"ARA FÚRSURNING "),!'/2 2!00/24

Transkript

1 till fördjupad en 80

2 Bara naturlig försurning Bilagor till Naturvårdsverkets rapport nr 5766, 2007 NATURVÅRDSVERKET

3 Beställningar Ordertel: Orderfax: E-post: Postadress: CM-Gruppen, Box , Bromma Internet: Naturvårdsverket Tel: , fax: E-post: Postadress: Naturvårdsverket, SE Stockholm Internet: ISBN pdf ISSN Naturvårdsverket 2007 Tryck: CM Gruppen AB, Bromma Omslag: illustration:tobias Flygar Elektronisk publikation

4 Innehåll Bilaga 1. Konsekvensanalys av reviderat delmål för försurade sjöar och vattendrag sid 5 Bilaga 2. Underlagsrapport Utvärdering av miljötillståndet och trender i skogsmarken sid 11 Bilaga 3. Konsekvensanalys av nedlagt delmål av svaveldioxid sid 21 Bilaga 4. Konsekvensanalys av reviderat delmål av kväveoxider sid 29 Bilaga 5. Konsekvensanalys av förslag till nytt delmål för skogsbrukets påverkan sid 49 Bilaga 6. Konsekvensanalys av förslag till nytt delmål för utsläpp av svavel och kväve från sjöfart sid 61 Bilaga 7. Underlagsrapport Reviderade beräkningar av kritisk belastning för försurning sid 103 Bilaga 8. Underlagsrapport Skogsbrukets försurningsbidrag sid 147 Bilaga 9. Underlagsrapport Målkonflikt klimatmål och skogsmarksförsurning sid 185 Bilaga 10. Underlagsrapport Potentiella effekter av klimatförändringar på skogsekosystem sid 197 3

5 4

6 BILAGA 1 Bara naturlig försurning Bilaga 1 Konsekvensanalys av reviderat delmål för försurade sjöar och vattendrag Jens Fölster, SLU Institutionen för miljöanalys Ulrika Lindstedt, Naturvårdsverket 5

7 BILAGA 1 Problemanalys Delmålet för sjöar och vattendrag är uppnått i förtid. Återhämtningen från försurningen har fortsatt. Av Sveriges drygt sjöar större än 4 ha som delmålet gäller för, var endast 3 % försurade år 2005 och andelen försurad rinnsträcka uppskattades till ca 6 %. Den tidigare formuleringen löd: År 2010 skall högst 5 % av antalet sjöar och högst 15 % av sträckan rinnande vatten i landet vara drabbade av försurning som orsakats av människan. Försurningspåverkan av sjöar är mycket ojämnt fördelad över landet. Den största påverkan finns i Sydvästra Sverige, där depositionen av försurande ämnen är störst. Andelen försurad rinnsträcka avser rinnande vatten enligt Blå kartans hydrografi som omfattar vattendrag med avrinningsområden ner till mellan 0,1 till 0,4 km 2, beroende på var i landet man befinner sig. Beräkningen av andel försurad rinnsträcka baseras på data från sjökemi Uppskattningen innehåller stora osäkerheter, men ger en tydlig indikation på att delmålet att mindre än 15 % av sträckan rinnande ska vara försurat är uppfyllt när det gäller det genomsnittliga tillståndet i vattendrag. För mer utförlig beskrivning av problemet se bl.a. kap. 5.2 i huvudrapporten. Referensalternativ Prognosen till 2010 visar på en minskad försurning av sjöar och vattendrag med ytterligare några tiondels procent. För mer utförlig beskrivning av referensalternativet se kapitel 5.2 i huvudrapporten. Förslag till nytt delmål Den nya formuleringen av delmålet förslås lyda: År 2015 skall andelen sötvatten försurade av människan vara högst 25 % i sydvästra Sverige och 5 % i mellan-och sydöstra Sverige. I Norrland ska försurningen inte öka. Precisering: Delmålet avser antalet sjöar större än 1 hektar, och vattendrag med avrinningsområde över 2 km 2. Som försurade ingår även de kalkade objekt som enligt Bedömningsgrunder klassas som försurningspåverkade Syftet med förändringen är främst att ge en bättre beskrivning av försurnings-tillståndet i Sverige. Regionaliseringen gör att olika mål kan sättas beroende på omfattningen av problemet i de olika landsdelarna. Det gör också att de stora problemen i sydvästra 6

8 BILAGA 1 Sverige inte döljs av den relativt ringa försurningen i resten av Sverige vilket var fallet med det tidigare delmålet med en procentsiffra för hela landet. Sjöar mellan 1 och 4 hektar utgör ca 40 % av Sveriges sjöar > 1 ha. Genom revideringen av delmålet inkluderas en betydande resurs i form av biologisk mångfald och rekreation i delmålet. Avgränsningen av vattendrag till de med avrinningsområden större än 2 km 2 är till för att ge en tydlig avgränsning av vilka vattendrag som delmålet gäller för. Vattendrag mindre än 2 km 2 har mindre värde för biologisk mångfald och rekreation eftersom de oftast saknar fisk. Dessutom är mindre vattendrag i vissa fall inte permanenta och variationen av vattenkemi och flödesförhållanden i tid och rum är mycket stor. Den stora variationen gör att om ett vattendrag större än 2 km 2 inte är fösurat, kan visserligen enstaka uppströms liggande små vattendrag vara försurade, men flertalet är det inte. Även om enstaka småbäckar är påverkade av försurning säkerställs därmed den biologiska mångfalden på landskapsnivå genom att skydda vattendragen större än 2 km 2. Behov av förbättrad miljöövervakning Förändringen av delmålet kräver inte några nya fysiska åtgärder utöver de som föreslås för andra delmål. Däremot ställer den nya formuleringen av delmålet större krav på uppföljningen jämfört med tidigare. Sjöar mellan 1 och 4 ha måste ingå i miljöövervakningen och ett större antal provtagna sjöar krävs för att få samma noggrannhet på uppskattningen av andelen försurade sjöar i varje landsdel som för hela landet. Vattendragen går inte att följa upp på ett tillfredsställande sätt med den nuvarande miljöövervakningen. Någon yttäckande övervakning av vattendrag ingår inte i den nuvarande miljöövervakningen. Det saknas idag kunskap om hur ett sådant övervakningsprogram ska läggas upp som ger användbara resultat till rimliga kostnader. Anledningen till detta är den stora variationen i tid och rum i vattendragskemin. I Riksinventeringarna 1995 och 2000 ingick vattendrag större än 15 km 2, men den största andelen rinnsträcka och det mesta av försurningen finns i vattendrag mindre än 15 km 2 (Fölster m.fl, 2007). Variationen är störst i små vattendrag där den mesta försurningen finns. Den bästa kunskapen om vatten-kemins variation finns från Krycklan i Västerbotten (Buffam m fl., 2007). Metodik finns för att beräkna fördelningen av vattenkemin i små vattendrag utifrån nedströms punkter, men det behövs data motsvarande dom från Krycklan från fler platser i Sverige för att kunna tillämpa metodiken (Fölster m.fl, 2007). Till den fördjupade utvärderingen uppskattades försurningspåverkan i vattendrag utifrån sjökemi, där en sjö antogs representera medelkemin i ett vattendrag med samma avrinningsområdesstorlek. Detta antagande behöver underbyggas ytterligare för att klargöra om resultaten från den yttäckande övervakningen av sjökemi även i fortsättningen kan användas till att följa upp miljömålet för vattendrag eller om den behöver kompletteras med en yttäckande övervakning även av små vattendrag. Noggrannheten i uppskattningen av hur många försurade sjöar det finns i Sverige beror av hur många sjöar som ingår i den sjöinventering som ligger till grund för beräkning- 7

9 BILAGA 1 en. Regionaliseringen av delmålet innebär att fler sjöar behöver provtas för om man vill uppnå samma noggrannhet i bedömningen av varje enskild landsdel som för hela landet med hittillsvarande miljöövervakning. För att undersöka hur behovet av Miljöövervakning förändras med revideringen av delmålet beräknades noggrannheten i bedömningen av andel försurade sjöar med en Monte Carlo simulering, se nedan. METOD För undersökningen användes data från 3897 slumpade sjöar större än 1 ha i RI90. Av dessa var 3322 sjöar större än 4 ha. Slumpningen gjordes efter en stratifiering efter län och storleksklass så att ett bestämt antal sjöar slumpades ut i ett visst län och en viss storleksklass så att resultaten kunde räknas om till att gälla alla Sveriges. RI90 valdes för att den till skillnad från de två påföljande riksinventeringarna omfattade sjöar 1 4 ha. Sjöinventeringen 1990 valdes för analysen då den har det största antalet sjöar och omfattar sjö större än 1 ha. Den variabel som utvärderades var försurningspåverkan enligt Bedömningsgrunder. Kalkade sjöar korrigerades med Ca*/Mg* (Fölster och Wilander, 2005). För att beräkna konfidensintervallet för andel försurade sjöar, slumpades sjöar ur RI90 med återläggning. För varje län och storleksklass slumpades lika många sjöar som ingick i Riksinventeringen för den klassen. Efter att en sjö tagits ut genom slumpning lades den tillbaka så att den kunde väljas igen. Sjöar slumpades i alla län och storleksklasser så att ett stickprov med lika många sjöar som i den ursprungliga Riksinventeringen erhölls. På det sättet skapades en ny Riksinventering som gav en uppskattning av antal försurade sjöar som avvek något från det ursprungliga resultatet. Genom att upprepa detta förfarande 1000 gånger skapades en fördelning av uppskattningar av andel försurade sjöar i Sverige. För dessa 1000 uppskattningar kunde medelvärde och standardavvikelse beräknas. Konsekvenserna av ett förändrat antal sjöar i underökningen för säkerheten i uppskattningen beräknades genom att ändra antal sjöar i det slumpvisa urvalet proportionellt i alla län och storleksklasser. Beräkningarna gjordes både med och utan sjöar 1-4 ha och både med och utan försurade kalkade sjöar inkluderade. Beräkningarna upprepades med uppdelning på landsdelar för sjöar större än 1 ha och inklusive kalkade sjöar. RESULTAT Att inkludera sjöar 1 4 ha leder inte till att osäkerheten i bedömningen av andel försurade sjöar ökar med bibehållen storlek på Miljöövervakningen (Tabell 1). Inte heller inkluderandet av försurade kalkade sjöar ökar osäkerheten. Även om förhållandet mellan små och stora sjöar respektive kalkade och okalkade sjöar inte behöver vara exakt samma nu som 1990, då försurningen var mer omfattande, kan man ändå hålla för sannolikt att revideringen av vad delmålet ska omfatta inte påverkar övervakningsbehovet i någon nämnvärd utsträckning. 8

10 BILAGA 1 Tabell 1. Andel försurade sjöar 1990 för hela Sverige med olika definitioner av försurning. Standardavvikelsen (Stdv) beräknat med en provstorlek på 2000 sjöar Andel försurat 1990 > 4 ha > 1 ha Stdv. Andel försurat 1990 Stdv. Exkl. Försurade kalkade 12.12% 1.2% 13.9% 1.0% Inkl. Försurade kalkade 19.6% 1.2% 19.5% 1.0% Förslaget att regionalisera delmålet innebär däremot att behovet av antalet sjöar i den yttäckande övervakningen ökar. Det nya Miljöövervakningsprogrammet omfattar 4800 sjöar. Även en sådan ökning av omfattningen räcker inte för att standardavvikelsen på uppskattningen ska bli av samma storlek i de sydliga delarna med hög försurning som för hela landet med 2000 sjöar i inventeringen. Detta beror dock till stor del på att andelen försurade sjöar är så mycket större än för hela landet (Tabell 2). Om man i stället uttrycker standardavvikelsen som procent av antal försurade sjöar leder regionaliseringen inte till ett ökat övervakningsbehov i de södra delarna. Resultaten baserar sig på RI90 och är beroende av försurningens omfattning Det går därför inte att ange någon osäkerhetsnivå för indikatorn med dagens miljöövervakning och försurningssituation, eller hur många sjöar som skulle behöva provtas för att uppnå en viss säkerhet. I samband med nästa fördjupade utvärdering kommer det dock finnas underlag för att göra en sådan beräkning. Tabell 2. Andel försurade sjöar 1990 i olika landsdelar med sjöar 1-4 ha och försurade kalkade sjöar inkluderade. Standardavvikelsen (Stdv.) beräknad med en provstorlek på 4800 sjöar. Det relativa felet anger standardavvikelsen uttryckt i % av antalet försurade sjöar. Andel Försurat Stdv. Relativt fel Landsdel 1990 Norrland 7.80% 0.84% 10.7% Ö. och M. Sverige 35.30% 1.77% 5.0% SV Sverige 66.42% 1.79% 2.7% Hela Sverige 19.5% 1.0% 5.4% Slutsatser Inkluderandet av sjöar 1 4 ha och försurade kalkade sjöar i delmålet leder inte till ökat behov av uppföljning. Regionaliseringen av delmålet kräver däremot en större omfattning av den yttäckande övervakningen av sjöar om man vill ha samma noggrannhet på uppskattningen av andel försurade sjöar i alla landsdelar som för hela landet med dagens övervakning. 9

11 BILAGA 1 Referenser Buffam, I., Laudon, H., Temnerud, J., Morth, C.M. and Bishop, K.: 2007, 'Landscapescale variability of acidity and dissolved organic carbon during spring flood in a boreal stream network', Journal of Geophysical Research-Biogeosciences 112. Fölster, J. and Wilander, A.: 2005, 'Försurningsbedömning in kalkade vatten med kvoten Ca*/Mg*. Institutionen för Miljöanalys, SLU. Rapport 2005:3'. Fölster, J.: 2007, 'Förslag till Bedömningsgrunder för försurning i sjöar och vattendrag. Inst. för Miljöanalys, SLU. Rapport 2007:9', 28. Fölster, J., Erlandsson, M. och Temnerud, J. 2007b. Surhet och försurning i vattendrag i ett variabelt landskap. Inst, för Miljöanalys, SLU. Rapport 2007:15. 10

12 BILAGA 2 Bara naturlig försurning Bilaga 2 Underlagsrapport: Utvärdering av miljötillståndet och trender i skogsmarken Johan Stendahl, Institutionen för skoglig marklära, Sveriges lantbruksuniversitet 11

13 BILAGA 2 Bakgrund Den främsta orsaken till försurningen av skogsmarken är depositionen av långväga transporterade svavel- och kväveföroreningar, som kulminerade i början av 1970-talet. Effekterna på skogsmarken påvisades under 1980-talet (Falkengren-Grerup et al. 1987; Tamm och Hallbäcken 1988; Eriksson et al. 1992) och man kan se tydliga mönster i kartor över markens ph och andra variabler med koppling till markens surhetstillstånd som också speglar depositionsmönstren (www-markinfo.slu.se). Idag är svaveldepositionen kraftigt reducerad medan kvävedepositionen minskat i långsammare takt och utgör fortfarande ett problem tillsammans med ökande biologisk försurning pga. ett intensivare skogsbruk. Detta kan påverka skogsmarkens förmåga till återhämtning negativt. Dessutom kan upplagrade mängder svavel ge upphov till bildning av syra när det frigörs, vilket sammantaget kan leda till att återhämtningen blir långsam eller uteblir helt. Bedömningsgrunder för surhetstillstånd Skogsmarkens surhetstillstånd beskrivs av tillståndsklasser som baserar sig på ph, effektiv basmättnadsgrad och utbytbar mängd aluminium i markprofilens B-horisont (Naturvårdsverket 1999; Tabell 1). Dessa variabler är enkla att bestämma och förekommer i övervakningen av skogsmarkens tillstånd inom Markinventeringen. Bedömningsgrunderna gäller för frisk till fuktig fastmark (ej torvmark) som är bevuxen med medelålders till äldre skog. Tillståndsklasserna speglar inte direkt graden av försurning orsakad av syradeposition, vilket lett till kritik av bedömningsgrunderna (Skyllberg et al. 2001; Gustafsson et al. 2001). Det vore t ex önskvärt att även inkludera halten löst aluminium i markvattnet (Gustafsson et al. 2001) som ger ett bättre mått på markens känslighet och är starkare kopplat till sur deposition, men denna variabel är svår att bestämma i större skala. Tabell 1. Tillståndsklasser för bedömning av skogsmarkens surhetsgrad enligt bedömningsgrunderna (Naturvårdsverket 1999). Värdena avser markens B-horisont. Klass Surhetsgrad ph (H 2 O) Effektiv basmättnadgrad (%) 1-2 Låg 5, Måttlig 4,4-5, Hög 4,0-4, Mycket hög <4,0 <6 >12 Utbytbart aluminium (mmol kg TS -1 ) Vid bedömning av försurningstrenden kan dock fördelningen mellan klasserna studeras vid olika tidpunkter och förskjutningar mellan klasserna bör spegla förändringar i markens surhetstillstånd. Bedömningsgrundernas tillståndsklasser fyller sin funktion genom att de speglar markens surhetstillstånd och att de integrerar information om tre centrala variabler i en tillståndsklass. Vid bedömning av försurningskänsligheten bör hänsyn dessutom tas till den nuvarande depositionsnivå och markens bördighet. Som grund av för uppföljning av markens surhetstillstånd och dess utveckling har vi här använt en indelning av Sverige i tre regioner (Figur 1) som dels speglar graden av försurningspåverkan genom depositionen och dels gradienter i klimat och tillväxtförhållanden. 12

14 BILAGA 2 68º Norrland 64º Mellersta och östra 60º Sydvästra 56º Km Figur 1. Regionindelning för uppföljning av markens surhetstillstånd och dess utveckling. Markinventeringen Utvärderingen baserar sig på Markinventeringen (MI, kallad Ståndortskarteringen under åren ) som är en nationell återkommande inventering av skogsmark som utförs parallellt med Riksskogstaxeringen ( Totalt omfattar inventeringen ca permanenta ytor varav kemiska analyser utförs på prover från en delmängd av ytorna. Datahanteringen inom MI utgör en kedja från registrering i fältdatorer och vid laboratoriet till uppbyggnaden av den slutgiltiga databasen. I hela denna kedja utförs en rad kontroller och det sker även ett löpande arbete med att förbättra datakvaliteten inom inventeringen (Stendahl & Löfgren 2005). Materialet som används i denna utvärdering är kemiska data från markens mineraljord vilket motsvarar knappt 25 % av provytorna i inventeringen. Urvalskriterierna som har använts är samma som för bedömningsgrunderna, dvs. torra, friska och fuktiga marker utan torvlager (< 30 cm organisk horisont) som är bevuxen med medelålders till äldre skog (huggningsklass C och D). De markvariabler som använts är ph mätt i vatten, utbytbart kalcium, magnesium, kalium och natrium, och aluminium, samt den titrerbara aciditeten (TA) i B-horisonten. Den effektiva basmättnaden beräknades som kvoten: (Ca Mg K Na) / (Ca Mg K Na Al). Korrektioner av ph och halterna av baskatjoner har gjorts för data från perioden utifrån funktioner enligt Karltun (1998). Skogsmarkens tillstånd Skogsmarkens surhetstillstånd kan illustreras med en karta över markens ph (Figur 2) som visar en tydlig gradient med lägst ph värden i sydväst och gradvis ökande värde mot nordöst för att sedan öka norrut. Avvikelser från detta mönster förekommer lokalt främst 13

15 BILAGA 2 beroende på geologins inverkan på markens buffringsförmåga. Områden med kalkhaltig berggrund eller kalkhaltiga jordar (t ex nordöstra Uppland) har de högsta ph värdena i landet, medan områden med svårvittrad berggrund (t ex nordvästra Dalarnas sandstensområden) är surare än sin närmaste omgivning. Figur 2. Tillståndet i skogsmarken avseende ph i B-horisonten, C:N kvoten i O-horisonten och dominerande tillståndsklass enligt bedömningsgrunderna för markens surhetstillstånd. Färgnyansen anger dominansgraden av respektive klass inom en 50 km radie (mörk nyans >50%, ljus nyans <50%). (Markinventeringen ). Kartan över utbredningen av tillståndsklasserna (Figur 2) visar på samma mönster, med marker som domineras av hög och mycket hög surhetsgrad starkt koncentrerade till sydvästra Sverige. Det förekommer dock ett område med hög surhetsgrad i västra Jämtland, fast här inverkar områdets sedimentära berggrund som har naturligt höga aluminiumhalter, dvs. klassningen kan ej hänföras till sur deposition. Statistiken för ph, effektiv basmättnad och utbytbart aluminium (Tabell 2) för de tre regionerna visar även upp mönstret med minskande surhet mot norr, men för basmättnaden har mellersta och sydöstra Sverige högst värden. Detta kan förklaras av förekomsten av kalkrika marker med mycket god vittringsförmåga, vilket tydligast kan ses i ett betydligt högre värde för 90 % percentilen för denna region. Markens C:N kvot påverkas även av depositionen och speglar därmed också markens försurningsgrad. Den ökar generellt från söder till norr med undantag för visa områden (Figur 2). De lägsta kvoterna förekommer i sydvästligaste Sverige och runt Mälardalen. De mönster i markens surhetsgrad som kan utläsas stämmer överens med depositionsmönstret för svavel och kväve, men även skillnader i historisk markanvändning kan ha bidragit till detta. Intensivt brukande av marken under 1800-talet följt av beskogning och successivt ökande tillväxt kan också ha bidragit till detta mönster (Skyllberg et al. 2001). 14

16 BILAGA 2 Tabell 2. Tillståndet i skogsmarken för variablerna ph, basmättnaden och utbytbart aluminium i markens B-horisont för perioden (baserat på Ståndortskarteringen). Percentil Sydvästra Mellersta/ Norrland sydöstra ph 10:e :e :e Effektiv 10:e basmättnad (%) 50:e :e Al 3+ (mmol kg -1 TS ) 10:e :e :e Trädslagets påverkan Skillnader i markens syra-basstatus har undersökts utifrån Markinventeringens databas i en annan mer omfattande rapport (Nilsson et al. 2007) och här ges en kort sammanfattning av resultaten. Trädslagets påverkan är tydligast i markens humusskikt och den största enskilda effekten är att lövträdsbestånd har högre ph och basmättnadsgrad. Skillnaden mellan gran och tall är mindre, men tall har ett något lägre ph värde i humusskiktet. Markens B-horisont speglar i högre grad försurningspåverkan på marken genom depositionen och i denna horisont är skillnaderna mellan trädslagen mindre än i humusskiktet. Högst ph värde och basmättnad hade tall-, följt av lövträds- och granbestånd. I föreliggande rapport var ph värdet för lövträdsbestånd något högre än för tallbestånd (Tabell 3), men granbestånden hade klart lägst ph värde. Urvalet av provytor skilde sig dock något mellan undersökningarna. Eftersom skillnaderna mellan trädslagen var små i B-horisontens syra-basstatus kan man dra slutsatsen att regionala mönster baserade på denna horisont inte kan förklaras av skillnader i trädslag. Tabell 3. Förändringar i markens ph i B-horisont under perioden baserat på Ståndortskarteringen. Analysen är gjord med en mixad statistisk modell där värdena anger modellerat utgångstillstånd tillsammans med årlig förändring. Olika utgångsvärden indikerar signifikanta skillnader i medelvärde mellan klasserna. Signifikansgraden anges med stjärna (*, ** och *** motsvarar p<0.10, p<0.05 och p<0.01). Region Värde 1982 Jordmån Värde 1982 Norrland 4.73 Brunjord 4.77 Mellersta/sydöstra 4.73 Podsoler 4.57 Sydvästra 4.56 Sumpjordar 4.72 Trend (år -1 ) *** Trend (år -1 ) *** Fuktighet Värde 1982 Trädslag Värde 1982 Torr 4.55 Tall 4.70 Frisk 4.65 Gran 4.64 Fuktig 4.77 Löv 4.79 Trend (år -1 ) *** Trend (år -1 ) *** 15

