖD- 

NING. 

RAPPORT 5174 

ISSN 0282-7298 

ISBN 91-620-5174-1

pdf 3,6 MB - Naturvårdsverket

You also want an ePaper? Increase the reach of your titles

Delete template?

Save as template?