17 BILAGA 2 Trender i markens surhetstillstånd Förändringarna över tiden har studerats genom att följa utvecklingen av tillståndsklassernas utbredning och genom att studera förändringar hos enskilda variabler som påverkas vid försurning av marken. Skogsmarkens fördelning mellan tillståndsklasserna visar på ett klart förbättrat surhetstillstånd under den studerade perioden (Figur 3). A. Norrland B. Mellersta/sydöstra Sverige 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% TK 1-2 TK 3 TK 4 TK 5 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% C. Sydvästra Sverige D. Andel i tillståndsklasser 4 & 5 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% TK 1-2 TK 3 TK 4 TK 5 (%) Sydvästra Mellersta/östra Norrland TK 1-2 TK 3 TK 4 TK Figur 3. Fördelningen av skogsmarken mellan tillståndsklasserna över tidsperioden (A-C), samt utvecklingen av andelen sur och mycket sur mark (tillståndsklass 4 och 5) i olika regioner (D). Notera att värdena baserar sig på överlappande 5-årsintervall. (Markinventeringen ). Förskjutningen från de två suraste tillståndsklasserna till klassen måttligt surt tillstånd är mycket kraftig i sydvästra Sverige, från 48 % under perioden till 21 % under den senaste perioden Andelen mark med låg surhetsgrad har dock endast ökat marginellt under samma period. I de övriga regionerna har förekomsten av de suraste klasserna också minskat fast betydligt måttligare, medan däremot någon ökning i andelen mark med låg surhetsgrad inte kan påvisas. Den minskade förekomsten av de två suraste klasserna kan följas över tiden i kartserien över frekvensen skogsmark i de två suraste tillståndsklasserna (Figur 4). Minskningen är tydligast i sydväst och avtar sedan norrut. 16

18 ! 0.06! 0.11 BILAGA Andel (%) Figur 4. Den geografiska fördelningen av sur och mycket sur skogsmark i Sverige för tidsperioderna , och Figuren anger fraktionen av skogsmarken som tillhör dessa tillståndsklasser och det prickade området i kartan från indikerar att resultatet baserar sig på mindre än 10 ytor. (Markinventeringen ). Resultaten från förändringen av ph värdet i B-horisonten visar på en generell ökning som är av storleksordningen 0,1 ph enhet/10 år under den studerade perioden. Den visar också att ph värdet skiljer sig mellan regionerna, men också mellan jordmånsklasser, fuktighetsklasser och beroende på trädslaget (Tabell 3). En kartläggning av förändringen mellan 80- och 90-talets data visar hur denna fördelar sig geografiskt (Figur 5). ph förändring p-värde Figur 5. Förändringen i ph värdet för markens B-horisont mellan perioden och perioden Punkterna i kartan anger svaga eller icke-signifikanta skillnader, medan avsaknaden av punkter betyder att skillnaderna är signifikanta. (Markinventeringen ). 17

19 BILAGA 2 Signifikanta ökningar i ph förekommer i större delen av landet. Det bör dock påpekas att en förändring i ph värde i lägre ph intervall innebär en större förändring i mängd vätejoner än vid högre, dvs. förändringen i mängden utbytbara vätejoner är betydligt större i södra Sverige än vad resultaten för ph visar (Figur 5). Större områden med oförändrat tillstånd eller tendens till minskning finns i nordligaste Sverige och i nordvästra Götaland. Norrland har antagligen inte varit utsatt för försurning i någon större grad och man kan därmed inte förvänta sig någon större förändring heller. I nordvästra Götaland har det inte skett någon påvisbar förändring, vilket kan tolkas som att återhämtningsförmågan här är svagare samt att det här även förekommer vissa skogsmarker med god motståndskraft som inte varit så påverkade av försurning. Resultaten för tillståndsklassernas utbredning visar på en betydligt större förbättring i sydvästra Sverige än i övriga landet, vilket inte resultaten för ph visar. Detta kan förklaras med att en förändring vid låga ph värden, som är vanligare i sydvästra Sverige, snabbare ger en förskjutning mot en mindre sur tillståndsklass än vid högre ph värden. Markens surhetstillstånd speglas av ett flertal markvariabler och analysen omfattar även förändringar, samt regionala effekter för utbytbara baskatjoner, aluminium, effektiv basmättnad, samt titrerbar aciditet (Tabell 4). Tabell 4. Förändringar i markens kemiska tillstånd med hänsyn till utbytbara joner i markens B-horisont under perioden baserat på Ståndortskarteringen. Analysen är gjord med en mixad statistisk modell där värdena anger modellerat utgångstillstånd tillsammans med årlig förändring. Olika utgångsvärden och trender indikerar signifikanta skillnader i medelvärde respektive förändringstakt mellan regionerna. Signifikansgraden anges med stjärna (*, ** och *** motsvarar p<0.10, p<0.05 och p<0.01). Värde 1982 Trend (år -1 ) Norrland Mellersta/sydöstra Sydvästra k Ca (mmol kg -1 TS ) i.s. Mg (mmol kg -1 TS ) i.s. K (mmol kg -1 TS ) i.s. (a) / i.s. (b) / **(c) Na (mmol kg -1 TS ) i.s. Eff. basmättnad (%) i.s. Al (mmol kg -1 TS ) i.s. TA (mmol kg -1 TS ) *** (a) Norrland (b) Mellersta och östra (c) Sydvästra Samtliga variabler skiljer sig signifikant mellan regionerna i nivå, vilket speglar effekten av försurningen. Dessutom har regionala skillnader i geologi inverkan, vilket t ex kan utläsas i mängden kalcium och kalium som är hög i mellersta och sydöstra Sverige. Den titrerbara aciditet (TA), som speglar surhet förknippad både med väte- och aluminiumjoner, minskar signifikant i hela Sverige (Tabell 4), vilket ytterligare stärker bilden av att surhetstillståndet förbättrats. Mängden utbytbart kalium minskar signifikant för sydvästra Sverige, vilket indikerar att återhämtningen genom vittringen inte kompenserar pågående försurningsprocesser fullt ut. Förändringar i övriga variabler kunde inte bestämmas med säkerhet. Tendensen är dock i de flesta fall en förändring mot ett mindre surt tillstånd. Modellstudier har förutspått en långsam eller ibland utebliven återhämtning av baskatjon- 18

20 BILAGA 2 förrådet i marken (Moldan et al. 2004; Sverdrup et al. 2005). Jämfört med tidigare utvärderingar är resultaten i stort de samma med undantag för den tidigare rapporterade ökningen i utbytbart aluminium (Naturvårdsverket 2003) som inte längre kan beläggas. Utvecklingen av aluminium Halten utbytbart Al visar på en mycket stor mellanårsvariation som gör det svårt att med säkerhet påvisa en förändring över tiden. Några år i början av 90-talet hade mycket höga Al värden vilket har lett till att medelvärdet för omdrevet har sjunkit i takt med att nya data tillkommit. Detta har bidragit till att den tidigare påvisade ökningen i utbytbart Al från 80- till 90-talet blivit mindre markant ju fler år som inkluderas i utvärderingen. En ytterligare faktor som visat sig vara viktig vid utvärdering av Al data är urvalet av provytor. Data för de utbytbara jonerna (inklusive Al) från första omdrevet togs inte fram inom det löpande analysarbetet, utan härrör från två särskilda analysinsatser för ett urval av ytor. Urvalskriterierna för dessa ytor låg till grund för en tidigare utvärdering av utvecklingen av utbytbart Al (Naturvårdsverket 2003). Utvärderingen visade på en ökning för Al mellan 80- och 90-talet som är orimligt stor och som dessutom inte kan spåras inom respektive omdrev. Detta måste vara en effekt av urvalskriterierna tillsammans med de extrema åren i början av 90-talet. Utvärderingen i föreliggande rapport bygger på urval enligt de kriterier som används inom bedömningsgrunderna för markens surhetsgrad (Naturvårdsverket 1999). Resultaten tyder nu tyder på ett oförändrat tillstånd, vilket kan utläsas både inom och mellan omdreven. Slutsatser Skogsmarkens fördelning över tillståndsklasserna visar på en tydlig förbättring av surhetsgraden, främst i sydvästra Sverige. Även förändringen i mineraljordens ph värde och titrerbara aciditet visar på en trend mot mindre surhet för hela landet, med undantag för nordligaste Sverige och nordvästra Götaland samt vissa mindre områden där inga förändringar i ph kan påvisas. I norra Sverige förväntas inte heller några förbättringar eftersom någon direkt försurningspåverkan inte kunnat konstateras där. I nordvästra Götaland kan ingen påvisbar förbättring ses vilket kan bero på svagare återhämtning samt att det här även förekommer vissa skogsmarker med god motståndskraft som inte varit så påverkade av försurning. Mängden utbytbart kalium minskar för sydvästra Sverige och för övriga baskatjoner och aluminium kan inga förändring påvisas, Slutsatsen är att en återhämtningen från försurning pågår i skogsmark och även om det går långsamt i vissa områden är trenden mot ökad försurning bruten och delmålet därmed redan uppnått. 19

21 BILAGA 2 Referenser Eriksson, E. Karltun, E. Lundmark, J.E Acidification of forest soils in Sweden. Ambio, 21. pp Falkengren-Grerup, U. Linnermark, N. Tyler, G. Changes in soil acidity and cation pools of south Swedish soil between 1949 and Chemosphere, 16. pp Gustafsson, J.P. Karltun, E. Lundström, U. Westling, O Urvalskriterier för bedömning av markförsurning. Rapport 11D/2001, Skogsstyrelsen. Jönköping. Karltun, E Baskatjoner och aciditet i svenska skogsmark tillstånd och förändringar. En rapport baserad på en delmängd av Ståndortskarteringens jordprover från första ( ) och andra inventeringen ( ). Rapport 5/1998, Skogsstyrelsen. Jönköping. Moldan, F., Kronnäs, V., Wilander, A., Karltun, E. & Cosby, B.J Modelling acidification and recovery of Swedish lakes. Water, Air, and Soil Pollution 4, Naturvårdsverket, Bara naturlig försurning. Underlagsrapport till fördjupad utvärdering av miljömålsarbetet. Rapport 5317, Naturvårdsverket. Stockholm. Naturvårdsverket, Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Skogslandskapet. Rapport 4917, Naturvårdsverket. Stockholm. Nilsson, T. Johansson, M-B & Nilsson, Å Trädslagets betydelse för markens syrabasstatus - resultat från Ståndortskarteringen. Rapport XX/2007. Skogsstyrelsen. Jönköping. Skyllberg, U. Jacks, G. Westling, O Markförsurningsprocesser. Rapport 11B/2001, Skogsstyrelsen. Jönköping. Stendahl, J. Löfgren, O Kvalitetssäkring inom RIS-MI/SK:s databaser. Intern rapport Naturvårdsverket. Sverdrup, H. Martinson, L. Alveteg, M. Moldan, F., Kronnäs, V. Munthe, J Modeling recovery of Swedish ecosystems from acidification. AMBIO, 34: (1) Tamm, C.O. Hallbäcken, L Changes in soil acidity in two forest areas with different acid deposition: 1920s to 1980s. Ambio, 17. pp

22 BILAGA 3 Bara naturlig försurning Bilaga 3 Konsekvensanalys av förslag till nedlagt delmål för utsläpp av svaveldioxid Ulrika Lindstedt, Naturvårdsverket 21

23 BILAGA 3 1. Problemanalys De samlade utsläppen av svavel (och kväveoxider) bidrar till det totala nedfallet i Sverige och till överskridandet av kritiska belastningsgränser, d.v.s. att nedfallet är större än vad naturen tål. Försurningen drabbar ekosystemet och leder till att känsliga växt- och djurarter i sjöar och vattendrag försvinner. En mycket stor andel av svaveldepositionen i Sverige kommer från utsläpp från sjöfarten och i andra länder. Utsläppen av svavel i Sverige har i det närmaste halverats de senaste tio åren (se figur 1 och tabell 1). Styrmedlen för att minska svavelutsläppen har varit mycket effektiva samtidigt som det funnits relativt enkla åtgärder att genomföra. Minskningen beror främst på en övergång från bränslen med höga svavelhalter till lågsvavliga bränslen, både för fordon och uppvärmning. Svavelskatten har haft betydelse, samt t ex att industrin har minskat sina processutsläpp. De miljörelaterade farledsavgifterna har haft betydelse för sjöfartens utsläpp. 80 El- och värmeproduktion Energiproduktion i bostäder och service Energiproduktion i industrin Industriprocesser (inkl. raff och olje/gashantering) Vägtrafik Inrikes sjöfart (exkl. fiske) Inrikes flyg Arbetsmaskiner (inkl. militära fordon och fiske) Övrigt (stationära källor i jordbruk, FA-förbränning) Summa Figur 1. Utsläpp av SO2, i kton, i Sverige (Källa: Naturvårdsverkets rapportering enligt EU:s takdirektiv, december 2006). 22

24 BILAGA 3 Tabell 1. Utsläpp av SO2, i kton, i Sverige (Källa: Naturvårdsverkets rapportering enligt EU:s takdirektiv, december 2006) El- och värmeproduktion 11,5 6,4 7,6 8,7 9,6 8,8 8,1 Energiproduktion i bostäder 4,8 2,4 2,0 1,8 1,7 1,5 1,2 och service Energiproduktion i industrin 18,5 11,9 11,7 11,2 10,4 10,4 9,6 Industriprocesser (inkl. raff 28,8 20,6 19,1 18,7 18,4 15,4 15,6 och olje/gashantering) Vägtrafik 1,8 0,2 0,2 0,2 0,2 0,1 0,1 Inrikes sjöfart (exkl. fiske) 2,1 3,0 2,9 3,0 4,2 4,0 3,9 Inrikes flyg 0,2 0,2 0,2 0,2 0,2 0,2 0,2 Järnväg 0,1 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 Arbetsmaskiner (inkl. militära 2,3 1,0 0,7 0,7 0,7 0,7 0,7 fordon och fiske) Övrigt (stationära källor i 0,5 0,2 0,2 0,2 0,2 0,2 0,2 jordbruk, FA-förbränning) Summa 70,6 45,9 44,5 44,6 45,5 41,2 39,7 I de sektorer som använder eldningsolja, t.ex. el- och värmeproduktion samt för uppvärmning i bostäder och lokaler och energiproduktion i industrin har utsläppen av SO2 främst minskat beroende på svavelskatten. Svavelskatten infördes 1991 med syfte att minska de svavelutsläpp som uppkommer vid förbränning. Den har varit ett effektivt styrmedel för att reducera svavelutsläppen från de beskattade bränslena. Skatten har påverkat priserna och därmed en övergång från tung till lätt eldningsolja samtidigt som det skett en substitution från olja till andra energikällor. Vid årsskiftet 2001/2002 sänktes gränsen för skattebefrielse från 0,1 till 0,05 viktprocent. Förhoppningen är att lätta eldningsoljor som har lägre svavelhalter än 0,05 viktprocent ska bli mer konkurrenskraftiga. Denna typ av oljor har funnits på marknaden en längre tid, men intresset för dem har varit lågt eftersom de inte har kunnat konkurrera prismässigt med lätta eldningsoljor med något högre svavelinnehåll. Utsläppen från bostadssektorn har minskat i takt med att oljeanvändningen där minskar. Industrisektorn har under perioden 1995 till 2005 minskat sina utsläpp av SO 2. Minskningen beror bl.a. på prövning av industrier enligt Miljöbalken där modernisering och utbyte av bl.a. sodapannor i pappersbruken är en viktig orsak. Den nationella sjöfarten dominerar transportsektorns utsläpp. Data är osäkra och varierar mellan åren men den visar en minskande trend sen I Sverige har farledsavgifterna varit differentierade m a p på utsläppen av svavel- och kväveoxider sedan 1998 och differentieringen har skärps Skärpningen förväntas ge en viss effekt men för att påverka fartyg som mer sällan anlöper svenska hamnar krävs 23

25

26 BILAGA 3 na prognos skiljer sig mot den prognos som tagits fram inom arbetet med takdirektivet vilken visar på att utsläppen år 2020 kommer att uppgå till 33 kton. Detta betecknas i takdirektivet (IIASA 2007) som den maximalt tekniska potentialen. I prognosen för takdirektivet ingår endast tekniska åtgärder. Detta tyder på att Sverige redan ligger i nivå med maximal teknisk potential eller t.om. något under denna. 3. Mål Enligt takdirektivet har Sverige ett åtagande att minska svavelutsläppen till 67 kiloton/år. Sverige har dessutom haft ett nationellt miljömål att minska de svenska svavelutsläppen till under 50 kiloton per år senast år Åtgärdspotential och kostnader Det finns flera faktorer som pekar på att det är tveksamt om behov finns att sätta upp ett nytt delmål för utsläpp av svavel i Sverige: Utsläppen i Sverige minskar Utsläppen i Sverige är små och bedöms minska ytterligare fram till 2020 (se referensalternativet). Små effekter på nedfallet i Sverige av utsläppsreduktioner i Sverige Ytterligare utsläppsreduktioner i Sverige bidrar inte nämnvärt till att minska depositionen i Sverige. Orsaken till detta är att en stor andel av det som faller ned i Sverige inte är svenska utsläpp. Med EMEP:s source-receptor matriser för år 2010 kan man få en bild av källorna till svaveldeposition i olika delar av Sverige år Resultatet framgår av tabell 2. I alla rutor kommer huvudparten (50 60 %) av nedfallet från andra länder i Europa; främst de i närheten och de med stora utsläpp. Stora bidrag erhålls bl.a. från länder som Tyskland och Polen. Ett bidrag som kallas för bakgrund (10-15 % i söder och ca 20 % i norr) kommer från källor utanför beräkningsområdet och från naturliga källor. I de studerade kustnära rutorna härrör mellan 20 och 30 % från sjöfart. I södra Sverige är fartygsbidraget i storleksordningen %. I norr bidrar fartygen i mindre utsträckning till nedfallet, som mest ca 10 % av svaveldepositionen. Varierande andelar kommer från svenska källor. Det finns rutor både i söder och i norr där det svenska bidraget är mindre än 10 %. 25

27 BILAGA 3 Tabell 2 Bidrag i % till svaveldeposition i några olika områden (EMEPrutor) år Rutor från söder (y-koordinat 20) till norr (ykoordinat 26). Bidrag % 20;20 21;20 19;21 20;21 21;21 19;22 20;22 18;23 18;24 18;25 17,26 Sverige Fartyg Övriga länder Bakgrund* * Naturliga källor och källor utanför beräkningsområdet Profu har för Naturvårdsverkets räkning i tabell 3 gjort ett försök att mycket grovt uppskatta hur mycket nedfallet i Sverige minskar med olika stora utsläppsreduktioner samt kostnaden för detta. Tabell 3 Grov uppskattning av minskat nedfall till följd reduktioner av de svenska utsläppen av svaveldioxid utöver basscenariot Utsläpp Minskad deposition över Sverige SO 2 ton % Ton S E E E2 25-1, Källa: RAINS, bearbetningar av Profu. I basscenariot (E0) för år 2020 i tabell 3 är de svenska utsläppen 33 kton SO 2 /år. I scenariot E1 beräknas utsläppen ha minskat till 29 kton för år I scenariot E2 har de svenska svaveldioxidutsläppen minskat ytterligare till 25 kton/år. Denna uppskattning visar på att en minskning av utsläppen från ton till ton skulle minska nedfallet av svavel över Sverige med 0,5 %. Att nedfallet minskar så lite trots en ganska stor reduktion av utsläppen i Sverige beror på att de svenska utsläppen är små i förhållande till andra länder och står för en mycket liten andel av nedfallet i Sverige. I södra Sverige där försurningsläget är som sämst är det svenska bidraget till minskat nedfall lägre än genomsnittet för landet. Istället för att utgå från hur stor andel av det som deponeras i Sverige som härstammar från svenska utsläpp kan man titta på hur stor del av de svenska utsläppen som faller ned i Sverige. En relativt stor andel av det som släpps ut i Sverige faller också ned i Sverige (30%). Trots den höga andelen kan detta inte användas som argument för att utsläppen behöver minska i Sverige. Som nämnts ovan är de 26

28 BILAGA 3 svenska utsläppen så små att en minskning av dessa har marginell total effekt på depositionen i Sverige. Ett annat tänkbart argument för att de svenska utsläppen skulle behöva minska är att delar av våra utsläpp faller ned i andra länder. Då bör man emellertid återigen ha i åtanke att de svenska utsläppen beräknas uppgå till endast cirka ton (eller ton beroende på vilken prognos man använder) år Dessa utsläppsmängder ligger redan i närheten av, eller t.o.m. under, den tekniska potentialen. Bara som en jämförelse kan nämnas att Polens utsläpp år 2020 beräknas uppgå till drygt ton och Storbritanniens till nästan ton. En utsläppsreduktion i Sverige bidrar därför inte heller nämnvärt till minskad deposition i andra länder. Höga åtgärdskostnader i Sverige jämfört med andra länder och sjöfarten Ytterligare åtgärder i Sverige är mycket dyra i förhållande till vad det kostar i många andra länder. IIASA (2007) har tagit fram uppgifter om åtgärdskostnader för minskade utsläpp av svavel i olika länder. Att ytterligare minska utsläppen i Sverige till år 2020 (enligt IIASA:s beräkningar från ton till ton, vilket innebär att vi nyttjat maximala tekniska potentialen) kostar cirka 65 kr/kg. Motsvarande kostnad i Polen uppgår till cirka 11 kr/kg och i Storbritannien till cirka 20 kr/kg. Till dessa kostnader kan utsläppen i Polen minska med ton utöver basscenariot och i Storbritannien med ytterligare ton utöver basscenariot. För Sveriges del handlar det om ton. Eftersom nationell rapportering tyder på att utsläppen i Sverige är lägre än IIASA:s beräkningar och att vi redan nått maximal teknisk potential kostar det troligen mycket mer än 65 kr/kg att vidta ytterligare åtgärder i Sverige. Slutsats Vi drar slutsatsen att det inte finns något behov av att sätta upp ett nytt svavelmål. Målet till 2010 är nått med god marginal och utsläppen kommer att fortsätta att minska. Ytterligare åtgärder i Sverige är mycket dyrt i förhållande till vad det kostar i andra länder och inom sjöfarten. Dessutom är svenska utsläpp små i förhållande till många andra länder och står för en mycket liten andel av depositionen i Sverige, varför det krävs stora utsläppsreduktioner i Sverige för att minska depositionen i Sverige. Utsläppen av svavel kommer att följas upp även om vi inte har ett delmål, dels i den fördjupade utvärderingen vart fjärde år och dels genom rapportering kopplad till takdirektivet. 27

29 BILAGA 3 28

30 BILAGA 4 Bara Naturlig Försurning Bilaga 4 Konsekvensanalys av Delmål 4 Kväveoxidutsläpp Ulrika Lindstedt, Naturvårdsverket 29

31 BILAGA 4 Innehåll 1. Problemanalys 2. Mål 3. Bedömning av olika referensalternativ 4. Möjliga åtgärder och styrmedel 5. Sammanfattning 6. Referenser 1. Problemanalys De totala svenska NO X -utsläppen var år 2006 cirka ton. Tunga fordon stod för drygt 25 procent eller ca 45,8 tusen ton, arbetsmaskiner för cirka 18% eller ton och stationära källor för 28% eller ton. (Prognoser för luftföroreningar för Naturvårdsverkets fördjupade miljömålsutvärdering, HW ). Tabell 1 Utsläpp av NOx, prognos, kton per år Källa * 2020 El- och värmeproduktion 12,41 14,01 15,5 15,36 Energiproduktion i 5,12 4,86 4,9 4,58 bostäder och service Energiproduktion i 17,64 21,05 23,4 23,83 industrin Industriprocesser 15,52 14,557 14,3 14,066 Vägtrafik 83, ,1 34 Personbilar 32,02 19, ,4 Lätta lastbilar 6,09 4,39 3,26 Tunga lastbilar 45,2 36, ,25 MC och mopeder 0,22 0,18 0,15 Inrikes sjöfart 7,02 7,71 7,9 8,46 Inrikes flyg 2,78 2,5 2,4 1,93 Järnväg 1,4 1,4 0,6 0,37 Arbetsmaskiner 31,92 26,46 20,7 14,98 Andra mobila källor 1,18 0,98 0,9 0,8 Andra stationära 0,47 0,47 0,5 0,48 källor Summa 179,0 154, ,9 Källa: Prognoser för luftföroreningar för Naturvårdsverkets fördjupade miljömålsutvärdering, HW Internationell sjöfart är en betydande källa till utsläpp av svavel och kväveoxider vilket bl.a. leder till förhöjt nedfall över Sverige. Utsläppen förväntas bli än mer betydande om inget görs för att minska utsläppen. Detta därför att utsläppen från 30

32 BILAGA 4 landsektorn i Europa förväntas fortsätta minska medan sjöfartens utsläpp väntas öka. Omkring år 2020 kommer utsläppen av svavel och kväveoxider från sjöfarten vara ungefär lika stora som från samtliga utsläppskällor på land om inte ytterligare åtgärder vidtas. 2. Mål Befintligt delmål till 2010 lyder enligt följande: År 2010 skall utsläppen i Sverige av kväveoxider till luft ha minskat till ton. Förslag till nytt delmål till 2015 lyder enligt följande: År 2015 skall utsläppen i Sverige av kväveoxider till luft ha minskat till ton. 3. Bedömning av olika referensalternativ 3.1 Inledning För att kunna bedöma behovet av åtgärder i förhållande till uppsatt mål behövs information om hur utsläppen kommer att utvecklas om inget görs utöver fattade beslut. Ofta är osäkerheterna om utsläppsutvecklingen stor och beroende av en rad olika antaganden. Man brukar därför rekommendera att man gör känslighetsanalyser genom att förändra ett eller flera antaganden för att se hur det påverkar situationen. I kapitel 3.2 redogör vi för basscenariot och i kapitel 3.3 gör vi en känslighetsanalys med avseende på hur stor andel dieselbilarna utgör av bilparken år Basscenario De prognostiserade totala NO X -utsläppen för år 2010 är ton och för år ton. Utsläppen behöver alltså minska med ton till 2010 och med ton till 2015 för att målen ska nås. Tunga lastbilar beräknas bidra med c:a 28 tusen ton eller 20 procent av utsläppen år Arbetsmaskiner beräknas bidra med ca ton år Utsläppen från större dieseldrivna arbetsmaskiner beräknas uppgå till cirka ton år Utsläppen från små arbetsmaskiner beräknas uppgå till mellan 3800 och 3900 ton år 2006 och därefter vara oförändrade till Stationära källor beräknas bidra med ca ton år 2015, en ökning med 14 % jämfört med år Om samma utsläppsutveckling antas som i Miljömålskommitténs bedömning från 1999/2000 kommer utsläppen att minska något i indu- 31

33 BILAGA 4 strin, energisektorn och industriprocesser, men öka i bostads- och servicesektorn jämfört med Utsläppen av NOx från personbilar beräknas minska med drygt 50% mellan 2005 och 2015, från cirka ton år 2005 till ton år Sammantaget för scenario 1 blir de samlade NO x -utsläppen i Sverige ton år 2010 och ton år I kapitel 3.2 gör vi en alternativ bedömning för utsläppen år Vi har valt att inte göra detta för år 2010 eftersom tiden fram till detta årtal är relativt kort och osäkerheterna om prognosutfall därför mindre. 3.3 Alternativt scenario En något osäker post i prognosen är personbilarna vilkas utsläpp av NOx beräknas minska med drygt 50% mellan 2005 och 2015, från cirka ton år 2005 till ton år I prognosen till 2010 antas att cirka 25% av trafikarbetet utförs med dieselbilar. Med antagande om en snabbare ökning av försäljningen av dieselbilar, i enlighet med den försäljningsutveckling vi nu kan se, kan utsläppen påverkas högst avsevärt. Då uppnås en blygsammare NOx-minskning till Vägverket har i sitt remissvar räknat på en alternativ utveckling av utsläppen med antagande om att andelen dieselbilar i nybilsförsäljningen ökar till 50% från 2008 för att därefter ligga på den nivån. Enligt Vägverkets beräkningar (Vägverket 2007) skulle detta öka utsläppen med 1400 ton. Utsläppen från personbilar skulle då hamna på cirka ton år Sammantaget för scenario 2 blir de samlade NO x -utsläppen i Sverige ton år Man bör dock ha i åtanke att det finns en rad olika faktorer som påverkar resultatet i ovanstående räkneexempel, liksom de prognoser som vi använder. Beroende på vad man använder för emissionsfaktorer, gör för antaganden om körsträckor för olika typer av bilar, tror om introduktion av bilar med bättre emissionsegenskaper etc., så kan man komma till mycket olika resultat. Vi vill med ovanstående räkneexempel visa på att det finns osäkerheter i prognosen och att beroende på vilka antaganden man gör så ser åtgärdsbehovet olika ut. 4. Möjliga åtgärder och styrmedel 4.1 Åtgärdsbehov För att nå de uppsatta målen har vi behov av åtgärder som reducerar utsläppen med ton till 2010 och mellan cirka ton och ton till Åtgärder på tunga fordon (kilometerskatt) och stationära källor (höjd och breddad NOx-avgift) föreslås för att nå delmålet Dessa åtgärder har effekt även till 2015 men troligen behövs ytterligare någon eller några åtgärder för att nå delmålet till De 32

34 BILAGA 4 åtgärder och styrmedel som föreslås under delmål 6 om utsläpp från fartyg som bunkrar i Sverige har en viss effekt även på utsläppen från nationell sjöfart varför en viss utsläppsreduktion av NOx kan räknas in även från detta mål. 4.2 Val av åtgärder Det finns en rad olika åtgärder som kan vidtas för att minska utsläppen av NOx. De är olika väl utredda, har olika stor potential, verkar i olika tidsperspektiv, kostar olika mycket etc. När vi valt vilka åtgärder vi skulle gå vidare med har vi använt följande kriterier: - Åtgärden ska ha någorlunda stor potential, d.v.s. ha påtaglig möjlighet att minska utsläppen - Åtgärden ska hinna få effekt till målåret Åtgärden ska vara kostnadseffektiv i förhållande till andra sätt att minska NOx-utsläppen. Vi har dessutom tagit hänsyn till vilka möjligheter vi ser att beslut kan hinna fattas om åtgärden eller styrmedel i tid så att effekt kan uppnås till Detta innebär att åtgärder som kan komma till stånd genom att man nyttjar redan befintliga styrmedel eller styrmedel som är mycket väl utredda med små konsekvenser har prioriterats högt. Vi har valt att inte lägga fram en lång åtgärdslista, dels för att vi vill lyfta fram de åtgärder som vi enligt ovanstående kriterier är mest effektiva och dels för att åtgärdsbehovet inte är så stort. Självklart finns flera andra åtgärder och styrmedel som av olika skäl kan vara intressanta. Alla kostnadseffektiva åtgärder bör genomföras och det finns alltid behov av att utreda nya förslag. Vissa åtgärder kommer också att genomföras ändå, även om de inte lyfts fram som förslag i den fördjupade utvärderingen. Några styrmedel/åtgärder som vi resonerat kring men av olika skäl valt att inte föreslå här är: - Styrmedel för att tidigare få in dieselbilar som klarar euro 6 avgaskrav. Vi ser inte att dieselbilar är en typisk NO x -åtgärd. En dieselbil som uppfyller euro 6 har fortfarande betydligt högre utsläpp än dagens bensindrivna personbilar som redan klarar euro 6-kraven. - Styrmedel för att stimulera introduktion av tunga fordon som uppfyller euro V avgaskrav. Det säljs redan i dag fordon som klarar euro V och vi bedömer att ytterligare stimulans inte är nödvändig. Allmänt kan påpekas att det är oklart vad stimulans till kommande teknik egentligen har för effekt, bl.a. på grund av osäkerheter om miljöprestanda. - Styrmedel för att öka utskrotningen av gamla personbilar med sämre emissionsegenskaper. Potentialen att minska utsläppen av NOx genom att skrota ut gamla, icke katalysatorförsedda, bilar till 2010 beräknas vara cirka 2000 ton (Naturvårdsverket 2007). Vi bedömer att potentialen till 2015 är försumbar eftersom mycket få bilar utan katalysator finns kvar då. Analyser har också visat att bidrag till utskrotning är dyrt i förhållande till den minskade miljöbelastning som åstadkoms. 33

35 BILAGA 4 - Skärpta upphandlingskrav för att stimulera renare arbetsmaskiner. Vi bedömer att detta är något som myndigheterna arbetar kontinuerligt med och att ytterligare åtgärdsförslag här därför inte är nödvändiga. - Stimulera eftermontering av avgasrening på arbetsmaskiner. Utsläppen från arbetsmaskiner är hälften så stora som man tidigare beräknat och kommer år 2015 att stå för endast 15% av de totala NOx-utsläppen. Stationära källor kommer att stå för 42% och vägtrafiken för 34%. Behovet av åtgärder på arbetsmaskiner är därmed inte lika akut som man tidigare bedömt. Dessutom är efterinstallation relativt kostsamt troligtvis rör det sig om uppemot kr per arbetsmaskin. Även om man lyckas införa en skatt på arbetsfordon är det inte troligt att den blir så hög att man kan differentiera den så mycket så att en efterinstallation blir lönsam. Således kan det bli nödvändigt att komplettera med ett bidrag för efterinstallation. Ett bidrag utan en differentierad skatt skulle troligtvis inte få så stort genomslag, eftersom det utan den finns få incitament för en maskinägare att efterinstallera reningsutrustning även om den skulle vara gratis. Det kan dock finnas anledning att närmare analysera åtgärder och styrmedel på detta område. - Sänkt hastighet genom ökad hastighetsövervakning. Vi bedömer att åtgärder har liten potential att minska NOx-utsläppen till Naturvårdsverket (2007) bedömer att ytterligare cirka 1500 kameror (utöver de 700 som installeras under år 2006) kan minska utsläppen med drygt 500 ton till Potentialen till 2015 är mindre eftersom bilparken successivt byts ut och släpper ut mindre av bl.a. NOx. - Åtgärder som minskar behovet av transporter eller för över trafik till andra mindre miljöbelastande transportslag är viktiga. Det är dock svårt att hitta styrmedel som kan säkerställa den effekten, framförallt för godstransporter, och det är svårt att räkna på potential och kostnader. Kilometerskatten är ett sådant styrmedel, trängselskatt ett annat. Trängselskatt i Stockholm, Göteborg och Malmö skulle enligt Naturvårdsverket 2007 kunna ha en potential på 125 ton till Potentialen 2015 är lägre. I takt med att bilarna får bättre emissionsegenskaper minskar potentialen för åtgärden som minskar mängden trafik. 4.3 Tunga fordon Kilometerskatt Utformning Vägtrafikskatteutredningen (VTU) föreslog ett införande av kilometerbaserad skatt för tunga lastbilar (>3,5 ton totalvikt). Utredningen om vägavgifter på E6 och SIKA/ITPS (2007) har senare stött VTUs förslag. Syftet med att införa kilometerskatt är primärt att internalisera lastbilstrafikens negativa externa effekter. Principerna i VTU s förslag till ett svenskt kilometerskattesystem för lastbilar var att skattenivån inledningsvis: 34

36 BILAGA 4 baseras på de marginalkostnader som beror av fordonets avgasutsläpp, fordonsvikt/körsträcka (tonkm), buller och olyckor och var lastbilen geografiskt framförs, differentieras efter fordonets avgasutsläpp (Euro-klass), Kilometerskatten enligt förslaget skulle för en 60 tons lastbil av Euro 4-klass bli 2,86 kr/km Åtgärdspotential Styrmedlet ger incitament för att öka lastfaktorn, användning av bättre fordon samt överföring av gods till andra transportslag Styrmedelspotential I SIKAs rapport 2007:2 Kilometerskatt för lastbilar redovisas SIKAs och ITPS regeringsuppdrag att analysera inverkan på näringar och regioner vid införandet av en kilometerskatt för tunga fordon. Analysen visar att en kilometerskatt som är utformad så att den tydligt speglar de externa marginalkostnaderna kan väntas bidra till att det övergripande transportpolitiska målet om ett samhällsekonomiskt effektivt transportsystem uppnås och att välfärdsvinster därför kan väntas. Sådana vinster är att vänta inom bland annat miljöområdet. Enligt beräkningarna med Samgodsmodellen skulle trafikarbetet (fordonskilometer) med tunga lastbilar minska med drygt 10 procent. Även om den beräknade överflyttningen till andra transportslag inte är så stor, finns det indikationer på att den är överskattad. Å andra sidan tar modellberäkningarna inte hänsyn till väntade anpassningar i form av effektivisering av transporterna (minskad tomkörning, ökad lastfaktor). Utsläppen till luft av koldioxid och luftföroreningar minskar till följd av minskat trafikarbete. Därtill kommer ytterligare en effekt till följd av att kilometerskatten är differentierad i förhållande till bilarnas miljöklasstillhörighet, vilket kan väntas leda till ett snabbare utbyte av fordonsparken till fordon med lägre utsläpp av kväveoxider, kolväten och partiklar. Denna effekt är svår att beräkna och minskar i betydelse i takt med att fordonsparken förnyas. Det minskade trafikarbetets effekt på vägtrafikens utsläpp av kväveoxider är cirka 3000 ton till För att beräkna potentialen till 2015 utgår vi från SMED:s prognos där utsläppen från tunga fordon år 2010 kommer att uppgå till ton och år 2015 till ton, d.v.s. en minskning med 23%. Mot bakgrund av detta antar vi att potentialen att reducera kväveoxidutsläppen med en kilometerskatt minskar i samma grad och därför uppgår till 2300 ton år Effekter på näringar, regioner och sysselsättning Ett motiv för införande av km-skatt är att det ger positiva effekter för åkerinäringens internationella konkurrensneutralitet då såväl svenska som utländska åkerier omfattas. Överlag är de förväntade effekterna på näringar små då vägtransportkostnaderna är en liten andel av de totala produktionskostnaderna även för de mest 35

37 BILAGA 4 negativt drabbade branscherna. I vissa branscher som livsmedel bedöms en omstrukturering ske från transporter till arbete. Det är i papper- och massaindustrin de totalt största konsekvenserna verkar uppstå. Både produktion och sysselsättning bedöms minska. Produktionen uppskattas minska med en halv procent men kompenseras med kostnadsbesparingar. För trävaruföretag med vägtransportkostnader högre än genomsnittet kan produktionsminskning bli 2 % men här väntas också de största kostnadsbesparingarna varför nettoeffekten beräknas bli en vinstökning. Den dominerande kostnadsposten för skogsindustrin är råmaterialet som står för hälften av produktionskostnaden. Sammantaget beräknas sysselsättningen totalt öka med personer i tillverkningsindustrin vid införande av kilometerskatt på den av VTU föreslagna skattenivån. Den positiva effekten beror på att arbetskraftsintensiva branscher växer på bekostnad av transportintensiva. De största arbetskraftsökningarna sker i livsmedelsindustrin medan den enda bransch där en signifikant arbetskraftsminskning väntas är i massa- och pappersindustrin med knappt 1000 personer. Regionalt kan norra Sverige komma att påverkas mer av kilometerskatt än landet som helhet. Skillnaderna är större branschvis i olika regionerna, dock utan något tydligt regionalt mönster. Bl.a. väntas arbetskraftsbehovet öka i norra Norrland trots att arbetskraftsminskning bedöms uppstå för papper- och massaindustrin i landet som helhet Kostnader Införandet av ett kilometerskattesystem är förknippat med betydande kostnader för investeringar, drift och kontroll (Källa: SIKA 2007:2). Kostnaderna beräknas till uppemot 900 Mkr per år för att täcka reinvesteringar och drift. Därtill kommer administrativa kostnader för Skatteverket, som räknar med ca 4 miljoner kronor i årliga kostnader för sina insatser plus en engångskostnad på drygt 4 miljoner kronor. Förutsättningarna för en kostnadsuppskattning är mycket osäkra, bland annat när det gäller utformning, flexibilitet, juridiska krav avseende integritet och kontroll. Vidare är teknikutvecklingen snabb, och inom kort kan helt nya tekniska förutsättningar föreligga. Kostnadsnivån för ett svenskt system bestäms i hög grad av hur kontrollfrågan löses och kan vara avgörande för om ett kilometerskattesystem för tunga fordon går att räkna hem samhällsekonomiskt sett. Den samhällsekonomiska årliga kostnaden beräknas till drygt 900 Mkr per år (904,4 Mkr) Nytta En kilometerskatt som är utformad så att den tydligt speglar de externa marginalkostnaderna väntas bidra till att det övergripande transportpolitiska målet om ett samhällsekonomiskt effektivt transportsystem uppnås och att välfärdsvinster därför kan väntas. Sådana vinster är att vänta inom bland annat miljöområdet. Enligt beräkningarna med Samgodsmodellen skulle trafikarbetet (fordonskilometer) med tunga lastbilar minska med drygt 15 procent vid den högre kilometerskattenivån och med drygt 10 procent vid den lägre nivån. Utsläppen till luft av koldioxid och luftföroreningar minskar till följd av minskat trafikarbete. Därtill kommer ytterligare en effekt till följd av att kilometerskatten är differentierad i förhållande till bilar- 36

38 BILAGA 4 nas miljöklasstillhörighet, vilket kan väntas leda till ett snabbare utbyte av fordonsparken till fordon med lägre utsläpp av kväveoxider, kolväten och partiklar. Denna effekt är svår att beräkna och minskar i betydelse i takt med att fordonsparken förnyas. I diagrammet för koldioxid är det transportpolitiska målet för hela transportsektorn inlagt (oförändrade utsläpp år 2010 jämfört med år 1990). I fallet med den lägre kilometerskattenivån beräknas koldioxidutsläppen minska med drygt 400 kton. Med en koldioxidvärdering motsvarande dagens koldioxidskatt blir värdet av de minskade koldioxidutsläppen ca 400 miljoner kronor år Med värderingen 1,50 kronor per kg koldioxid blir det i stället ca 600 miljoner kronor. På motsvarande sätt kan värdet av de minskade kväveoxidutsläppen beräknas. Utsläppen beräknas minska med drygt ton. Med en värdering på 62 kronor per kg motsvarar det ca 200 miljoner kronor. Förutsatt att dieselskatten över miniminivån restitueras till ägarna av de kilometerskattepliktiga fordonen, skulle samhällsekonomiskt gynnsamma styreffekter kunna uppnås för persondieselbilarna om energiskatten höjdes till den nivå som gäller för bensin eller till den högre nivå som svarar mot den externa kostnaden (exklusive kostnaden för koldioxidutsläppen för ett genomsnitt av nya dieselbilar). Den samhällsekonomiska nyttan av lägre koldioxidutsläpp om dieselskatt (energiskatten) införs på samma nivå som bensinskatten har av Kågeson kvantifierats till ca 300 miljoner kr per år (med dagens koldioxidskatt som värdering). Vägslitaget ökar snabbt med stigande axeltryck. Kilometerskatten kan differentieras så att den skapar incitament hos fordonsägarna att sprida totalvikten på fler axlar. Eftersom vägslitaget ökar med stigande axeltryck kan en sådan differentiering medverka till mindre skador och lägre underhållskostnader. Som Kågeson (2007) betonar är det främst de tyngsta bilarna och fordonskombinationerna som kan antas bli påverkade. För de lättare tunga fordonen finns sällan någon valmöjlighet. Eftersom de tyngsta fordonen ger upphov till de högsta axeltrycken, bedöms denna effekt vara betydelsefull. Effekten återstår dock att kvantifiera. Om kilometerskatten omfattade alla vägfordon skulle en minskad trängsel kunna väntas, om skatten differentierades med hänsyn till var och när trängsel uppkommer. Några större effekter är dock knappast att vänta så länge systemet endast omfattar de tunga fordonen. Effekten uppkommer inte vid det förenklade systemet. Den samhällsekonomiska fördelen av att i en skatteväxling kunna kompensera den skatteintäkt som kilometerskatten beräknas ge netto med sänkta snedvridande skatter bör kunna ge en betydande samhällsekonomisk vinst. SIKA menar att denna grova överslagsberäkning visar att det inte är självklart att kostnaderna för ett avancerat system uppvägs av de samhällsekonomiska fördelarna. Det finns därför anledning att göra noggrannare analyser av detta och att då också undersöka om ett förenklat system kan vara mer motiverat från samhällsekonomisk synpunkt. Det bör här betonas att de samhällsekonomiska fördelarna i princip blir större för det avancerade systemet. En nackdel med den förenklade modellen för kilometerskatt är att den inte medger differentiering mellan vägar med olika egenskaper eller mellan geografiska områden. Inte heller för olika tidpunkter (årstid, veckodag, tid på dygnet). 37

39 BILAGA Statsfinansiell kostnad Konsekvenserna för statsfinanserna uppskattas bli en nettointäkt på 3-4 miljarder kr per år. I detta ingår en bruttointäkt på 6 miljarder kronor, ett skattebortfall av minskad bränslekonsumtion på 1 miljard, ett bortfall av vägavgifter på 0,6 miljarder samt investeringskostnad uppskattad till 0,9 miljarder. Tabell 2: Statsfinansiella kostnader av kilometerskatten. Kilometerskatt hög Kilometerskatt låg Kilometerskatt + 6,0 + 5,7 Dieselskatt + moms -1,1-0,8 Eurovinjett - 0,6-0,6 Systemkostnader - 0,9-0,9 Summa + 3,4 + 3,4 Källa: SIKA (2007): Kilometerskatt för lastbilar effekter på näringar och regioner 4.4 Stationära källor NOx-avgiften Den 1 januari 1992 infördes en avgift på utsläpp av kväveoxider vid energiproduktion i fasta förbränningsanläggningar (SFS 1990:613). Till en början omfattade avgiften pannor och gasturbiner med en tillförd effekt av minst 10 MW och en nyttiggjord energi av minst 50 GWh per år. Den 1 januari 1996 togs effektgränsen bort och gränsen för avgiftsskyldighet sänktes till 40 GWh per år. Avgiften kom samtidigt att omfatta även stationära förbränningsmotorer. Från och med den 1 januari 1997 sänktes gränsen för nyttiggjord energi till 25 GWh per år. Avgiften har kommit att omfatta allt mindre och allt fler pannor. Ytterligare en förutsättning för avgiftsskyldighet är att den producerade energin används för uppvärmning av byggnader, elproduktion eller i industriella processer. Avgiften uppgår till 40 kronor per kilo utsläppta kväveoxider, räknade som kvävedioxid. Miljöavgiften skall sedan återbetalas till de avgiftsskyldiga i proportion till varje produktionsenhets andel av den sammanlagda nyttiggjorda energiproduktionen. Systemet innebär att det totala avgiftsbeloppet omfördelas mellan de avgiftsskyldiga. Företag med små utsläpp av kväveoxider per nyttiggjord energimängd får tillbaka ett större belopp än de betalar in, medan företag med stora utsläpp per nyttiggjord energimängd förlorar på systemet. År 2004 var 264 anläggningar med totalt 405 produktionsenheter avgiftspliktiga. Kväveoxidutsläppen från dessa anläggningar uppgick till ton totalt och den nyttiggjorda energin till GWh. Det motsvarar ett genomsnittligt utsläpp på 0,227 kg per MWh nyttiggjord energi. Med antagandet om en medelverkningsgrad på 87 procent blir det specifika medelutsläppet 55 mg/mj tillförd energi. Den totala avgiftssumman uppgick till 597 miljoner kronor, vilket efter avdrag för undantag och administrativa kostnader gav en återbetalningen på 8,94 kronor/mwh. 38

40 BILAGA Åtgärdspotential Åtgärdspotential för det befintliga NOx-avgiftskollektivet Nedan visas den sammanlagda utsläppsminskningspotentialen för verksamheter som ingår i NOx-avgiftssystemet idag. En utsläppsminskning på drygt 2000 t/år skulle kunna åstadkommas om ytterligare NOx-reducerande åtgärder med kostnader på upp till 20 kr/kg genomförs. Här ingår bl a 1000 t/år från SNCR i massaoch pappersindustrins pannor, till en kostnad av 18 kr/kg. Om man utgår ifrån att åtgärder med en kostnad motsvarande upp till halva NOx-avgiften genomförs, ger en NOx-avgift på 50 kr/kg en utsläppsminskning på totalt ca 5400 ton/år. Här ingår bl. a. drygt 2000 t/år från SNCR på kraft- och värmeverk, till en kostnad av 25 kr/kg. Vid en avgiftshöjning till 60 kr/kg NOx skulle ytterligare utsläppsminskningar på ca 300 ton/år ske till en kostnad på kr/kg och den totala utsläppsminskningen bli 5700 ton/år. Figur 1 Ackumulerad utsläppsminskning från anläggningar i befintliga NOxavgiftssystemet vid en höjning av avgiften till 50 kr/kg NOx (NV rapport 5356) Åtgärdspotential för tillkommande källor I figur 2 nedan visas den sammanlagda utsläppsminskningspotentialen för samtliga stationära källor som idag inte ingår i NOx-avgiftssystemet. 39

41 BILAGA 4 Figur 2 Kostnadskurva för NOx- utsläppsreducerande åtgärder vid förbränning i industriella processer samt sodapannor och sulfitlutpannor. (Källa: NV 5525) Den sammanlagda utsläppsminskningspotentialen för industriella processer samt sodapannor och sulfitlutpannor är drygt 1000 ton/år för NOx-reducerande åtgärder på upp till kr/kg. Här ingår dock processtekniska åtgärder i mineralullindustrin och gruvindustrin, motsvarande nästan 800 ton/år. Dessa åtgärder kommer att genomföras som en följd av pågående tillståndsärenden, oberoende av om NOx-avgiftssystemet utvidgas eller inte. Kostnaderna är svåra att beräkna beroende på att det är processtekniska åtgärder, som i mineralullindustrin t.o.m. skulle kunna innebära en negativ kostnad. Kostnaderna har därför satts till 0 kr/kg. Resterande 290 ton/år utgörs av redan planerade förbränningstekniska åtgärder i cement- och kalkindustrin, med åtgärdskostnader på kr/kg. Om åtgärder på upp till 30 kr/kg genomförs, tillkommer 800 t/år från SNCR på raffinaderier, och den totala utsläppsminskningen blir nästan 2000 t/år Styrmedelspotential Breddning av NOx-avgiften Naturvårdsverket har i NV rapport 5525 föreslagit att NOx-avgiften breddas till att även omfatta fasta förbränningsanordningar där förbränningsprodukterna används för uppvärmning, torkning eller annan behandling av föremål eller material. Undantag föreslås för förbränning i kalk- och cementugnar, pelleteringsverk för tillverkning av malmpellets, glasugnar för tillverkning eller återvinning av glas och ugnar för tillverkning av lättklinker. Kostnaderna för dessa sektorer bedöms som orimligt höga vid ett införande av NOx-avgift. Det går inte heller att bilda en egen grupp av dessa sektorer eftersom antalet anläggningar är för få för att skapa ett effektivt avgiftssysten. Det undantag från NOx-avgiften som funnits för soda- och 40

42 BILAGA 4 (sulfit)lutpannor tas bort och även dessa verksamheter inkluderas alltså i breddningen. Åtgärdskostnaderna för de åtgärder som ingår i dessa verksamheter ser ut på följande sätt: Tabell 3 Åtgärdskostnader vid en breddning av NOx- avgiften. Typ av åtgärd Potential Kostnad kr/kg (Min-max) % Ton/år ackumulerat Raffinaderier SNCR Koksverk, förbränningstekniska åtgärder (FT) Värmnings- och värmebehandlingsugnar, (40-50) SNCR Koksverk SNCR Koksverk FT+SNCR Raffinaderier SCR Raffinaderier SNCR Sodapannor FT Sodapannor SCR Värmnings- och värmebehandlingsugnar, (50-300) SCR Koksverk SCR De undantag som NV i rapport 5525 anses bör göras för kalk-och cementugnar m.fl. gör att det endast finns utsläppsminskningar på ca 900 ton/år för en åtgärdskostnad på kr/kg. Därefter finns det utsläppsminskningar på ca 500 ton/år i intervallet kr/kg. För en åtgärdskostnad på kr/kg finns det stora utsläppsminskningar att göra. Höjning av avgiften Naturvårdsverket har föreslagit att i ett första steg höja avgiften till 50 kr/kg NOx för att återfå den reala nivån avgiften hade 1992 då den infördes. Denna avgiftshöjning skulle leda till utsläppsminskningar på 5700 ton år 2010 och 6200 ton år 2015 i det nuvarande avgiftskollektivet med antagandet om att åtgärder genomförs upp till en genomsnittskostnad på halva avgiftsnivån, dvs 25 kr/kg NOx, men inte till i princip några utsläppsminskningar i det tillkommande kollektivet. Ovan beskrivs att användningen av genomsnittskostnad förmodligen underskattar utsläppsminskningarna och installation av mätutrustning leder förmodligen också till vissa förbränningstekniska åtgärder. Vid en avgiftshöjning till 60 kr/kg NOx skulle utsläppsminskningarna i det tillkommande kollektivet uppgå till ca 800 ton år 2010 och 900 ton år

43 BILAGA 4 Tabell 4: Sammanfattning av potential för utsläppsminskningar med NOx-avgiften Åtgärd Breddning av NOx-systemet samt avgiftshöjning till 60 kr. Minskningspotential, år Befintligt avgiftskollektiv Tillkommande avgiftskollektiv Eftersom dessa beräkningar baseras på NV rapport 5336 från år 2004 har vi gjort vissa antaganden för att få potentialerna tillämpliga fram till år Prognosen fram till år 2015 är att NOx-utsläppen från stationära källor kommer att öka med ca 14%. Denna ökning kommer av utbyggnad av fjärrvärme och en ökad kraftproduktion, aktiviteter som är NOx-avgiftspliktiga. Vi har därför justerat minskningspotentialerna med motsvarande 14% ökning (mellan ) vilket borde vara ett fullt rimligt antagande, under förutsättning att inte t ex inflationsnivån urholkar incitamentet att vidta åtgärder enligt NOx-avgiften. Ett sådant antagande borde innebära minskningspotentialer av det försiktiga slaget. Det beror dels på att man antar, som nämnts ovan, att åtgärder genomförs upp till en genomsnittskostnad på halva avgiftsnivån, dels är det rimligt att kostnader för NOx-reningsteknik gradvis kommer att minska framöver, vilket medför en högre nivå av rening för samma NOx-avgift. Metoder att beräkna kapitalkostnader och livslängd på investeringar spelar också in. Själva utsläppsprognosen till 2015 är dessutom baserad på nuvarande NOx-avgift, såsom den ser ut idag. Införs den avgiftshöjning till 50 kr/kg NOx innan 2010 som Naturvårdsverket föreslagit har även detta inverkan på utsläppen i negativ riktning. 4.5 Sjöfart Åtgärdspotential Tabell 5 visar de möjligheter som finns för att minska utsläppen av kväveoxider inom sjöfarten och kostnader för att använda tekniken. Underlaget baseras i stor utsträckning på Entecs rapport från Tabell 5 fartyg Metod Uppskattade kostnader för att reducera utsläppen av kväveoxider från Effektivitet att reducera NO x - utsläpp % Kostnad för medelstora stora motorer /ton NO x Nya fartyg Kostnad för medelstora stora motorer /ton NO x Befintliga fartyg Kostnader kr/kg NOx i nya fartyg Kostnader kr/kg NOx i befintliga fartyg Enkel skjutventilsjustering * ,08-0,11* 0,14-0,22 Avancerade skjutventilsjustering Varierar 0,18-0,30 Varierar Vatteninsprutning Varierar 2,8-3,7 Varierar Humid Air Motor ,8-2,13 2,41-2,60 (HAM) Katalysator SCR ** ** 2,8-5,6** 3,7-6,5** 42

44 BILAGA 4 Källa: ENTEC 2005, bearbetning av Profu (2007) * Inga driftskostnader **driftskostnaderna varierar på det bränsle som används, billigast blir reningen om diesel används. Som jämförelse kan nämnas att marginalkostnaden för befintliga kraft- och värmeverk är >4000 per ton (37 kr/kg) och >8000 per ton (74 kr/kg) för tunga lastbilar och bussar (NGO-inlaga till revision av Marpols Annex VI, 2006). För att minska sjöfartens utsläpp har vi under delmål 6 utgått från de olika åtgärdsscenarier för att reducera utsläppen från sjöfart på Östersjön och Nordsjön som Cofala m.fl. (2006) har räknat på. De har studerat ett antal tänkbara scenarier för att minska utsläppen från olika typer av fartygstrafik och vilka kostnader som är förknippade med dessa. Vi har särskilt tittat på två av scenarierna: Det ena (C1) har en hög ambitionsnivå för alla fartyg som trafikerar Östersjön och Nordsjön där skjutventiler införs på alla lågvarvsmotorer byggda före år 2000 och HAM installeras på alla fartyg byggda 2010 eller senare. Det andra (C2) innebär att maximal teknisk potential utnyttjas vilket innebär att SCR installeras på alla fartyg, nya och befintliga. Vi har dessutom konstruerat ett eget scenario Kraftfulla åtgärder införs inom Nordsjön, Engelska kanalen och Östersjön som innebär att bränsle med 0,5 % svavelhalt alternativt skrubbning till motsvarande nivå används i Nordsjön och Östersjön och färjor på övriga hav. I scenariot ingår dessutom att hälften av samtliga fartyg som trafikerar området installerar långt gående NOx-rening. Vi antar att fartyg som bunkrar i Sverige har en något lägre potential att reducera utsläppen jämfört med färjor och lastfartyg i genomsnitt som går på Nordsjön och Östersjön 5% lägre för NOx och 10% lägre för SO2. Detta antagande baseras på att fler fartyg än genomsnittet som bunkrar i Sverige redan har installerat NOxrening, bl.a. till följd av de miljödifferentierade farledsavgifterna, samt att bränslet i svenska farvatten i genomsnitt har lägre svavelhalt än fartyg på andra havsområden i Europa. Med detta antagande får man följande uppskattade utsläpp till 2015: Tabell 6 Beräknade utsläpp i kton år Bas 2015 Medel EU Hög EU C1 Medel alla Hög alla C1 Kraftfulla åtgärder Max C2 SO NO x Källa: Egen bearbetning av Cofala m.fl Den nationella sjöfartens prognostiserade andel av NOx-ustläppen 2015 från fartyg som bunkrar i Sverige beräknas vara 4,2%. Om man antar att utsläppen från nationell sjöfart som bunkrar i Sverige kan minska i samma grad som sjöfart över lag på Östersjön och Nordsjön så skulle utsläppen av NOx från nationell sjöfart med scenariot Kraftfulla åtgärder minska med knappt 3000 ton (4,2% av ton - 43

45 BILAGA ton). Med C2 skulle minskningen uppgå till 7000 ton (prognosticerade NOx-utsläpp från nationell sjöfart uppgår till 7900 ton år 2015). En stor del av den nationella sjöfarten består av Gotlandstrafiken. Denna har redan installerat SCR varför vi antar en betydligt lägre åtgärdspotential. Vi antar att potentialen för minskade NOx-utsläpp från nationell sjöfart uppgår till cirka 1000 ton Åtgärdskostnader Fartyg som bunkrar i Sverige Baserat på de kostnadsuppskattningar som tagits fram för åtgärder på lastfartyg och färjor på Östersjön och Nordsjön med utgångspunkt från Cofala för de olika åtgärdsscenarierna antar vi samma genomsnittliga åtgärdskostnad för de som bunkrar i Sverige. Tabell 7 Kostnad, kr per kg SO2 år 2020 Medel EU Hög EU Medel alla Hög alla C1 Kraftfulla åtgärder Max C2 SO2 9,463 9, ,439 NOx 0,547 2,504 0,547 2, ,021 Källa: Egen bearbetning av Cofala m.fl Kostnaderna för svavelreducerande åtgärder i scenarierna C1 och C2 bygger på Cofalas (2006) kostnadsantaganden för dels installation av skrubberteknik och dels bränslebyte. Om istället antagandet görs att svavelreduktionen enbart genomförs genom övergång till lågsvavligt bränsle ökar kostnaderna, med dagens prisläge på bränsle, avsevärt. Kostnaden blir då omkring 50 kr/kg SO2 istället för omkring 10 kr/kg SO2. Detta beaktas i scenariot kraftfulla åtgärder. Hur prisbilden på lågsvavligt bränsle kommer att utvecklas är dock osäkert. Vi antar att kostnaden per kilo utsläpp är den samma år 2015 som år Med detta som utgångspunkt blir de totala kostnaderna för olika scenarier år 2015: Tabell 8 Total kostnad, miljoner kronor år 2015 Medel EU Hög EU C1 Medel alla Hög alla C1 Kraftfulla åtgärder Max C2 SO2, milj. kr per år Nox, milj kr. per år 5,6 75 9, Källa: Egen bearbetning av Cofala m.fl Kostnaderna för att uppnå scenariot Kraftfulla åtgärder (med utgångspunkt från det bränsle som bunkrats i Sverige) uppgår till mellan 0,8 och 2,5 miljarder kronor. Motsvarande kostnad för Max-scenariot är cirka 1,4 miljarder kronor Åtgärdskostnader för nationell sjöfart Som en mycket grov uppskattning antar vi att nationell sjöfart står för en åtgärdskostnad motsvarande dess andel av utsläppsreduktionen från fartyg som bunkrar i 44

46 BILAGA 4 Sverige. Det innebär att kostnaderna för att reducera utsläppen av svavel från nationell sjöfart i åtgärdsscenario Kraftfulla åtgärder uppgår till mellan cirka 5 miljoner kronor och 100 milj. kronor ((500 ton/ ton)*400 milj. kr till (2000 ton/ ton)*2000 milj. kr). Kostnaderna för att reducera utsläppen av NOx från nationell sjöfart med samma scenario skulle med samma antagande uppgå till cirka 6,5 milj. kronor ((1000 ton/ ton)*450 milj. kr). Totala kostnaderna för nationell sjöfart beräknas därmed uppgå till mellan 12 miljoner kronor och drygt 100 miljoner kronor Styrmedelspotential Man kan konstatera att det inom sjöfarten finns en stor åtgärdspotential. Det behövs dock styrmedel som ser till att dessa åtgärder kommer till stånd. Här nedan sammanfattas mycket kort vilka styrmedel som är tänkbara för att åstadkomma reduktion av kväveoxidutsläpp från nationell sjöfart. För en mer utförlig beskrivning av styrmedlen hänvisas till konsekvensanalysen under delmål Skärpt miljödifferentiering av farledsavgifterna Kväveoxidrabatten liksom svavelrabatten varierar med fartygets storlek, vilken kan ses som en approximation för utsläppens storlek. Sammantaget innebär detta att farledsavgifternas incitament idag, för genomsnittsfartyget, är väl under 1 krona per kg för svavel- såväl som för kväveoxider. Differentieringen har således en förhållandevis liten potential att nå ytterligare reduktioner. Eftersom styrmedlets möjlighet till ekonomiskt incitament är begränsat talar mycket för att det är motiverat att inrikta det på kväveoxider. En ny balans, där differentieringsutrymmet används för ökade incitament för kväveoxidrening, medan de ekonomiska incitamenten för minskade svaveloxidutsläpp i motsvarande mån sänks kan vara motiverat. Antag att det, mot bakgrund av dessa siffror, finns utrymme att ytterligare öka differentieringen med avseende på utsläpp av kväve så att utsläppen minskar med ytterligare i storleksordningen ton. Denna uppskattning är mycket grov, men potentialen utreds nu av Sjöfartsverket. Utredningen väntas bli klar under hösten Vi antar att potentialen att minska utsläppen av NOx från inrikes sjöfart uppgår till mindre än ton. Detta eftersom utsläppen från inrikes sjöfart är små i förhållande till internationell sjöfart och för att stora utsläppsreduktioner redan gjorts Handel med utsläppsrätter för SOx och NOx inkluderande sjöfarten Sjöfartsverket, Naturvårdsverket, Energimyndigheten och SIKA har i ett regeringsuppdrag haft till uppgift att utreda hur ett handelssystem med utsläppsrätter för svavel- och kväveoxider där sjöfarten ingår kan utformas. Sjöfartsverket har samordnat uppdraget. I uppdraget jämförs ett öppet, sektorsövergripande handelssystem som omfattar både utsläpp från sjöfartssektorn och landbaserade anläggningar med ett slutet handelssystem som endast omfattar sjöfartssektorn. Utredningen beräknar att en halvering av sjöfartens utsläpp av kväveoxidutsläpp i avgränsningsområdet kan ske till en genomsnittlig kostnad av knappt 6,50 kr per kg kväveoxider. 45

47 BILAGA 4 För att koppla denna potential till fartyg som bunkrar i Sverige så antar vi inte att en halvering av utsläppen är möjlig utan endast en minskning med knappt 40% (~37%) eftersom inte alla de fartyg som bunkrar i Sverige går på Östersjön och Nordsjön och för att fartyg som bunkrar i Sverige oftare redan idag rening av kväveoxider. De totala utsläppen av NOx från fartyg som bunkrar i Sverige år 2015 bedöms bli ton. En minskning av utsläppen med 37% skulle därmed innebära en reduktion med cirka ton. Den nationella sjöfartens prognostiserade andel av NOx-ustläppen 2015 från fartyg som bunkrar i Sverige är 4,2%. Mot bakgrund av den andelen så skulle potentialen för nationell sjöfart uppgår till cirka 3000 ton. Det är dock inte särskilt troligt att potentialen är så stor med tanke på att Gotlandstrafiken, som står för en stor andel av den nationella trafiken, redan har vidtagit NOx-reducerande åtgärder. Vi antar därför att potentialen för minskade NOx-utsläpp från nationell sjöfart med ett handelssystem uppgår till cirka 1000 ton NOx. 5. Sammanfattning Sammantaget bedömer vi att målen till 2010 och 2015 kan nås med föreslagna åtgärder och styrmedel. Om referensalternativ 3 skulle infalla kan det dock behövas ytterligare åtgärder för att nå målen. Tabell 9: Sammanfattning av styrmedelspotential Åtgärd Potential, ton 2010 Potential, ton 2015 Styrmedel Samhällsekonomisk kostnad Minskat trafikarbete med tunga fordon Färre tunga fordon Byte till bättre tunga fordon Kilometerskatt Stationära källor Höjd och breddad NOx-avgift Nationell sjöfart 1000 Skärpta farledsavgifter, handel med utsläppsrätter SUMMA * Potential och kostnader måste bedömas ** Potential och kostnader måste bedömas 900 miljoner kronor per år 13,7 Mkr/år i drift o underhåll exkl. investering 2,5-5 miljoner kronor. Samhällsekonomisk nytta, milj kr per år 900 miljoner kronor per år Nyttan bedöms överstiga kostnaden Minskad kväve deposition över Sverige Statsfinansiell effekt Ökade intäkter med 3,4 miljarder kronor per år 46

48 BILAGA 4 6. Referenser IVL, 2007, Emissioner från små arbetsmaskiner Kågeson, Per (2007). Förenklad form för svensk kilometerskatt. Naturvårdsverket, Kilometerbaserade vägavgifter Miljöeffekter och andra konsekvenser. Naturvårdsverket rapport Naturvårdsverket, 2004, Förslag för kostnadseffektiv minskning av kväveoxidutsläpp - Kväveoxidavgift och handelssystem för utsläppsrätter, 5356 Naturvårdsverket, 2007, Konsekvenser av Sveriges genomförande av EU:s utsläppstakdirektiv (2001/81/EG) för NOx SIKA 2007, Kilometerskatt för lastbilar, 2007:2 SMED, 2007, Prognoser för luftföroreningar för Naturvårdsverkets fördjupade miljömålsutvärdering SOU 2004:63. Skatt på väg. Slutbetänkande från Vägtrafikskatteutredningen. Svensk maskinprovning AB (SMP), 2007, Utsläpp från större dieseldrivna arbetsmaskiner, Dnr Vägverket 2007, Synpunkter på underlagsrapporter för analyserna av målen ingen övergödning och bara naturlig försurning, Yttrande, SA :

49 BILAGA 4 48

50 BILAGA 5 Bara naturlig försurning Bilaga 5 Konsekvensanalys av förslag till nytt delmål för skogsbrukets försurning Hillevi Eriksson och Stefan Karlsson, Skogsstyrelsen 49

51 BILAGA 5 Innehållsförteckning Innehållsförteckning Problemanalys delmål och möjliga åtgärder Lägesbeskrivning Referensalternativ och åtgärdsbehov Pågående insatser som kan bidra till delmålet nås Behov av ytterligare styrning för att delmålet ska nås Uppskattade kostnader för åtgärder Företagsekonomiska kostnader Kostnader för staten Uppföljning av delmålet - uppskattade ökade kostnader Risker och nytta med åtgärderna Osäkra faktorer Slutsats Referenser Problemanalys delmål och möjliga åtgärder För att nå delmålet År 2015 skall skogsbrukets försurningspåverkan i försurade områden inte överstiga det som kompenseras via naturliga processer behöver ytterligare åtgärder vidtas jämfört med vad som sker idag. Delmålet syftar främst till att motverka att skogsbruket försenar återhämtningen från den försurning som sur deposition åstadkommit i den mer försurade delen av landet. Såsom beskrivs i den fördjupade utvärderingen bidrar skogsbruket främst genom skörd som överskrider vad vittringen kan kompensera och som inte kompenseras någon gång under omloppstiden genom askåterföring. Delmålet är också satt så att det ska vara rimligt att nå inom den utsatta tiden. Andra skogsbruksåtgärder påverkar också försurningsläget. Val av lövskog i stället för granskog ger t.ex mindre sura ytliga marklager. Kvarlämnande av skärmställning efter hyggen och skyddszoner längs sjöar, vattendrag och våtmarker kan minska utläckaget av försurande nitrat och organiskt material. Även om försurningen delvis orsakas av utläckage av nitrat från upplagrat depositionskväve så kan skogsbruket påverka utläckaget mer eller mindre beroende på vilka åtgärder som vidtas. Kvävegödsling kan potentiellt ge en försurande effekt om den skulle bidra till sådan kväveupplagring som ökar kväveutlakningen under hyggesfasen. I större delen av den försurade regionen avråder Skogsstyrelsen starkt ifrån kvävegödsling, men i den försurade delen av Svealand tillåts dock kvävegödsling. Försurningsef- 50

52 BILAGA 5 fekten av den ökade tillväxten motverkas genom den kalkmängd som normalt ges tillsammans med kvävet vid gödslingen (kalk-ammonsalpeter). Den kan potentiellt också motverkas genom askåterföring. Till följd av de två storskaliga stormfällningar som varit i denna region under de senaste åren bedöms det emellertid som tveksamt att rekommendera skärmställning i granskog som åtgärd för att minska nitratbildningen på hygget, eftersom sådana skärmar lätt blåser ner och då kan öka nitrifikationen mer än om de inte lämnats alls. För andra trädslag är dock förutsättningarna för skärm- eller fröträdsställning något bättre och används också redan i stor utsträckning. För närvarande bedöms denna åtgärd därför inte ha någon stor potential att ytterligare minska försurningen, men ny forskning borde kunna ge vägledning till på vilka marker den har en praktisk och ekonomiskt fungerande potential. Skyddszoner minskar nitratutlakningen ibland men inte alltid (Lindegren 2006). Den har dock för det mesta många fördelar för den biologiska mångfalden i och nära vattendragen. Om skyddszoner lämnas körningsfria minskas uttransporten av sediment och organiskt material till vattnen påtagligt. I arbetet med att få skogsbruket att oftare lämna skyddszoner vid vattendrag är nyttan när det gäller motverkad utlakning invägd. Ett förslag om ett delmål till skydd för naturliga vattendrag och deras kantzoner föreslås under miljökvalitetsmålet Levande skogar och har konsekvensanalyserats där. Potentiellt skulle även en mildare markberedning i samband med föryngring kunna motverka kväveutlakning, men en sådan effekt har ännu inte kunnat påvisas i fältförsök. Studier visar att minskningen i kväveförråd i marken tycks vara av samma storleksordning som ökningen i biomassan efter ett antal år i många fall (Eva Ring, Skogforsk, muntl ref). Möjligheten att minska försurningspåverkan genom att minska GROT-uttagen eller annan skörd från skogsbruket bedöms inte som vare sig önskvärd eller realistisk. Uttag av GROT miljökonsekvensanalyserades i slutet på 90-talet (Egnell m fl 1998) och utformningen av regler och rekommendationer kring GROT-uttag anpassades efter slutsatserna i analysen (SKS medd. 2001:2). En uppdaterad kunskapssammanställning har medfört förslag på några revideringar i rekommendationerna, men dessa är ännu inte antagna. GROT-uttag från skogen hamnar idag på en väl fungerande marknad som ökar i omfattning i takt med att efterfrågan på ickefossilt bränsle ökar på energimarknaden. GROT-uttag är även en allt viktigare och kompletterande inkomstkälla vid sidan av sågtimmer och massaved för skogsägare vilket möjliggör ett ekonomiskt hållbart skogsbruk även i framtiden där skogsägare fortsätter att investera och vidta åtgärder så att de skogspolitiska målen kan nås. Slutligen har GROT från skogen lyfts fram, både politiskt och bland experter, som ett viktigt alternativ till fossila bränslen och som därmed bidrar till att sänka kostnaderna för verksamma klimatåtgärder. För att GROT-uttagen ska minska krävs en helomvändning i skogs- och energipolitisk mening. Motsvarande resonemang gäller även möjligheten att använda lövodling i syfte att minska försurningseffekten genom sänkta skördeuttag. Ökad lövandel är emellertid önskvärt för att bevara den 51

53 BILAGA 5 biologiska mångfalden, även den som styrs av syra/basstatusen i markytan, och ingår därför som i ett delmål under Levande skogar (se FU Levande skogar). Sammanfattningsvis anser Skogsstyrelsen att den åtgärd som har en realistisk potential att motverka skogsbrukets försurningseffekt är ökad askåterföring jämfört med idag. Eftersom även GROT-uttagen kan förväntas öka bör sannolikt även askåterföringen öka ytterligare. Askåterföring innebär att aska som produceras vid förbränning av trädbränslen återförs till skogen (väl spridd och i en dos som inte påtagligt överskrider vad som förs bort via skörd under en rotationsperiod). Askan innehåller baskatjoner och kalkverkan och kan därmed kompensera för biomassaskördens försurande effekt. 2. Lägesbeskrivning GROT är konkurrenskraftigt relativt många andra biobränslen samt även gentemot övriga fossila bränslen. Lönsamheten är starkt kopplad till transportavstånd och till ihopsamlingsbar mängd per hektar. Ju större efterfrågan desto längre kan man åka och desto mindre mängder är värda att samla ihop 2. Riktigt långa avstånd mellan skog och panna förutsätter omlastning till tåg eller båt. Sådana system utvecklas därför successivt och ökar därmed arealen där uttag är lönsamma. Fortfarande sker en utbyggnad av efterfrågan i form av konvertering av värmeverkspannor från fossilbränsle- till trädbränsleeldning och i form av installation av pelletspannor i villor. Även inom industrin ökar användningen av trädbränslen Skogsstyrelsen rekommenderar askåterföring i alla områden där substantiella mängder GROT tas ut utan att barren lämnas väl spridda, vilket sällan är fallet idag. Detta gäller för hela Sverige men är speciellt viktigt i områden som redan är försurade. Vidare finns ett sektorsmål att arealen som får aska senast år 2010 ska vara lika stor som den där GROT tas ut i slutavverkning (Skogsstyrelsen 2005). Naturskyddsföreningen har också drivit att det ska vara ett villkor med askåterföring för att el från trädbränsleeldade kraftvärmeverk ska få räknas som grön el. 2 Observera att Skogsstyrelsen rekommenderar att minst en femtedel av GROTen lämnas på den avverkade ytan för den biologiska mångfaldens skull. 52

54 BILAGA 5 ha Grotuttag - glid. treårsmedel Askåterföring år Figur 1. Årlig areal GROT-uttag (glidande treårsmedelvärden) respektive askåterföring i svensk skogsmark. Källa: Skogsstyrelsen (GROT- uttag enligt polytax och askåterföring enligt enkät till alla kända spridarentreprenörer). Sedan ett par år återförs trädbränsleaskan från ett flertal värmeverk, främst i södra halvan av landet, och intresset verkar öka i viss mån. En bidragande faktor är, förutom nämnda rekommendationer och önskemålen från SNF, den avfallsskatt som infördes från år Skatten innebar en fördyring av deponering av aska samtidigt som metodutveckling för själva spridningen sänkt kostnaden för återföring. Det är därför ofta billigare för värmeverken att återföra aska till skogsmark än att deponera den. Det finns emellertid på många håll ännu billigare sätt att bli kvitt askan: återbruksföretag använder aska till att sluttäcka sopdeponier eller bygga hårdgjorda ytor eller vägar med träaskor och dessa tar ut en avgift som endast är runt hälften av återföringskostnaden för att ta hand om askan. Att vissa värmeverk ändå väljer askåterföring, trots att sådana alternativ står till buds, beror ofta på att man är informerade om behovet av att motverka försurningseffekt och näringsbortförsel och tar det på allvar. Gentemot Naturskyddsföreningens önskemål har dock andra kraftvärmeverk i många fall hänvisat till att utförare av askåterföring saknats i närområdet, och i sådana fall har föreningen inte framhärdat med detta delvillkor. För de industrier som eldar trädbränsle är situationen ibland så att man har tillgång till egna deponier. Det gäller de i stort sett alla pappersmassaindustrier, men inte alla sågverk. Där sådan tillgång finns betalar man inte någon deponiskatt. Det är således svårare att få tillgång till industrins askor, som till stor del består av barkaska och s.k. mesaaska (restprodukt från massaindustri som delvis är aska delvis kalk från processen). Industrins askor kommer därför ännu så länge i lägre grad från GROT-skörd. Å andra sidan sameldas en del GROT med bränslen som ger för höga halter av tungmetaller i askan (jfr SKS medd 2001:2 eller kommande revision) för att kunna återföras. Det vore därför önskvärt att även en del av industrins askor ställdes till förfogande för återföring. 53

55 BILAGA 5 Huvuddelen av den askåterföring som sker idag görs av ca fem entreprenörsföretag. Aska återfördes under till 5 7 tusen hektar per år medan uttag av grenar och toppar (GROT) gjordes på ca tusen hektar per år (jfr Figur 1). Uttagen av GROT i förhållande till avverkad areal är för närvarande större i södra Sverige, men den ökar nu snabbt även i norr. Ökningen i GROT-uttag kommer sannolikt att fortsätta till följd av klimatpolitiska styrmedel och fortsatt utveckling av teknik och logistik. 3. Referensalternativ och åtgärdsbehov Delmålet för skogsbrukets försurningspåverkan har formulerats till: År 2015 ska skogsbrukets försurningspåverkan i försurade områden inte överstiga det som kompenseras via naturliga processer. Som indikator för delmålet om skogsbrukets försurning har valts: Andel areal granskogsmark i försurade områden där nettouttaget av baskatjoner vid helträdsuttag på ett påtagligt sätt överskrider vittringen ned till 50 cm djup. Precisering: I nettouttag ingår både uttag och askåterföring. Påtagligt överskridande innebär att överuttaget under en omloppstid motsvarar minst en tredjedel av det utbytbara förrådet i marken. Begränsningen till den försurade regionen innebär att delmålet får en lägre ambition än det skogliga sektorsmålet kring askåterföring och det exkluderar också marker där enbart stamvedsuttag eventuellt ger ett överuttag. Å andra sidan kan detta mål bli mer rimligt att nå på utsatt tid. Det syftar också i högre grad till att möjliggöra återhämtning av redan försurad mark. Ovanstående lägesbeskrivning indikerar att GROT-uttagen sannolikt kommer att öka, medan det inte alls är säkert att askåterföringen gör det. Den skulle rentav kunna minska om de värmeverk som idag återför sin aska glömmer dagens insikter om behovet och väljer billigaste sätt att bli av med askan istället. Här används ändå som referensalternativ att nuvarande nivå på askåterföring i den försurade regionen bibehålls såvida inte ytterligare åtgärder vidtas, samtidigt som arealen med uttag av biomassa med tydligt försurande effekt inte ökar. Mer sannolikt skulle det kanske vara med en ökning på 5-15 % av uttaget i många av dessa län, eller mer om en eventuell kommande stubbrytning får stor utbredning. Vidare antas att askan i dagens återföring till 100 % hamnar på de marker där underskotten i balansen överstiger en tredjedel av det utbytbara förrådet. I praktiken har man knappast den träffsäkerheten och det skulle vara svårt att utarbeta praktiska riktlinjer för att nå den. Beräkningarna över behovet av ytterligare askåterföring, som redovisas länsvis i Tabell 1, utgör därför en nedre gräns. 54

56 BILAGA 5 Askåterföringsarealen är från endast ett år (2006) eftersom det var det första år då uppgifter samlades in med länsvis upplösning. Eftersom en viss askentreprenör kan verka i hög grad på ena sidan en länsgräns ena året och på andra sidan året därpå bör även askåterföring redovisas som ett medeltal för exempelvis tre år i en fortsatt uppföljning. Man kan således inte vara säker på att en hög nivå i ett län upprätthålls framgent. Enligt denna indikator uppnås delmålet i referensalternativet utan ytterligare åtgärder i Dalarna/Gävleborg (S delen), Örebro län och Skåne län, medan störst ökning av askåterföring behövs i Västra Götalands län, Värmlands län och Kalmar län. Även Västmanlands län, Östergötlands län och Jönköpings län behöver relativt stora ökningar. Sammanlagt behövs askåterföring på ytterligare ca tio tusen hektar per år i den aktuella regionen (så att en sammanlagd areal på ca 17 tusen ha/år nås), förutsatt att askan enbart sprids på sådana marker där tillväxt och skörd medför en tydlig försurningseffekt (jfr indikatorn). Tabell 1. (Delvis från tabell 7.6 i FU-rapporten.) Underlag för uppföljning av delmålet om skogsbrukets försurningspåverkan. Län/länsdel inom försurat område Areal granskog m. GROT-uttag* (medel ) Areal granskog där GROTuttag >> vittringen** Areal granskog med askåterföring 2006 Areal granskog där uttaget överskrider vittring + askåterföring *** [ha/år] [ha/år] [ha/år] [ha/år] Hallands län Värmlands län (utom N spetsen) Jönköpings län Södermanlands län Örebro län Östergötlands län Kalmar län Kronobergs län Skåne län (nordöstra delen) Blekinge län Västmanlands län Dalarna o Gävleborg (S delen) V Götalands län TOTALT Försurad region * Man antog att allt GROT-uttag i den försurade regionen gjordes i skog där gran utgjorde minst 67 % av virkesförrådet. ** Med GROT-uttag >> vittring menas att överuttaget motsvarar minst en tredjedel av det utbytbara förrådet i marken under en rotationsperiod. *** För beräkningen antas att 100 % av askåterföringen sker till marker där GROT-uttag >> vittring. 55

57 BILAGA 5 4. Pågående insatser som kan bidra till delmålet nås Skogsstyrelsen arbetar i projektform med att ta fram informations- och utbildningsmaterial till rådgivning om askåterföring till värmeverk, markägare och andra aktörer i projektform (tidigare RecAsh/MOVIB, nu MOVIB/Landsbygdsprogrammet). Eftersom dessa insatser är av projektkaraktär kan man inte utgå ifrån att de får bestående inverkan på askåterföringsaktiviteten så länge nuvarande ekonomiska förutsättningar bibehålls. För att uppnå en sådan bestående inverkan måste emellertid antingen informationsinsatser göras till en återkommande rutin eller de ekonomiska förutsättningarna ändras. 5. Behov av ytterligare styrning för att delmålet ska nås För att målet ska nås behövs sannolikt ytterligare åtgärder som kan bidra till att öka arealen askåterföring. Tänkbara åtgärder är: 1. ökad och rutinmässigt återkommande information till värmeverk, markägare och andra aktörer om behovet av kompensation och att det krävs enligt Skogsstyrelsens nuvarande tolkning av en föreskrift till 30 i Skogsvårdslagen 3, exempelvis i form av informationsmaterial framtaget i projekten som nämns i avsnittet ovan (utförare Skogsstyrelsen), 2. en bättre uppföljning av hur olika regioner och markägarkategorier var för sig uppfyller målet som tydligare och rutinmässigt kommuniceras till omvärlden (utförare IVL, Skogsstyrelsen), 3. att Naturskyddsföreningen ökar tyngden i kravet på askåterföring när de godkänner Grön el- och värme-klassning nu då entreprenörerna som utför askåterföring har blivit något fler och fått ökad geografisk räckvidd (utförare Naturskyddsföreningen), 4. att åtgärder vidtas som motverkar sameldning mellan rena trädbränslen och bränslen med högre halter av tungmetaller som gör askan icke återförbar (utförare Energimyndigheten, Naturvårdsverket, länsstyrelse, kommun), 5. att man i minskande utsträckning ger tillstånd till deponering eller annan användning av återförbar aska än just återföring (utförare Miljödepartementet, Naturvårdsverket, länsstyrelse, kommun), 6. att även skogsindustrins askor beläggs med någon form av deponiskatt (Miljödepartementet, riksdag). 3 SVL 30 föreskrift: När träddelar utöver stamvirket tas ut ur skogen skall, när så erfordras, åtgärder vidtas före, i samband med, eller efter uttaget så att skador inte uppstår på skogsmarkens långsiktiga näringsbalans. 56

58 BILAGA 5 6. Uppskattade kostnader för åtgärder 6.1 Företagsekonomiska kostnader Kostnaden för återföring av aska är idag runt 550 kr per ton för askproducenten. Den inkluderar åtgärder för att uppnå härdning, lagring, transporter, spridning och planering. Där askåterföring idag utförs står markägaren på vissa håll för planeringskostnaden på ca 50 kr/ton. I någon mån kan kostnaderna öka då askan i genomsnitt ska spridas längre från askproducenten men det kan sannolikt vägas upp genom att hanteringen kan rationaliseras ytterligare när skalan ökar. Kan man utveckla system som utnyttjar de tomma timmerbilarna för transport av askan ut i skogen kan man kanske reducera kostnaden jämfört med idag. Kostnaden för askproducenten för att deponera aska på kommunal deponi kan variera mellan 700 och 1100 kr per ton. Att låta askan gå till annan användning (exempelvis täckning av deponier eller vägbyggen) kan emellertid kosta askproducenten endast ca 200 kr per ton idag. Om de ekonomiska förutsättningarna kvarstår kommer den ökade askåterföringen i referensalternativet att kosta, 1) för värmeverk/industrier (utan egen deponi) med alternativ avsättning ca 300 kr/ton, 2) för värmeverk med deponi som enda alternativ ca -300 kr/ton, 3) för industrin med egen deponi ca 500 kr/ton. Idag uppskattas runt 15 % av all återförbar aska återföras till skogsmark, runt 35 % deponeras och resten användas till annat. Omfattningen av alternativ avsättning begränsas antagligen av tillgången på sådana alternativ men också på den vilja till askåterföring som faktiskt finns på sina håll. Man kan anta att det mesta av askan som deponeras görs så på egna deponier hos industrier. Sannolikt kommer huvuddelen av den ökade återföringen i referensalternativet att behöva tas från annan användning, d v s till en företagsekonomisk kostnad på ca 350 kr /ton (550 minus 200 kr/ton). Åtgärder för att motverka den påtagliga försurningseffekt som beräknas för referensalternativet kommer således att kosta 7 10,5 miljoner kronor per år ( hektar/år gånger 2-3 ton aska/ha gånger ca 350 kr extra/ton) för askproducenterna som grupp. Åtgärd 3 skulle kunna ge något ökade ärendehanteringskostnad för Naturskyddsföreningen. I så fall kommer man sannolikt att öka anslutningsavgifterna som då blir en företagsekonomisk kostnad för askproducenterna. Många värmeverk ägs av kommuner, men oavsett ägare kommer eventuella ökade kostnader att fördelas på energikonsumenterna. För dessa handlar den ökade kostnaden för askåterföring om ett par tiondelar av ett öre per kwh. Effekten av denna åtgärd beror av energikonsumenternas vilja att betala lite extra för den miljömärkta energin och hur det sedan avspeglar sig i energiproducenternas vilja att låta miljömärka sig. 57

59 BILAGA 5 Om arealen med uttag som medför kraftiga underskott i balansen ökas till det dubbla (kanske delvis p.g.a. stubbrytning i viss omfattning godkänns och får stor spridning) krävs eventuellt också tillgång till mer aska. Då kan åtgärderna 4 och 6 också bli aktuella. Eventuellt finns redan en trend mot minskad sameldning tack vare nya regler som tydligare skiljer på avfallseldning och eldning med rena trädbränslen, och som ställer högre krav på rening m.m. för avfallseldning. 6.2 Kostnader för staten Om den ökade askspridning främst sker på bekostnad av alternativ avsättning minskar inte skatteinkomsterna från deponiskatten nämnvärt. Antalet arbetstillfällen kan öka på marginalen om askan återförs eftersom den aktivitet som utnyttjade askan i den alternativa avsättningen kan antas ske ändå i de flesta fall, fast med annat material. Om åtgärderna tillkommer tack vare ökad och rutinmässig information (enligt åtgärdsförslag 1 och kanske 2), främst från Skogsstyrelsens sida, kan kostnaden skattas till ca ett årsarbete plus resor, ca kr per år. Om istället den alternativa avsättningen stryps till följd av åtgärder enligt förslag 5 kan kostnaden för informations- och utbildningsinsatser från Skogsstyrelsen sida sannolikt minskas till en tredjedel, ca kr per år eftersom det då finns ett ekonomiskt incitament för värmeverkets ledning att hålla sig informerad av egen kraft. Om arealen med påtagligt försurande skördeuttag ökar, ökar kostnaden för askproducenterna, medan kostnaden för staten blir densamma. 7. Uppföljning av delmålet - uppskattade ökade kostnader För att kunna följa upp delmålet krävs att den årliga uppföljningen av askåterföring läggs in som en fast rutin i insamlingen av skogsstatistik, istället att för som idag utföras av handläggare med utrednings- och utvecklingsansvar. Det är också lämpligt att Skogsstyrelsens polytaxundersökning får en tydlig prioritering på distriktsnivå och att det fortsättningsvis inte är möjligt att som idag prioritera ner den vissa år. Det beräknas kosta Skogsstyrelsen ca ett årsarbete + utökade resekostnader (ca kr/år) men ger då förbättrad kvalitet i uppföljningen även av andra parametrar och miljö- och sektorsmål. Man kan på sikt även tänka sig möjligheten att man kunde lägga in exakt vilka ytor man skördar GROT (grenar och toppar) respektive lägger aska. Detta är dock ett önskemål som förutsätter en speciellt hög ambitionsnivå för just detta mål. Det beräknas i så fall kosta ca tre årsarbeten (ca kr/år) för Skogsstyrelsen. En anledning att följa upp åtminstone askåterföringen mer exakt kan dock vara att man vill undvika att samma område får upprepade givor under en och samma omloppstid under vilken marken hinner skifta ägare många gånger. 58

60 BILAGA 5 8. Risker och nytta med åtgärderna Om askåterföringen utförs på ett felaktigt sätt kan man orsaka olika skador på miljön. Om askan är för reaktiv eller tillförs i för hög dos kan den exempelvis ge brännskador på bladytor eller alltför stor temporär ph-höjning i marken. Skogsstyrelsens nuvarande rekommendationer kring skogsbränsleuttag och askåterföring är dock utformade för att minimera sådana risker. De är baserade på en MKB (Egnell m fl 1998) och flera års praktiska erfarenheter av askåterföring i fält. Nu finns också förslag framme på en reviderad version som också tar hänsyn till kunskap som utvecklats under senare år. Man har befarat att aska som sprids på hyggen eller på kväverik mark i sydvästra Sverige ska bidra till ökad nitratutlakning men dessa farhågor har hittills inte besannats i de studier som gjorts (jfr t ex Arvidsson 2001, Westling m fl 2004, Ulf Sikström, Skogforsk, muntl ref). Det kommer att ta tid innan det är samma marker som både skördats på GROT och som fått aska men det kan mycket väl vara samma avrinningsområden och vattendrag som berörs även på kort sikt. Åtgärderna kan bidra till att en återhämtning från depositionsbetingad försurning i skogsmark möjliggörs. Dessutom minskar behovet av att successivt ta ny mark i anspråk för askdeponier. 9. Osäkra faktorer I stort sett alla faktorer i både problemanalys och konsekvensanalys innehåller osäkerheter, vilket förhoppningsvis framgår av texterna. Att det finns en försurningseffekt vid en viss nivå på biomassaskörd är väl känt inom jordbruket där man återkommande kalkar marken för att motverka den. Det är emellertid svårare att fastställa var den gränsen går i olika typer av skogsmark där omloppstiderna är så långa. Bedömningarna grundar sig dock på bästa tillgängliga kunskap som utvecklats under många år (jfr Olsson m fl 1993, Sverdrup och Rosén 1998, Akselsson 2005) och resultaten stöds av fältobservationer av olika slag (jfr Egnell m fl 1998, Dahlberg m fl 2006). Osäker är också bedömningen att askåterföringen kommer att förbli på nuvarande nivå utan ytterligare åtgärder. Kostnadsskattningarna i sig har en osäkerhet på flera tiotals procent. De syftar främst till att placera kostnaderna på rätt tiotalsnivå. 10. Slutsats I dagsläget ser Skogsstyrelsen inga andra realistiska och miljömässigt motiverade möjligheter att minska skogsbrukets del i försurningen än att öka återföringen av aska. Utan ytterligare åtgärder finns en stor risk att den försurningsmotverkande askåterföringen minskar eller stagnerar ungefär på nuvarande nivå. Kostnaderna för 59

61 BILAGA 5 att öka informations-, rådgivnings- och uppföljningsinsatserna (enl åtgärder 1 o 2) så mycket att en tillräcklig askåterföring kommer igång i de regioner där den är otillräcklig beräknas till 0,25-0,7 miljoner kronor per år. Den ökade kostnaden för askproducenter jämfört med att skicka askan till alternativ avsättning skattas till ca 7-10, 5 miljoner kronor per år. Om GROT-uttagen ökar i den aktuella regionen ökar kostnaderna proportionellt. Följdkostnaden för energikonsumenterna handlar om tiondelar av ett öre per kwh. Kostnaden för en godtagbar uppföljning av delmålet beräknas till minst 0,7 miljoner kronor per år. Skogsstyrelsen slutsats är att den försurningsbalanserande nytta som kan åstadkommas med hjälp av föreslagna åtgärder väl motiverar de kostnader de medför för olika berörda parter och ligger väl i linje med miljökvalitetsmålets syfte. Ett uppfyllande av delmålet är dock inte tillräckligt för att balansera hela skogsbrukets försurande effekt, speciellt inte i regionen utanför den mest försurade. 11. Referenser Akselsson C Regional nutrient budgets in forest soils in a policy perspective. Doctoral thesis. Reports in Ecology and Environmental Engineering 2005:3, Lunds universitet. ISSN Akselsson C., Westling O. och Örlander G Regional mapping of nitrogen leaching from clearcuts in southern Sweden. Forest Ecology and Management 202: Arvidsson H Wood ash application in spruce stands. AUAS Silvestria 221. SLU, Uppsala. ISSN Dahlberg A., Egnell G., Bergh J., Rytter L. och Westling O. 006 Miljöeffekter av skogsbränsleuttag och askåterföring i Sverige. ER 2206:44. Energimyndigheten. ISSN Egnell G., Nohrstedt H-Ö., Weslien J., Westling O., Örlander G Miljökonsekvensbeskrivning (MKB) av skogsbränsleuttag, asktillförsel och övrig näringskompensation. Skogsstyrelsen, Rapport 1998:1. ISSN Lindegren C Kantzonens ekologiska roll En litteraturöversikt. Skogsstyrelsen, Rapport 2006:19 ISSN Löfgren, S Åtgärder i skogen försumbara för Östersjön. I: Formas fokuserar 9. Östersjön hot och hopp (red. Birgitta Johansson). Formas ( Naturvårdsverket Bara naturlig försurning. Underlagsrapport till fördjupad utvärdering av miljömålsarbetet. Naturvårdsverket Rapport ISSN Olsson M., Rosén K och Melkerud P-A Regional modelling of base cation losses from Swedish forest soils due to whole-tree harvesting. Applied Geochemistry Suppl. Issue 2: Skogsstyrelsen Rekommendationer vid uttag av skogsbränsle och kompensationsgödsling. Meddelande Skogsstyrelsen, Jönköping. ISSN Skogsstyrelsen Nationella skogliga sektorsmål. Skogsstyrelsen. (se under Projekt ) Sverdrup H. och Rosén K Long-term base cation mass balances for Swedish forests and the concept of sustainability. Forest Ecology and Management 110: Westling O, Andersson I och Öhrlander G Effekter av askåterföring till granplanteringar med ristäkt. IVL Svenska Miljöinstitutet AB, Rapport B

62 BILAGA 6 Bara naturlig försurning Bilaga 6 Konsekvensanalys av förslag till nytt delmål för utsläpp av svavel och kväve från sjöfart Ulrika Lindstedt och Per Andersson, Naturvårdsverket Gun Löfblad och Ebba Löfblad, PROFU 61

63 BILAGA 6 Innehåll INNEHÅLL 62 1 PROBLEMANALYS 64 2MÅL Definitioner Underlag för val av avgränsningar av delmålet 68 3 REFERENSALTERNATIV Befintliga och kommande utsläppskrav Övriga i Sverige använda styrmedel Trafikprognos Utsläppsprognos 73 4 ÅTGÄRDSPOTENTIAL OCH KOSTNADER Åtgärder mot utsläpp av svavel Åtgärder mot utsläpp av kväveoxider Åtgärdskostnader Åtgärdsscenarier för reduktion av utsläpp Åtgärdspotential för fartyg som bunkrar i Sverige Åtgärdspotential för nationell sjöfart 82 5 IDENTIFIERA OCH BESKRIV KONSEKVENSERNA Kostnader Fartyg som bunkrar i Sverige Nationell sjöfart Nytta 84 6 STYRMEDELSPOTENTIAL Hur långt kan vi nå med olika styrmedel? Nationella styrmedel Skärpt miljödifferentiering av farledsavgifterna Emissionskrav på fartyg Upphandlingskrav NOx avgift enligt norsk modell Miljödifferentierat sjöfartsstöd Internationella styrmedel Införande av handel med utsläppsrätter för sjöfarten 91 62

64 BILAGA Införande av NOx-avgiftssystem för sjöfarten Skärpta krav via IMO eller EU Miljödifferentierat sjöfartsstöd inom EU Stater köper reduktioner från sjöfarten Emissionskrav på passagerarfärjor 96 7 SAMMANFATTANDE ANALYS Förslag till styrmedel för att delmålet ska nås 98 KÄLLFÖRTECKNING 100 BILAGA 1 KONSEKVENSANALYS 102 Konsekvensanalys av förslag till nytt delmål för utsläpp av svavel och kväve från sjöfart. Underlag till fördjupad utvärdering av miljömålsarbetet

65 BILAGA 6 1 Problemanalys Sjöfarten är en betydande källa till utsläpp av svavel och kväveoxider vilket bl.a. leder till förhöjt nedfall över Sverige. Utsläppen förväntas bli än mer betydande om inget görs för att minska utsläppen. Utsläppen från landsektorn i Europa förväntas fortsätta minska medan sjöfartens utsläpp väntas öka. Omkring år 2020 kommer utsläppen av svavel och kväveoxider från sjöfarten vara ungefär lika stora som från samtliga utsläppskällor på land om inte ytterligare styrmedel införs för att minska utsläppen från sjöfarten. Utsläppen av svavel och kväveoxider från sjöfarten är av betydelse främst för miljömålen Bara naturlig försurning, Ingen övergödning och Frisk luft. Vart tar utsläppen från fartygen vägen? Försurningseffekter har varit särskilt omfattande i de delar av Europa där berggrundens vittringsförmåga är liten. Inte minst har stora delar av svenska ekosystem utsatts för omfattande försurning genom försurande nedfall. Förutom svaveldioxid bidrar kväveoxiderna och ammoniak till försurning. Ammoniak släpps dock i nuläget ut i begränsad omfattning från sjöfarten. Av de föroreningar som emitteras av fartygen på haven deponeras en del på havsytor, och en del på land. Det svavel som deponeras på land bidrar liksom övrigt svavelnedfall till försurning. Som nämnts beräknade Jonson m.fl. (2000) att fartygstrafiken i slutet av 1990-talet bidrog till det försurande nedfallet med mer än 50 procent till överskridanden av kritisk belastning (gränsen för vad mark och vatten tål), inom kustnära områden längs Engelska kanalen och Nordsjön, samt i Östersjön, längs tyska och polska kusten och även i södra Sverige och Finland. Den del av svavelutsläppet som deponeras på havet ger ingen försurningspåverkan. Det kväve som deponeras på havsytor bidrar dock till övergödning, liksom det kväve som deponeras över land. Generellt sett gäller att kvävet sprids längre än svavlet, framför allt för att kvävemonoxiden, som är den huvudsakliga kemiska formen för utsläppt NOx, inte är särskilt vattenlöslig, och delvis för att kväveoxiderna behöver längre tid än svavel för att omvandlas till lättare deponerbara kemiska föreningar. En del av det svavel som emitteras genom fartygstrafiken faller, som framgår av tabell 1, ner över hav. Tabellen baseras på EMEP:s source-receptor matriser för år För Östersjön utgör denna andel nästan 50 procent av den utsläppta mängden och för Nordsjön ca 55 procent. Även för kväveoxider deponeras en stor del av det som fartygen släpper ut över hav. Av de kväveoxider som släpps ut på Östersjön och Nordsjön faller ca 25 procent ner över havsytor (tabell 1). Detta kväve innebär som nämnts ovan ett gödande bidrag som tillsammans med all annan kvävedeposition och kvävetillförsel. Nedfallsskalan är som nämnts något längre för kväve än för svavel, vilket innebär att en större andel av kvävet förs in över och deponeras på land jämfört med vad som gäller för svavel. 64

66 BILAGA 6 Tabell 1 Beräkningar av svavel- och nitratkvävedeposition från utsläpp på Östersjön och Nordsjön enligt EMEP:s beräkningar för år 2010 (EMEP:s source-receptor matriser). Östersjön Nordsjön Av från fartygen årligen SO 2 NO x SO 2 NO x utsläppt mängd som deponeras På det egna havet 41 % 17 % 49 % 20 % På övriga havsområden 6 % 8 % 6 % 6 % Över land 53 % 74 % 45 % 74 % I tabell 2 och 3 redovisas sjöfartens bidrag till det totala nedfallet av svavel respektive nitrat-kväve i några av de länder i Europa där bidragen är störst. Även dessa uppgifter baseras på EMEP:s source-receptor matriser för år 2000 och Det framgår att andelen av det totala nedfallet som härrör från sjöfart ökar från 2000 till För svavel är ökningen mindre än för kväveoxider. Detta hänger samman med minskade svavelhalter i bränsle inom svavelkontrollområden (SECAområden) 2006 (Östersjön) och 2007 (Nordsjön och Engelska kanalen). För Sverige beräknas sammanlagt 16 procent av det totala svavelnedfallet år 2010 komma från fartygsutsläpp. Av det totala nedfallet för nitratkväve beräknas 27 procent komma från sjöfart år Tabell 2 Bidraget från fartyg till nedfallet av svavel i de länder i Europa där nedfallet betyder mest, i procent av det totala nedfallet i landet år 2000 och 2010 (EMEP:s source-receptor matriser). År Cypern Danmark Frankrike Italien Nederländerna Norge Spanien Storbritannien Sverige Tabell 3 Bidraget från fartyg till nedfallet av nitrat-kväve i de länder i Europa där nedfallet betyder mest, i procent av det totala nedfallet i landet år 2000 och 2010 (EMEP:s source-receptor matriser). År Albanien Cypern Danmark Grekland Irland Italien Nederländerna Sverige Storbritannien Hur stor del av nedfallet i Sverige kommer från sjöfart? Med hjälp av EMEPs source-receptor matriser för år 2010 kan uppskattas vilken deposition av svavel och kväve som sker till olika områden i Sverige (se tabell 4 och 5). Beräkningar visar på depositionen av svavel och kväve från olika källor: i Sverige, på närliggande hav, i grannländer och i övriga Europeiska länder. I alla rutor beräknas huvudparten (50 65 %) av nedfallet komma från andra länder i 65

67 BILAGA 6 Europa ; främst de i närheten och de med stora utsläpp. Stora bidrag erhålls från länder som Tyskland och Polen. Ett bidrag som kallas för bakgrund (10-15 % i söder och ca 20 % i norr) kommer från källor utanför beräkningsområdet och från naturliga källor. I de studerade kustnära rutorna härrör mellan 20 och 30 % från sjöfart. I södra Sverige beräknas bidraget från fartyg bli i storleksordningen %. I norr bidrar fartygen i mindre utsträckning till nedfallet, som mest ca 10 % av svaveldepositionen. Tabell 4 Bidrag i % till svaveldeposition i några olika områden (EMEP-rutor) år Rutor från söder (y-koordinat 20) till norr (y-koordinat 26). Bidrag % 20;20 21;20 19;21 20;21 21;21 19;22 20;22 18;23 18;24 18;25 17,26 Sverige Fartyg Övriga länder Bakgrund* * Naturliga källor och källor utanför beräkningsområdet Källorna till utsläppen av kväveoxider (NOx) framgår av tabell 5. Kväveoxiderna utgör ungefär hälften av det totala kvävenedfallet. Resten består av ammoniumkväve, med huvudsakligt bidrag från jordbruk. Nedfallet av NO x (nitrat)-kvävet härrör till mycket liten del från svenska källor, <10 % i södra Sverige och ca 10 % i norr. Även bakgrundsnedfallet är litet, mellan 4 och 9 %. Ungefär en tredjedel av kvävenedfallet i södra Sverige och cirka 20 % i norra Sverige härrör från fartygsutsläpp främst på Östersjön och Nordsjön. Den dominerande delen av NO x kvävenedfallet härrör liksom för svavelnedfallet från landbaserade utsläpp i andra länder. Tabell 5 Bidrag i % till NO x -kvävedeposition i några olika områden i Sverige (EMEP-rutor år 2010 (mg N/m 2 och år). Rutorna från söder (y-koordinat 20) till norr (y-koordinat 26). Bidrag % 20;20 21;20 19;21 20;21 21;21 19;22 20;22 18;23 18;24 18;25 17,26 Sverige Fartyg Övriga länder Bakgrund* * Naturliga källor och källor utanför beräkningsområdet Varför har problemet uppstått? Jämfört med andra transportslag är utsläppen av svaveldioxid och kväveoxider till luft från sjöfart av betydande. Fartygen har inte på samma sätt som lastbilstransporterna utsatts för krav på minskade utsläpp och drivs till stor del med återstodsoljor med hög svavelhalt. Lastbilarnas bränsle utgörs av miljödiesel med en svavelhalt på mellan 0,001 och 0,005 procent svavel, medan fartygen på Östersjön och Nordsjön med nya krav inte får ha bränsle med mer än 1,5 viktprocent svavel. Kväveoxidutsläppen från lastbilstrafik har successivt minskat i takt med introduktion av nya 66

68 BILAGA 6 motorer med krav på minskade utsläpp. På fartygsmotorerna har inte ställts samma krav. Emissionskraven för ett nytt fartyg som utför transporter på t ex Östersjön medger således svavelemissioner respektive kväveoxidemissioner som är ungefär tusen gånger respektive fyra gånger högre än för en ny lastbil, räknat per utvecklad kilowattimme. Vilket är problemets omfattning? Sjöfartens utsläpp av luftföroreningar är i många fall stora vid jämförelse med utsläppen på land i Sverige. Exempelvis är de sammanlagda svavelutsläppen på Östersjön och Nordsjön ungefär 12 gånger större än de svenska landbaserade utsläppen och motsvarande andel för kväveoxider är ungefär åtta gånger. Även den svenska internationella sjöfartens utsläpp är stora jämfört med de svenska utsläppen (vilka inkluderar nationell sjöfart men inte internationell sjöfart). Generellt finns osäkerheter vad gäller utsläppen från såväl nationell som internationell sjöfart som bunkrar i Sverige. Osäkerhet föreligger främst i vad svavelhalten verkligen är i det bränsle som bunkrats i Sverige. I figurerna 1 och 2 nedan visas utsläppen av svaveldioxid och kväveoxider ifrån svenska aktiviteter och från det bränsle som fartyg som går till utländska hamnar bunkrat i Sverige. tusen ton SO2 Utsläpp av svaveldioxid Sverige tototalt varav inrikes sjöfart Internationell sjöfart År Figur 1 Utsläpp av svaveldioxid i Sverige Källa: Naturvårdsverket (2006) Nationell utsläppsstatistik, klimatrapportering. Figur 2 Utsläpp av kväveoxider i Sverige tusen ton NOx Utsläpp av kväveoxider Sverige totalt varav inrik es sjöfart År Internationell sjöfart Källa: Naturvårdsverket (2006) Nationell utsläppsstatistik, klimatrapportering. 67

69 BILAGA 6 2 Mål År 2015 ska utsläppen av svaveldioxid från sjöfart som bunkrar (tankar bränsle) i Sverige ha halverats och utsläppen av kväveoxider ska minska jämfört med år Indikator för målet är de årliga utsläppen av svaveldioxid och kväveoxider som den försålda bränslemängden ger upphov till, dels totalt och dels per såld mängd bränsle angiven som energimängd. Målen kan tyckas långtgående bl.a. med tanke på att sjöfartens utsläpp av NOx beräknas öka med 30% mellan 2005 och 2015 från det bränsle som säljs i Sverige. Svavelutsläppen beräknas dock minska med ca 20 % mellan 2005 och 2015.(se tabell 7). Utsläppsstatistiken är osäker men underlaget om utsläpp från sålt bränsle till sjöfarten är den enda kontinuerligt uppdaterade statistik som finns att tillgå. Åtgärdspotentialen är mycket stor, därav de med beaktande av tidigare trend långtgående målen, men användningen av styrmedel är i dag begränsad. De effektivaste styrmedlen förutsätter internationell samverkan varför osäkerheterna vad gäller möjligheterna att nå de uppsatta målen är mycket stor. Med hänsyn till svårigheter att införa styrmedel och osäkerheten i utsläppsstatistik väljer vi att sätta upp grova ungefärliga mål. 2.1 Definitioner Miljömålet inbegriper den sjöfart som köper bränsle (bunkrar) i Sverige, både nationell och internationell sjöfart. Inom den nationella utsläppsinventeringen definieras nationell och internationell sjöfart på följande sätt: - Nationell sjöfart är trafik mellan två svenska hamnar och som köper bränsle i Sverige. - Internationell sjöfart är fartyg som (oberoende av flagga) går mellan svensk och utländska hamn och som köper bränsle i Sverige. I delmålet föreslås att all sjöfart räknas in i nationell sjöfart dvs även fiskebåtar och militära fartyg. I den internationella rapporteringen som Sverige gör till bland annat klimatkonventionen räknas inte militära fartyg och fiskebåtar till nationell sjöfart utan ingår i arbetsmaskinerna. 2.2 Underlag för val av avgränsningar av delmålet Att just detta miljömål har valts beror på flera faktorer. Syftet med miljömålet är att begränsa de utsläpp av försurande ämnen som påverkar svenska ekosystem. Ett krav är att delmålet ska kunna påverkas med styrmedel och andra åtgärder från Sverige. Det finns olika möjligheter att kvantifiera sjöfart med anknytning till Sverige, se tabell 1. 68

70 BILAGA 6 Tabell 6 Alternativ att basera delmålet för att begränsa fartygsutsläpp på. Utsläppen gäller för år Utsläpp 2000 Kvantifiering av påverkan på svenska ekosystem Utsläpp av SO 2 kton/år Utsläpp av NO x kton/år Nationell sjöfart som bunkrar i Sverige (tabell 7) Internationell sjöfart som bunkrar i Sverige (tabell 7) Total sjöfart som bunkrar i Sverige (tabell 7) Trafik på svenska hamnar* Total sjöfart på Östersjön Total sjöfart på Östersjön och Nordsjön Utsläppen bedöms ske nära Sverige Utsläppen bedöms ske relativt nära Sverige Utsläppen bedöms ske relativt nära Sverige och därmed i viss utsträckning spegla sjöfartens påverkan på Sverige. Relevant mått för ett miljömål. Dock saknas den statistik som behövs för uppföljning Utsläppen på Östersjön ger den mest betydande påverkan på Sverige, jämfört med Östersjön och Nordsjön. Utsläppen på dessa hav påverkar Sverige mest jämfört med andra hav. 3,0 6, ?? * kan grovt sett bedömas vara ungefär detsamma som total sjöfart som bunkrar i Sverige När det gäller anknytningen till Sverige är sjöfarten på de närbelägna haven i stor utsträckning internationell. Även fartyg på Östersjön och Nordsjön som inte angör svenska hamnar, och som inte har någon som helst anknytning till Sverige, släpper ut luftföroreningar som delvis deponeras över Sverige. De alternativ i tabell 6 som har den största anknytningen till Sverige är dels trafiken på svenska hamnar, dels den sjöfart som bunkrar i Sverige. Den nationella sjöfarten är det alternativ som sannolikt lättast kan påverkas via beslut och olika styrmedel. De utsläppsmängder som härrör från den nationella sjöfarten är dock små när det gäller sjöfartens totala miljöpåverkan på Sverige. Ett andra krav gäller uppföljningen. Det är viktigt att delmålet kan följas upp på ett robust sätt. Det bör finnas statistik över relevanta sjöfartsaktiviteter, helst i kombination med möjligheter att göra tillförlitliga kvantifieringar av utsläppen till luft Det är också viktigt att miljömålet, dels speglar påverkan på Sverige, dels kommer från den del av fartygstrafiken som hör ihop med trafik på svenska hamnar och som Sverige har visst ansvar för och viss rådighet över. Den möjlighet man ser för närvarande för att kvantifiera utsläppen från fartygen är att använda data som tas fram inom det internationella rapporteringssystemet och som baseras på försåld mängd fartygsbränsle enligt svensk statistik. Dessa data levereras av Sverige till internationella konventioner. För detta alternativ har också en prognos utarbetats till år 2020 (Energimyndigheten, 2007 med underlag från SMED, 2007). En fördel med att basera delmålet på försäljningen av bunker är att det finns robust försäljningsstatistik. En nackdel med att basera miljömålet på försåld mängd bräns- 69

71 BILAGA 6 le är att det inte finns något underlag för att direkt relatera den försålda mängden till miljöpåverkan på Sverige. Man kan dock anta att den försålda mängden bunkerbränsle i Sverige idag delvis används för fartygstrafik i svenskt närområde, d.v.s. inom Östersjön och Nordsjön. Trenderna i bränsleförsäljningen kan delvis återspegla situationen på Östersjön och Nordsjön. Som indikator för miljömålet föreslås väljas de mängder svaveldioxid och kväveoxider som beräknas emitteras genom driften av denna mängd bränsle, dels totalt, dels som ett relativt mått per mängd försålt bränsle räknat per energienhet. De beräkningar som görs inom ramen för den nationella utsläppsrapporteringen kommer alltså att användas för uppföljningen. En nackdel med att enbart följa upp de totala utsläppen är att den mängd bränsle som säljs i Sverige inte alltid återspeglar fartygsrörelserna. Utsläppsmängderna för internationell bunkring varierar kraftigt mellan åren. Internationell bunkring är den mängd bränsle som har köpts i Sverige och som av bränslebolagen har rapporterats användas till internationell sjötrafik. En förklaring till variationerna mellan åren är skillnader in pris och utbud mellan Sverige och andra länder. En förändring av prisskillnaden kan medföra en kraftig förändring av den svenska internationella bunkringen. Därför bör indikatorn för miljömålet även ange utsläppen av svaveldioxid och kväveoxider i förhållande till försåld mängd. Härigenom får man ett mått på de miljömässiga förbättringar som sker på fartygsflottan över tiden. Kvantifieringen av utsläppen sker genom att multiplicera bränslemängden med en relevant emissionsfaktor som beror av fartygstyp, motorstorlek, bränslekvaliteter och eventuella reningsutrustningar för kväveoxider, m.m. Miljömålet förutsätter därför att även de antagna emissionsfaktorerna (utsläpp per volym bränsle) uppdateras årligen. 3 Referensalternativ 3.1 Befintliga och kommande utsläppskrav FN:s organ IMO reglerar via annex VI till konventionen om förhindrande av förorening från fartyg (MARPOL), som trädde i kraft den 19 maj 2005, utsläppen av svavel- och kväveoxider från fartyg och förbjuder avsiktliga utsläpp av ozonnedbrytande ämnen. Svavelinnehållet i brännolja begränsas globalt till 4,5 procent, men detta krav kan ställas högre i särskilda svavelkontrollområden (s.k. SECA). Såväl Östersjön (fr.o.m 19/5 2006) som Nordsjön och Engelska kanalen (fr.o.m. 11 augusti 2007) utgör sådana områden och där är motsvarande gränser för svavelinnehåll 1,5 procent. Som ett alternativ till att använda viss brännolja kan fartyg utrustas med särskild reningsteknik för att på så sätt reducera utsläppen. Kravnivån beträffande kväveoxider för nya fartyg beskrivs av den s.k. IMO-kurvan enligt vilken den specifika tillåtna emissionen tillåts variera med maskinens varvtal. För lågvarviga motorer är gränsvärdet 17 g/kwh och sjunker successivt till 9,8 g/kwh för högvarviga. Moderna fartygsmotorer uppfyller dessa kravnivåer utan särskilda 70

72 BILAGA 6 anpassningar. En översyn av reglerna i Annex VI pågår för närvarande och förväntas slutredovisas under EU:s direktiv om att minska svavelhalten i vissa flytande bränslen, det s.k. svaveldirektivet 4, omfattar även marina bränslen. Stora delar av kraven som berör sjöfartsbränslen överensstämmer med IMO:s krav (MARPOL Annex VI). I direktivet ställs krav på medlemsstaterna att vidta åtgärder för att säkerställa att dieselbrännolja inte används inom deras territorium fr.o.m. den 1 juli 2000 om svavelhalten överskrider 0,20 viktprocent och fr.o.m. 1 januari 2008 om svavelhalten överskrider 0,10 viktprocent. Från 2010 får fartyg som ligger i hamn inte använda bränsle som har svavelhalter över 0,1 %. Marina bränslen som används inom Östersjön och Nordsjön får inte innehålla en högre svavelhalt än 1,5 viktprocent. Vidare får marin dieselolja inte släppas ut på marknaden inom Nordsjön och Östersjön om den innehåller >1,5 % svavel. Bestämmelsen om högst 1,5 viktprocent svavel i bränslet omfattar även passagerarfartyg i reguljär trafik till eller från en gemenskapshamn. Kravet på användning av visst bränsle gäller inom en stats sjöterritorium, den exklusiva ekonomiska zonen och övervakningszoner för föroreningar och styrs av de jurisdiktionsprinciper som framgår av den internationella havsrättskonventionen. Även i denna del åligger det medlemsstaterna att ansvara för kontrollen av efterlevnaden för sina egna fartyg och för fartyg under annan flagg då dessa ligger i medlemsstatens hamnar. I inledningen till båda direktiven ifråga hänvisas till subsidiaritetsprincipen och proportionalitetsprincipen. En vanlig sammanfattning av subsidiaritetsprincipen är att beslut ska fattas på lägsta ändamålsenliga nivå. Enligt proportionalitetsprincipen får myndigheter endast vidta åtgärder om det är nödvändigt för att uppnå uppsatta mål. Därvid betonas vikten av att åtgärder vidtas på gemenskapsnivå. I inledningen till svaveldirektivets ändringsdirektiv 5 anges t.o.m. uttryckligt att målet att minska utsläppen av svaveldioxid från vissa typer av flytande bränslen inte kan uppnås på ett effektivt sätt om vissa medlemsstater agerar var för sig. Å andra sidan anges att direktivet begränsas till de minimikrav som är nödvändiga för att uppnå miljömål och direktivet ska inte hindra någon medlemsstat från att införa strängare skyddsåtgärder. Direktivet förbjuder således inte medlemsstater att införa striktare krav, men dessa måste i så fall vara förenliga med fördraget och måste även anmälas till Kommissionen. IMO:s regler och EG:s direktiv, angående svavel i marina bränslen och emissionskrav på kväveoxider, har förts in i förordning (1998:946) om svavelhaltigt bränsle och i Sjöfartsverkets föreskrifter om förorening från fartyg (2005:8, omtryck 2006:40). Genom det s.k. maskindirektivet 6 kommer under 2007 krav avseende kväveoxidutsläpp för nya fartyg på inre vattenvägar, därefter kommer ytterligare skärpningar 4 Dir. 1999/32/EG, ändrat genom Dir. 2005/33/EG. 5 Dir. 1999/32/EG. 6 Dir. 2004/26/EG. 71

73 BILAGA 6 för dessa fartyg. Kraven omfattar dock ej svensk sjöfart då Sverige per definition inte har inre vattenvägar. 3.2 Övriga i Sverige använda styrmedel Miljödifferentieringen av de svenska farledsavgifterna representerar en form av ekonomiska styrmedel. En avgift som i grunden har en finansierande uppgift differentieras med avseende på emissionsprestanda. Fartyg som använder bränsle med högre svavelhalt får betala svaveltillägg och fartyg som har dokumenterat lägre utsläpp av kväveoxider ges rabatt. Kväveoxidrabatten liksom svaveltillägget varierar med fartygets storlek, vilken kan ses som en approximation för utsläppens storlek. Sammantaget innebär detta att farledsavgifternas incitament idag, för genomsnittsfartyget, är väl under 1 krona per kg för svavel- såväl som för kväveoxider. Sammantaget har idag ungefär 45 fartyg vidtagit åtgärder och erhållit reducerad farledsavgift för med avseende på kväveoxider och omkring 1000 fartyg med avseende på svavel. Sammantaget bedömer sjöfartsverket att de miljödifferentierade farledsavgifterna har bidragit till en reduktion av både svaveldioxid- och kväveoxidutsläppen med ca ton per år. Idag, när svavelkontrollområden etableras i de hav som omger de svenska kusterna, finns det anledning att utvärdera om utformningen av de miljödifferentierade farledsavgifterna fortfarande är optimala. Genom att krav på svavelhalt i bunker skärpts är nyttan av svaveldifferentiering rimligtvis mindre än tidigare, samtidigt som behovet av stimulans för åtgärder mot kväveoxidutsläpp fortsatt är stort. En ny balans, där differentieringsutrymmet används för ökade incitament för kväveoxidrening, medan de ekonomiska incitamenten för minskade svaveloxidutsläpp i motsvarande mån sänks kan vara motiverat. De flesta större svenska hamnar tillämpar miljödifferentierade hamnavgifter. Prissättningen av hamntjänster är inte statligt reglerade, utan bestäms av den enskilda hamnen eller i praktiken ofta genom en förhandling mellan hamnen och kunden. Miljödifferentieringens utformning skiljer därför mellan hamnar. Ett gemensamt drag är emellertid att hamnarna ofta använder den certifieringsprocess som är kopplad till farledsavgiftssystemet för att avgöra om ett fartyg kvalificerar för miljörabatt. Flera företag och myndigheter ställer miljökrav eller beaktar sjötransporternas emissioner som anbudsvärderande vid upphandling. Som exempel kan nämnas att vid upphandling av Gotlandstrafiken ställer staten, genom Rikstrafiken, krav på miljövänlig teknik. Krav ställs bl.a. avseende kväveoxidutsläpp (2g per kwh). Svavelhalt för olja för huvudmaskin skall vara under 0,5 procent. För hjälpmotorer i hamn är motsvarande krav 0,05 procent. Rikstrafiken tillämpar ett sanktionssystem om kraven inte uppfylls. 72

74 BILAGA Trafikprognos Den prognos som utarbetats av Energimyndigheten för försäljningen av fartygsbränsle till år 2020 (Energimyndigheten, 2007) innebär en ökning som stämmer väl överens med den årliga ökning som antagits av EMEP och som är en del av det underlag som ingår vid revideringen av Takdirektivet. Sjöfarten till Sverige och i Sveriges närområde förväntas öka med 1-4 % per år (se exempelvis Energimyndigheten 2007, Corbett m.fl. 2007, Baltic Maritime Outlook 2006, COWI 1998, Wahlström m.fl. 2006, Flodström 2003, SIKA 2005, Sjöfartsverket 2005). 3.4 Utsläppsprognos Trenderna som tagits fram i olika studier för utsläppen till luft från fartyg skiljer sig till viss del kvantitativt. Alla ger dock en bild av avsevärt ökade utsläpp av främst kväveoxider om inte åtgärder vidtas. Trenderna för svaveldioxidutsläppen visar på en betydande positiv effekt i många områden till följd av restriktioner för svavelhalten i bränslet. En del av denna minskning motverkas dock av ökad fartygstrafik. Framtida åtgärder diskuteras bland annat inom ramen för revidering av IMO:s annex VI. Strängare åtgärder förväntas både för kväveoxid- och svaveldioxidut -släpp från fartyg. Några beslut har dock inte fattats. Den svenska prognos som utarbetats baserat på Energimyndighetens bränsleprognoser och på antaganden från den nationella rapporteringsorganisationen SMED om förändringar i fartygens miljöprestanda förefaller ge rimliga uppskattningar av de framtida utsläppen utifrån dagens kunskap om trafikutveckling och befintliga och förväntade miljökrav. Skillnaden mellan den nationella prognosen och andra prognoser är att den nationella prognosen innehåller ett antagande om en skärpning av svavelhalten i bränslena inom SECA-områden från 1,5 procent till 0,5 procent. I tabell 7 nedan visas Energimyndighetens prognos över utsläpp av svavel och kväve till luft från sjöfarten. Tabell 7: Prognoser för fartygsutsläpp I inrikes sjöfart ingår fiskebåtar och militära fordon. Inrikes sjöfart (kton per år) Kväveoxider (NO x ) 11,5 11,8 12,0 12,5 Svaveldioxid (SO 2 ) 4,45 2,5 1,1 1,2 SO2 Alternativ NV prognos 4,45 3,2 3,3 3,4 Internationell sjöfart (kton per år) Kväveoxider (NO x ) Svaveldioxid (SO 2 ) Fartyg som bunkrar i Sverige (kton per år) Kväveoxider (NO x ) Svaveldioxid (SO 2 ), Alternativ NV prognos

75 BILAGA 6 Källa: Energimyndighetens långsiktsprognos för energianvändning samt emissionsfaktorer speciellt utarbetade för de olika åren (Sjöfartsprognos samt kommentarer och data från SMED) samt egen bearbetning. För svavel bygger prognosen ovan på att en mycket stor andel av inrikestrafiken år 2005 använde bränslen med höga svavelhalter och därmed att kravet på max 1,5 % svavel i bränslet får stor effekt fram till Vidare bygger prognosen på att svavelhalt i bränslet för inrikes sjöfart genom ytterligare krav eller på annat sätt minskas ytterligare till Detta kan ifrågasättas eftersom beslut om detta ännu inte är fattade. En annan mer moderat alternativ prognos vad gäller SO2 för inrikes sjöfart redovisas i tabellen med kursiv stil. Detta alternativ baseras på ett antagande om att en förhållandevis stor andel av det bränsle som används för inrikes sjöfart redan 2005 hade förhållandevis låga svavelhalter (under 1,5 %) och att det inte är beslutat att svavelkrav på max 0,5 % i sjöfartbränsle införs. Generellt finns osäkerheter vad gäller utsläppen av svavel från såväl nationell som internationell sjöfart som bunkrar i Sverige. Osäkerhet föreligger i vad svavelhalten verkligen är i det bränsle som bunkras och bunkrades i Sverige. Kväveoxidutsläppen från de enskilda fartygen minskar dels genom utbyte till moderna motorer och dels genom installation av reningsutrustning. Utgående från tidigare erfarenheter har man antagit att 0,5 % av fartygsflottan installerar reningsutrustning (SCR) varje år vilket ger en minskning av NO X -emissionerna med ca 90 % för dessa fartyg. Vidare får 2 % av fartygen nya motorer varje år vilket ger en minskning med 6 % av NO X -emissionerna. 4 Åtgärdspotential och kostnader Teknik finns för att minska utsläppen av svavel- och kväveoxider från fartyg. Genom att åtgärder inte vidtagits i någon större utsträckning hittills (bortsett från svavelrestriktioner i bränslet inom vissa områden), finns en potential att minska utsläppen såväl av svavel som av kväveoxider till en lägre kostnad än för många andra landbaserade utsläpp. 4.1 Åtgärder mot utsläpp av svavel Svavelutsläppen från fartyg kan minskas genom att halten svavel i bränsle minskas. Till exempel kan fartygen byta från högsvavliga återstodsbränslen till mer lågsvavliga återstodsoljor eller marin diesel eller gasolja. Att byta från återstodsolja till diesel är positivt ur många synpunkter, vad gäller drift och underhåll av fartygen. Negativt är den ökade kostnad det medför. Skälet till att man inte utnyttjar diesel idag är i huvudsak kostnaden. Kostnaderna för fartygsbränsle bedöms komma att öka under alla förhållanden. Råoljepriset har stigit och kan på längre sikt förväntas stiga ytterligare. 74

76 BILAGA 6 Efterfrågan på lågsvavliga återstodsoljor kommer sannolikt att öka i takt med Nordsjön/Engelska Kanalen blivit SECA-område 7. Kostnaderna för lågsvavlig återstodsolja bedöms komma att öka, genom ökad efterfrågan och genom att kostnaden för avsvavling av stora mängder bli avsevärda. Genom ökade kostnader för lågsvavligt bränsle, kan det bli ekonomiskt attraktivt med avgasrening. Försök har gjorts med att reducera svavelutsläpp i avgaserna från fartygens huvudmotorer genom att skrubba med havsvatten på två färjor i drift i Engelska Kanalen (Ecosilencer teknik, P&O Shipping, BP Marine, se vidare under ( Tekniken är inte ny utan har använts bl.a. i Norge för mer än tio år sedan, men har hittills inte varit tillräckligt intressant eftersom inga krav funnits på utsläppsminskningar. Metodiken måste dock godkännas för att kunna användas under drift över haven. Vid skrubbning av rökgaserna för att tvätta bort svavlet, tvättas också partiklar och en del andra föroreningar bort ur rökgaserna. Tester kan krävas för att fastställa skrubbervattnets sammansättning för att avgöra om sådant vatten kan släppas ut i hamnar, mynningsområden och i det öppna havet eller om och hur det behöver tas om hand. Reningsgraden kan vara till uppemot 95 % för svavel och även betydande för partiklar. 4.2 Åtgärder mot utsläpp av kväveoxider Att minska NO x -utsläppen från fartyg är inte lika enkelt som för svavel där man bara kan byta bränsle. Genom trimning och andra enklare åtgärder kan kväveoxidutsläppen från fartygsmotorer minskas i viss utsträckning. Upp till 20 % bedöms vara möjligt i många fartyg. Men oftast krävs aktiva modifieringar och installation av någon utrustning för att uppnå effektiv rening. Principiellt finns även andra sätt att minska utsläppen av NO x. Att sänka farten är ett sätt som kan minska bränsleförbrukningen och även NO x utsläppen, men ofta är snabba transporter något som kunderna efterfrågar. Gasdrift, som testats på gastransportfartyg i Norge, ger låga NO x utsläpp. Ett flertal kommersiellt utprovade tekniker finns tillgängliga. Ytterligare metoder är under utprovning. Eftersom det än så länge inte finns några krav ställda på NO x - rening har dock utvecklingen inte varit så intensiv. I tabell 8 har gjorts en sammanställning över de vanligaste kommersiella metoderna att minska fartygens NO x - utsläpp. 7 SECA: Svavelkontrollområde enligt IMO, MARPOL annex XI. 75

77 BILAGA 6 Tabell 8 Sammanställning över kommersiellt tillgängliga och utprovade metoder att minska NO x -bildning och rena rökgaserna på fartyg Metod Ungefärlig effektivitet för Status samt för- och nackdelar med olika tekniker minskn. av NO x Enkel motormodifiering kan göras på 2- takts lågvarvsmotorer (Vatteninsprutning) Direktinsprutning av vatten (DVI) Humid Air Motors (HAM) Selektiv katalytisk avgasrening ( SCR) Källa: IVL, Profu % Alla nya fartyg med lågvarvsmotorer har slidventiler. Åtgärden optimerar bränsleinsprutningen och minskar värmeutvecklingen. Bränsleförbrukningen påverkas inte. Kan även ge minskade VOCoch PM-utsläpp. Ventilerna byts vart 5:e år. Enkel åtgärd som ursprungligen gjordes för att minska sotningen i motorn. 50 % Sötvatten sprutas in till förbränningen för att minska temperaturen. Tekniken har använts sedan slutet av 1990-talet. Används med lågsvavligt bränsle. Havsvatten kan ej användas. Kräver tankar för vatten. Liten ökning till ingen förändring av bränsleförbrukningen rapporteras. 70 % Metoden har använts länge med driftstider på mer än timmar. Vattenånga sprutas in till förbränningen för att sänka temperaturen. Endast ett fartyg i svenska farvatten använder metoden, men de är mycket nöjda. Smörjoljeförbrukning och underhåll minskar. 90 % Mer än 300 fartyg har installationer. Ofta lång livstid på katalysatorn. På ett fartyg har metoden använts under 14 år med fortfarande aktiv katalysator. Flest installationer har gjorts på 4-takts medelvarvs- och högvarvsmotorer. Tekniken kräver en rökgastemperatur inom ett specificerat intervall. Ureaförbrukningen beräknas vara ca 2-3 % av oljeförbrukningen. För urealösningen behövs tank på ca 50 m 3. Det är en fördel att använda lågsvavligt bränsle. För att minska ammoniakavgången kan en oxidationskatalysator installeras, som dessutom minskar utsläppen av kolväten. Av de fartyg som använder SCR idag är majoriteten medelvarvsmotorer, men det finns även lågvarvs- och högvarvsmotorer som är utrustade med SCR. Ett antal fartyg har installerat SCR-rening, främst färjor i nordiska farvatten. Driftserfarenheterna är goda. En färja i trafik mellan Helsingborg och Helsingör har varit igång under timmar och reningsgraden är ännu 98 %. 4.3 Åtgärdskostnader ENTEC (2005) redovisar uppskattade kostnader för att reducera utsläppen av svaveldioxid från fartyg. 76

78 BILAGA 6 Tabell 9 Uppskattade kostnader för att reducera utsläppen av svaveldioxid från fartyg Metod Effektivitet att reducera SO 2 - utsläppen % Effektivitet att reducera partikelutsläppen % Kostnad /ton SOx Kostnad kr/kg SOx Skrubbning av (nytt fartyg) 3,24 rökgaser med havsvatten 540 (existerande) Bränsle (återstodsolja) ,40-19,00 med 1,5 % S jfr 2,7 % Bränsle (återstodsolja) med 0,5 % S jfr 2,7 % ,35-15,67 Källa: ENTEC (2005), avrundat Kostnaderna för minskade utsläpp från fartyg är generellt lägre än åtgärder för att minska utsläppen på land. Särskilt kostnadseffektiv är skrubbningen med havsvatten. Tabell 10 Kostnader för att byta från återstodsolja med 2,7 % S till lågsvavligt bränsle. Svavelhalt Scenario Prispåslag per ton Kr per kg Avskiljningseffektivitet /ton bränsle avskiljt SO 2 avskiljt SO 2 räknat per fartyg Till 1,5% S Till 1,5 % S Till 1,5 % Till 0,5 % Till 0,2 % Till 0,1 % Inom SECAområden Inom SECA och för alla färjor till och från EUhamnar I allt återstodsbränsle I allt återstodsbränsle Byte från återstodsolja till diesel Byte från återstodsolja till diesel Källa: Cofala m.fl. (2007) ,34 44 % ,38 44 % ,26 44 % ,15 81 % ,39 93 % ,17 96 % Rederiers bunkerkostnad styrs av dess kvalitet, leveransplats samt dollarkursens utveckling. Nedan ges indikativa uppgifter avseende kostnader med avseende på priserna i Rotterdam 15 december Omräknat till svenska kronor med en dollarkurs på 6,8 kronor ges följande prisbild och prisdifferens för användning av olika drivmedelskvaliteter (Swahn 2007): 77

79 BILAGA 6 Tabell 11 Prisskillnader mellan olika bunkeroljor med olika svavelhalt. En USD =6,8 SEK. Svavel (%) Typ av bränsle USD/mt SEK/ton Skillnad jämfört med LS IFO 1,5 % (SEK/ton) < 0,2 MGO <0, ,5 1 MDO ,5 LS IFO > 1,5 0 2,7 IFO Det förekommer att olja blandas till rätt halt av svavel, sannolikt från billigast möjliga oljekvalitet. Prisskillnaderna styrs i stor utsträckning av kortsiktiga utbuds- och efterfrågefaktorer. På längre sikt kan det finnas tekniska och ekonomiska förutsättningar att t ex genom justeringar i produktionen anpassa utbudet av bränsle för sjöfarten bättre till efterfrågan, vilket under vissa förutsättningar kan sänka de kortsiktiga jämviktspriserna. Underlaget ovan indikerar att kostnaden i dagsläget för att ytterligare minska utsläppen av svavel med ett kilo vid övergång från bränsle med < 1,5% svavel till bränsle med svavelhalt < 0,5 % är omkring 50 kr/kg SO2 (en kostnadsökning på c:a 1000kr/ton x 1 % /2 (pga 1 kg S = 2 kg SO2). Priset kommer framöver att förändras genom att efterfrågan kommer att öka bl.a. genom kraven på < 1,5 % svavel i bränsle som används på Nordsjön men prisförändringar kommer även att ske efter omställningar av raffinaderierna till ökad produktion av finare bränslekvaliteter. Tabell 12 visar de möjligheter som finns för att minska utsläppen av kväveoxider och kostnader för att använda tekniken. Som jämförelse kan nämnas att marginalkostnaden för befintliga kraft- och värmeverk är >4000 per ton (37 kr/kg) och >8000 per ton (74 kr/kg) för tunga lastbilar och bussar (NGO-inlaga till revision av Marpols Annex VI, 2006). 78

80 BILAGA 6 Tabell 12 Uppskattade kostnader för att reducera utsläppen av kväveoxider från fartyg Metod Enkel motormodifiering Avancerade motormodifieringar Vatteninsprutning Humid Air Motor Katalysator SCR Effektivitet att reducera NO x - utsläpp % Kostnad för medelstora stora motorer /ton NO x Nya fartyg Kostnad för medelstora stora motorer /ton NO x Befintliga fartyg Kostnader kr/kg NOx i nya fartyg Kostnader kr/kg NOx i befintliga fartyg * ,08-0,11* 0,14-0, Varierar 0,18-0,30 Varierar Varierar 2,8-3,7 Varierar ,8-2,13 2,41-2, ** ** 2,8-5,6** 3,7-6,5** Källa: Egen bearbetning av Cofala (2007) * Inga driftskostnader ** driftskostnaderna varierar med det bränsle som används, billigast blir reningen om diesel används. 4.4 Åtgärdsscenarier för reduktion av utsläpp För att minska sjöfartens utsläpp har vi utgått från de scenarier som Cofala m.fl. (2006) har räknat på. De har studerat ett antal tänkbara scenarier för att minska utsläppen från olika typer av fartygstrafik och vilka kostnader som är förknippade med dessa. Naturvårdsverket har också räknat på ett kompletterande scenario som benämns kraftfulla åtgärder. Åtgärdsscenarierna beskrivs i tabell

81 BILAGA 6 Tabell 13: Tänkbara scenarier för att minska utsläpp från fartygstrafik enligt Cofala m.fl. (2006) Förorening Åtgärder Basscenario SO 2 Enligt EUs bränsledirektiv: 1,5 % S för alla fartyg på Nordsjön och Östersjön, 1,5 % S för alla passagerarfartyg på övriga havsområden samt 0,1 % S i hamn NO x IMO-kurvan ska uppfyllas på alla fartyg byggda efter Medelambition EU-fartyg, Scenario C3 SO 2 Som i basscenariet NO x Slidventiler på all lågvarvsmotorer byggda före 2000, motormodifieringar på alla fartyg byggda 2010 eller senare Hög ambition EU-fartyg C1 SO 2 0,5 % S eller skrubbning till motsvarande nivå i Nordsjön och Östersjön och färjor på övriga hav. NO x Slidventiler på all lågvarvsmotorer byggda före 2000, HAM installation på alla fartyg byggda 2010 eller senare Kraftfulla åtgärder införs inom Nordsjön, Engelska kanalen och Östersjön* SO2 0,5 % S i Nordsjön och Östersjön och färjor på övriga hav. NOx Hälften av samtliga fartyg som trafikerar området installerar långt gående NOx-rening. Maximalt tekniskt möjlig minskning Scenario C2 SO 2 0,5 % S i bränsle för alla fartyg på alla EUs havsområden och 0,1 % S i hamn NO x SCR på alla fartyg nya och befintliga Källa: Cofala 2007 * Kompletterande scenario från Naturvårdsverket. Utöver Cofalas scenarier har vi tagit med scenariot Kraftfulla åtgärder. Detta scenario innebär att byte till bränsle med 0,5% svavelhalt sker samt att hälften av samtliga fartyg som trafikerar området installerar långtgående NOx-rening. Vi antar att detta resulterar i halverade utsläpp av kväveoxidutsläppen och att svavelutsläppen minskar till en tredjedel från fartygstrafiken inom Östersjön, Nordsjön och Engelska kanalen. Utsläppsreduktioner och kostnader för ovanstående scenarier visas i tabell 14 nedan. 80

82 BILAGA 6 Tabell 14: Uppskattade utsläpp i kton år 2020 och tillhörande kostnader i milj. EURO per år för olika scenari er. Östersjön Färjor och lastfartyg 2000 Bas 2020 Medel EU, C3 Hög EU C1 Kraftfulla åtgärder * Max tekniskt C2 SO Kostnad milj kr/år Kostnad kr/kg 0 9, ,5 Nox , Kostnad milj kr/år Kostnad kr/kg 0,56 2,52 5,4 5,06 Summa milj euro/år Nordsjön Färjor och lastfartyg 2000 Bas 2020 Medel EU Hög EU C1 Kraftfulla åtgärder * Max tekniskt SO Kostnad milj. kr/år Kostnad kr/kg 9, ,56 Nox Kostnad milj. kr/år Kostnad kr/kg 0,55 2,52 5,56 5,05 Summa milj euro/år Källa: Egen bearbetning av Cofala m.fl. 2007, * Av NV kompletterande scenario. C2 Kostnaderna för de olika scenarierna (Hög EU Max C2) ovan inkluderar de kostnader som uppstår av redan beslutade kravskärpningar för svavelreduktion på Östersjön, Nordsjön och Engelska kanalen. Beräkningarna visar att kostnaden för att vidta de maximalt tekniskt möjliga åtgärderna för att minska utsläppen i Östersjön, Nordsjön och Engelska kanalen till år 2020 skulle kosta ca 1,3 miljarder euro. Om scenariot Kraftfulla åtgärder genomförs skulle kostnaden för reningsåtgärderna bli i storleksordningen 1 2,5 miljarder euro. Att spannet är större i detta fall beror huvudsakligen på att en alternativ kostnad på svavelreduktion har tagits med (5 euro per kilo svaveldioxid för en ytterligare reduktion till 0,5 % S i bränslet utifrån 1,5 %). Den alternativa högre åtgärdskostnaden för svavelreduktion utgår från att fartygen byter bränsle och vi antar att bränsle med en svavelhalt på < 0,5 % är ca 1000 kr (100 euro) dyrare per ton än bränsle med en svavelhalt på < 1,5 %. 4.5 Åtgärdspotential för fartyg som bunkrar i Sverige Vi antar att fartyg som bunkrar i Sverige har en något lägre potential att reducera utsläppen jämfört med färjor och lastfartyg i genomsnitt som går på Nordsjön och Östersjön 5% lägre för NOx och 10% lägre för SO2. Detta antagande baseras på att fler fartyg än genomsnittet som bunkrar i Sverige redan har installerat NOxrening, bl.a. till följd av de miljödifferentierade farledsavgifterna, samt att bränslet 81

83 BILAGA 6 i svenska farvatten i genomsnitt har lägre svavelhalt än fartyg på andra havsområden i Europa. Vidare bygger beräkningarna på antagandet att 80 % av bränslet som säljs i Sverige används i Östersjön, Nordsjön och Engelska kanalen och därmed påverkas av vidtagna styrmedel. För övriga 20 % antas emissionerna vara desamma som i basscenariot och vi räknar därför ned potentialen med ytterligare 20%. Om allt i Sverige sålt bränsle används i dessa havsområden blir minskningarna större. Med antagande om att åtgärdspotentialen i de olika scenarierna kan infrias till 2015 har utsläppen från sjöfart som bunkrar i Sverige beräknats för år 2015 enligt tabell 15 nedan. Tabell 15 Uppskattade utsläpp 2015 från fartyg som bunkrar i Sverige Bas Medel EU Hög EU Kraftfulla (kton/år) 2015 C3 C1 åtgärder Max C2 SO NOx Källa: Egen bearbetning av Cofala m.fl Med scenariot Kraftfulla åtgärder mer än halveras utsläppen av SO2 medan NOx-utsläppen minskar med en fjärdedel jämfört med år Med detta scenario kan vi i grova drag nå det uppsatta målet (halvering av svavelutsläppen och en minskning av kväveoxidutsläppen ). Med scenario C2, dvs med den maximalt tekniska möjliga minskningen, mer än halveras utsläppen av svavel medan NOxutsläppen minskar med närmare två tredjedelar. Detta scenario innefattar installation av SCR på alla fartyg, både nya och gamla. Mot bakgrund av potentialen i dessa två scenarier torde ett mål att halvera svavelutsläppen och minska utsläppen av NOx vara realistiskt. 4.6 Åtgärdspotential för nationell sjöfart Från tabell 7 (Energimyndighetens prognos för sjöfartens utsläpp) ovan kan man utläsa att den nationella sjöfartens (inkl. fiskefartyg) prognostiserade andel av NOx-utsläppen 2015 från fartyg som bunkrar i Sverige är 6 %. Motsvarande andel för svavelutsläppen är 4 % Om man antar att utsläppen från nationell sjöfart som bunkrar i Sverige kan minska i samma grad som sjöfart över lag på Östersjön och Nordsjön så skulle utsläppen av NOx från nationell sjöfart (inklusive fiske) med scenariot Kraftfulla åtgärder minska med cirka 3000 ton (4 % av ton ton). Med C2 skulle minskningen uppgå till cirka 6000 ton (prognostiserade NOx-utsläpp från nationell sjöfart uppgår till 7900 ton år 2015). Dessa antaganden bygger på att fiskefartygen ej påverkas av antagandena i scenarierna. Det är dock inte särskilt troligt att den verkliga potentialen är så stor, framförallt med tanke på att Gotlandstrafiken, som står för en stor andel av den nationella trafiken, redan har vidtagit NOx-reducerande åtgärder. Vi antar att potentialen för minskade NOx-utsläpp från nationell sjöfart (exklusive fiske) uppgår till 1000 ton. För svavel bedömer vi att potentialen ligger någonstans mellan cirka 500 och 2000 ton. Ut- 82

84 BILAGA 6 släppsstatistiken, och därmed vilken potential som finns att minska utsläppen av svavel, är mycket osäker. 5 Identifiera och beskriv konsekvenserna 5.1 Kostnader FARTYG SOM BUNKRAR I SVERIGE Baserat på de kostnadsuppskattningar som tagits fram för åtgärder på lastfartyg och färjor på Östersjön och Nordsjön med utgångspunkt från Cofala för de olika åtgärdsscenarierna antar vi samma genomsnittliga åtgärdskostnad för de som bunkrar i Sverige. Tabell 16 Kostnad, kr per kg SO 2 samt kr per kg NOx år Medel EU C3 Hög EU C1 Kraftfulla åtgärder Max alla C2 SO2 9, ,5 NOx 0,6 2,5 6 5,1 Källa: Egen bearbetning av Cofala m.fl Kostnaderna för svavelreducerande åtgärder i scenarierna C1 och C2 bygger på Cofalas (2006) kostnadsantaganden för dels installation av skrubberteknik och dels bränslebyte. Om istället antagandet görs att svavelreduktionen enbart genomförs genom övergång till lågsvavligt bränsle ökar kostnaderna, med dagens prisläge på bränsle, avsevärt. Kostnaden blir då omkring 50 kr/kg SO2 istället för omkring 10 kr/kg SO2. Detta beaktas i scenariot kraftfulla åtgärder. Hur prisbilden på lågsvavligt bränsle kommer att utvecklas är dock osäkert. Vi antar att kostnaden per kilo utsläpp är den samma år 2015 som år Med detta som utgångspunkt blir de totala kostnaderna för olika scenarier år 2015: Tabell 17 Total kostnad, miljoner kronor år 2015 Medel EU Hög EU Kraftfulla Max alla C2 C3 C1 åtgärder SO Nox 5, Källa: Egen bearbetning av Cofala m.fl Kostnaderna för att uppnå scenariot Kraftfulla åtgärder (med utgångspunkt från det bränsle som bunkrats i Sverige) uppgår till mellan 0,8 och 2,5 miljarder kronor. Motsvarande kostnad för Max-scenariot är cirka 1,4 miljarder kronor. Skillnaden beror dels på att fler fartyg installerar långtgående rening av NOx i Maxscenariot och dels på olika antaganden för kostnad av att minska svavelutsläppen i scenariot kraftfulla åtgärder. Här används även en högre kostnad för svavelreduktion. 83

85 BILAGA NATIONELL SJÖFART Som en mycket grov uppskattning antar vi att nationell sjöfart står för en åtgärdskostnad motsvarande dess andel av utsläppsreduktionen. Det innebär att kostnaderna för att reducera utsläppen av svavel från nationell sjöfart i åtgärdsscenario Kraftfulla åtgärder uppgår till mellan cirka 5 miljoner kronor och 100 milj. kronor ((500 ton/ ton)*400 milj. kr till (2000 ton/ ton)*2000 milj. kr). Kostnaderna för att reducera utsläppen av NOx från nationell sjöfart med samma scenario skulle med samma antagande uppgå till cirka 6,5 milj. kronor ((1000 ton/ ton)*450 milj. kr). Totala kostnaderna för nationell sjöfart beräknas därmed uppgå till mellan 12 miljoner kronor och drygt 100 miljoner kronor. Åtgärdspotentialen inom fiskefartyg och kostnader för dessa har inte beaktats. 5.2 Nytta I tabell 18 nedan beskrivs hur stor minskning av nedfallet över Sverige, som de ovan beskrivna åtgärdsscenarierna kan åstadkomma till år Här ingår åtgärder på alla fartyg som orsakar utsläpp på Östersjön och Nordsjön, dvs. inte endast fartyg som bunkrar i Sverige. Scenario D1 är basscenariot. C1 är ett scenario med hög ambitionsnivå på EU-fartyg, C2 innebär att maximal teknisk potential utnyttjas på alla fartyg och C3 är medelhög ambitionsnivå på EU-fartyg. Tabell 18 Minskad deposition över Sverige med olika sjöfartsscenarier Minskad svaveldeposition i % Minskad svaveldeposition i ton Minskad kvävedeposition I % Minskad kvävedeposition i ton Scenarier D C C C * Nedfallet totalt i D1 scenariot har uppskattats till ton S och ton NO x.n Med det mest långtgående scenariot, C2, minskar nedfallet av svavel med 17% och kväve med 29%. Andra vinster, utöver minskad deposition av svavel och kväve, som också måste vägas in vid bedömningen av behovet av utsläppsreducerande åtgärder är de hälsovinster som uppstår när sjöfartens utsläpp minskar. Inom EU-arbetet, Clean Air for Europé (CAFE), har kostnadsbedömningar för utsläpp av luftföroreningar gjorts (AEA 2005). Marginalkostnader redovisas för utsläpp i olika länder och i olika havsområden. Kostnader har uppskattats vad gäller vissa kända effekter av luftföroreningar, t ex vissa hälsoeffekter av partiklar och ozon och då även av sekundärt bildade partiklar från bla SO2 och NOx samt ozonets påverkan på grödor. Som exempel kan nämnas att skadekostnaden för utsläpp 84

86 BILAGA 6 av NOx respektive SO2 på Östersjön, enligt CAFE, uppgår till mellan cirka 30 och 70 kr/kg NOx och 40 och 110 kr/ kg SO2. Motsvarande skadekostnader för fartygsutsläpp på Nordsjön beräknas uppgå till mellan 50 och 140 kr/kg NOx och till mellan 70 och 200 kr/so2. Då har andra effekter än hälsa, som t.ex. försurning och övergödning av vatten och skogar utelämnats. Kostnaden för åtgärderna i scenariot där maximal teknisk potential (C2) utnyttjas på samtliga fartyg uppgår till cirka 5 kr/kg NOx och 11 kr/kg SO2 (se tabell 16). Detta tyder därmed på att skadekostnaden vida överstiger åtgärdskostnaden. 6 Styrmedelspotential Man kan konstatera att det inom sjöfarten finns en stor potential att vidta åtgärder för att reducera utsläppen av svavel och kväveoxider till låga kostnader. Frågan är hur vi får dessa åtgärder att komma till stånd. Så länge det finns få incitament för redarna att exempelvis installera reningsteknik så gör man inte det eftersom det innebär en kostnad för rederiet, en kostnad man inte kan räkna hem utan som bara bidrar till bättre miljö. Därför behövs det styrmedel som kan fungera som incitament för att åtgärder ska vidtas. Ett fåtal styrmedel är redan implementerade, andra diskuteras och ytterligare några har nyligen utretts. 6.1 Hur långt kan vi nå med olika styrmedel? Vi har gått igenom de olika styrmedel som kan vara aktuella att implementera för att minska utsläppen av svavel och kväve från sjöfart. Ett antal olika utredningar har nyligen slutförts på detta område. Styrmedel som enbart införs i Sverige har viss påverkan på förutsättningarna att nå föreslaget mål angående utsläpp från de fartyg som bunkrar i Sverige (inrikes sjöfart och internationell sjöfart). Hur stor potentialen är beror på utformningen av styrmedlen. Om t ex det svenska systemet med differentierade farledsavgifter blir mer styrande för fartygens kväveoxidutsläpp och en ytterligare reduktion på exempelvis ton NOx erhålls kan i storleksordningen drygt 50 % av reduktionen tillgodoräknas vad gäller minskade emissioner med avseende på det mål som här satts upp. Denna beräkning baseras på antagandet att de berörda fartygen som går på utländska hamnar till hälften bunkrar i Sverige och genom att inrikes sjöfart svarar för en mycket liten del av de emissioner som uppstår från det bränsle som bunkras i Sverige. Ett annat exempel är om det införs internationell reglering för maximal svavelemission från fartyg i Östersjön, Nordsjön och Engelska kanalen som motsvarar en svavelhalt i bränslet på 0,5 % istället för nuvarande 1,5 %. En sådan reglering skulle inte reducera svavelhalten i allt bränsle som säljs i Sverige eftersom en viss del sannolikt används för sjöfart utanför dessa områden. Hur stor denna del är oklart men i våra beräkningar har vi antagit att 80 % av sålt fartygsbränsle används i Östersjön, Nordsjön och Engelska kanalen. 85

87 BILAGA 6 Vi antar att potentialen att minska utsläppen av NOx från inrikes sjöfart uppgår till mindre än ton oavsett vilket styrmedel som används. Detta eftersom utsläppen från inrikes sjöfart är små i förhållande till internationell sjöfart och för att stora utsläppsreduktioner redan gjorts. Dock har potentialen hos fiskefartyg inte beaktats. 6.2 Nationella styrmedel SKÄRPT MILJÖDIFFERENTIERING AV FARLEDSAVGIFTERNA Nya farledsavgifter infördes i januari De nya avgifterna togs fram med utgångspunkt i utredningsförslagen i Nya Farledsavgifter, Departementsserien 2003:41. Enligt Sjöfartsverket har de differentierade farledsavgifterna reducerat utsläppen med 50 kton NOx och 50 kton SO2 sedan de infördes 8. I Ds 2003:41 framgår att redarna dittills inte kunnat räkna hem investeringar i kväveoxidrening endast med beaktande av kväveoxidrabatten. Det är andra kommersiella överväganden som har haft avgörande betydelse för deras beslut. Inte heller nivån på svavelrabatten var tillräcklig för att skapa lönsamhet i användning av lågsvavlig bunker. Man menade också att farledsavgifterna endast i någon mån kan påverka transportmönstren och att deras effekter är måttliga (Ds 2003:41 sidan 47). De nya farledsavgifterna som infördes i januari 2005 ökade de ekonomiska incitamenten att vidta åtgärder med 5 % för att minska utsläppen av svavel och med 17 % för att minska utsläppen av kväveoxider. Enligt Ds 2003:41 skulle rabatterna öka med 5% för svavel och 55% för kväve. Kväveoxidrabatten liksom svavelrabatten varierar med fartygets storlek, vilken kan ses som en approximation för utsläppens storlek. Sammantaget innebär detta att farledsavgifternas incitament idag, för genomsnittsfartyget, är väl under 1 krona per kg både för svavel och kväveoxider. Differentieringen har således en förhållandevis liten potential att nå ytterligare reduktioner. Eftersom styrmedlets möjlighet till ekonomiskt incitament är begränsat talar mycket för att det är motiverat att inrikta det på kväveoxider. En ny balans, där differentieringsutrymmet används för ökade incitament för kväveoxidrening, medan de ekonomiska incitamenten för minskade svaveloxidutsläpp i motsvarande mån sänks kan vara motiverat. Antag att det, mot bakgrund av dessa siffror, finns utrymme att ytterligare öka differentieringen med avseende på utsläpp av kväve så att utsläppen minskar med ytterligare i storleksordningen 10 tusen ton. Denna uppskattning är mycket grov, men farledsavgifterna utreds nu av Sjöfartsverket. Utredningen väntas bli klar under hösten Ang NOx: Sjöfartsverkets underlagsrapport till den fördjupade utvärderingen av miljökvalitetsmålen (fu-08) 86

88 BILAGA EMISSIONSKRAV PÅ FARTYG Sjöfartsverket har skrivit till regeringen och förordat att Sverige inom ramen för HELCOM bör ta initiativ till ett arbete med syfte att åstadkomma krav på avgasrening med avseende på kväveoxider för samtliga färjor i östersjöområdet. Naturvårdsverket har låtit en konsult (WSP, 2007) titta på konsekvenserna av om Sverige skulle införa emissionskrav på passagerarfärjor som angör svenska hamnar. Svavel Som ett räkneexempel har WSP i sin rapport antagit att krav ställs på att svavelhalten i det bränsle som används ombord på passagerarfartyg i reguljär trafik som anlöper svensk hamn inte överstiger 0,5 vikt% inom svenskt sjöterritorium. Det är mycket få passagerarfartyg med en bruttodräktighet över 400 ton som vid årsskiftet använde bunkerolja med en svavelhalt på 1,5%. Om de istället skulle använda bränsle med en svavelhalt på 0,5%, skulle SO X -utsläppen minska med cirka 1000 ton per år. Det motsvarar en minskning med ca 15 % av de sammanlagda utsläppen från de passagerarfärjor som trafikerar svenska hamnar i Östersjön. Skärgårdstrafiken använder redan bränsle med 0,5% svavel eller bränsle med lägre svavelhalt 9. Tabell 19 Reduktion av SOx-utsläpp med emissionskrav - räkneexempel Fartyg med svavelhalt på 1,5% i referensalternativet Antal Utsläppsminskning i ton SOx Andel av totala utsläpp från större passagerarfärjor med anlöp på Sverige per storlekskategori. Passagerarfärjor totalt % av totalt varav pax % pax 0 0 0% pax % Källa: WSP (2007) Tabell 19 visar det antal passagerarfartyg, med en bruttodräktighet över 400 som regelbundet trafikerar svenska hamnar som inte angett att de använder bränsle med en svavelhalt på högst 0,5%. Om styrmedlet införs enbart i Sverige blir utsläppsminskningen knappt 1000 ton SOx. Om man antar att fartygen till hälften tankar i Sverige kan vi tillgodoräkna oss en potential på 50% av detta, d.v.s. cirka 500 ton. En annan effekt som uppstår av kraven är att fartyg som idag kör på bränsle med en svavelhalt under 0,5 % inte kan byta till bränsle med högre svavelhalt. 9 Muntligt Leena Tegevi, Skärgårdsredarna 87

89 BILAGA 6 Kväve WSP har också bedömt vilka effekter det skulle få om krav ställs på passagerarfartygen att NOx-utsläppen inte får överstiga 6 g/kwh inom svenskt sjöterritorium. Nästan hälften (47%) av de större passagerarfartygen (de som har en bruttodräktighet över 400) uppfyller inte ett NO X -utsläpp på högst 6 g/kwh. Av dessa fartyg är några få riktigt stora förorenare. Kan man förmå dessa passagerarfartyg att sänka sina kväveutsläpp till 6 g/kwh minskar de sammanlagda kväveutsläppen från passagerarfartyg med anlöp på Sverige med ton/år (se tabell20). Det motsvarar en minskning av de totala kväveutsläppen från större passagerarfärjor i reguljär trafik med anlöp på Sverige med ca 40 %. Tabell 20 Utsläppsreduktion av NOx med emissionskrav räkneexempel. Andel av totala utsläpp från större passagerarfärjor Fartyg utan NO X - rening i referensalternativet Antal Utsläppsminskning, ton NOx med anlöp på Sverige per storlekskategori Passagerarfärjor totalt varav pax % pax % pax % Källa: WSP (2007) Utsläppsminskningen förutsätter att passagerarfartyg, med en bruttodräktighet över 400 som regelbundet trafikerar svenska hamnar och som inte angett att de använder kvävereducerande teknik minskade sina utsläpp av NO X från 14 g/kwh till 6 g/kwh. Att installera långt gående kväveoxidrening (SCR) på en genomsnittlig färja kostar ca 2,5 miljoner kr per år under en tioårsperiod. (investering EUR/kWh samt driftskostnad för urea.) De färjor som skulle tvingas vidta åtgärder skulle drabbas av en kostnadsökning som motsvarar en höjning av biljettpriserna med 1-3 %. Sammantaget bedöms ett sådant krav inte medföra några nämnvärda omflyttningar till andra transportslag av passagerare eller gods. Baserat på ett antagande om att fartygen till hälften tankar i annat land kan vi tillgodoräkna oss en potential på 50% av detta. Med ett sådant antagande kan utsläppen från fartyg som bunkrar i Sverige minska med cirka ton. Hela denna potential tillgodoräknas internationell sjöfart. Styrmedlets potential att minska utsläppen från inrikes sjöfart är ringa för de större passagerarfärjorna, här dominerar Gotlandstrafiken som redan har låga utsläpp. Skärgårdsfärjor använder redan lågsvavliga bränslen. Viss potential m.a.p. kväveoxider skulle kunna finnas om kraven även gällde mindre passagerarfärjor såsom vägfärjor och skärgårdstrafik. 10 passagerare 88

90 BILAGA 6 Om motsvarande krav skulle införas inom hela Östersjöområdet skulle potentialen för utsläppsreduktioner bli större, dels därför att fler passagerarfärjor skulle omfattas i svenskt närområde, dels därför att passagerarfärjor som inte går på svenska hamnar inte utsatts för den styrning som de svenska miljödifferentierade farledsavgifterna har UPPHANDLINGSKRAV Genom att ställa miljökrav och/eller ange anbudsvärderande faktorer vid upphandling av transporttjänster kan olika transportsätts miljöprestanda påverka vilket transportsätt som blir aktuellt för upphandlingen. Staten eller privata bolag kan vid upphandling av fartyg ställa krav på fartygstransporternas miljöprestanda. Vid Rikstrafikens upphandling ställs miljökrav på fartygen. Krav ställs på låga NOx utsläpp (2g/kWh) och låga ammoniakutsläpp. Vad gäller svavelhalten så ska den vara < 0,5 % för drift av huvudmotorerna och 0,05 % för hjälpmotorer i hamn,. De har även ett sanktionssystem om det sedan inte uppfylls. Uppskattningsvis har upphandlingskraven medfört utsläppsminskningar av kväveoxider på ca ton per år jämfört med om motsvarande fartyg körts utan rening. Detta medför en minskning av kväveoxidutsläppen från inrikes sjöfart med i storleksordningen ton. Det är dock osäkert om hela minskningen ska anses bero på ställda upphandlingskrav eller om en viss del av reduktionen ska tillräknas de differentierade farledsavgifterna. Inga skattningar har gjorts över vilken potential som finns för att minska utsläppen ytterligare från kommuners och statens egna fartyg och via dess upphandlingar NOX AVGIFT ENLIGT NORSK MODELL Norge införde den 1 januari 2007 en kväveoxidavgift på 15 NOK per kg. Skäl till införandet var att minska utsläppen för att nå nationella reduktioner i enlighet med Göteborgsprotokollet. Norge behöver minska sina kväveoxidutsläpp med ytterligare ca 20 procent för att nå sina åtaganden. I Norge ökar utsläppen från inrikes sjöfart (inkl. fiske) och de svarar för kväveoxidutsläpp på ton per år, vilket motsvarar 37 procent av de samlade norska utsläppen. Avgiften betalas vid bland annat energiproduktion och för drift av större mobila motorer (>750 kw). Även sjöfarten omfattas med avseende på resor på norskt territorialvatten, inrikesresor även om delar sker utanför norskt territorialvatten. För norskregistrerade fartyg gäller avgiftsplikten även utsläpp i närbelägna farvatten. Regler för verifiering av utsläppen har fastställts. Om mätning inte sker används schabloner vid beräkningarna, Schablonerna ger normalt något högre utsläpp än faktiska utsläpp, vilket medför att mätningar motiveras. Anläggningar och fartyg kompenseras med bidrag till kväveoxidreducerande åtgärder. Sammantaget förväntas en intäkt på ca 500 miljoner NOK varav ca 400 miljoner NOK kommer att gå till olika kompenserande åtgärder. 89

91 BILAGA 6 Inga bedömningar har gjorts av vilken potential som finns i Sverige. Sannolikt är den procentuellt betydligt mindre då bl.a. de differentierade farledsavgifterna har haft styrverkan och då den svenska fiskeflottans utsläpp är betydligt mindre (ca 4000 ton NOx,.). Potentialen för inrikes sjöfart är därmed begränsad men viss potential bör finnas. Utrikes sjöfart som angör svensk hamn kan sannolikt avgiftsbeläggas/beskattas men då övergår styrmedlet snarast till NOx-avgiftssystem för sjöfarten, se MILJÖDIFFERENTIERAT SJÖFARTSSTÖD Swahn AB (2007) har på uppdrag av Naturvårdsverket och Sjöfartsverket utrett förutsättningarna för och effekterna av att miljödifferentiera det svenska sjöfartsstödet. Miljödifferentieringen analyseras utifrån fartygens utsläpp av kväveoxider och svaveldioxid. Sjöfartsstödets syfte är att förbättra konkurrensförmågan för svenskflaggat tonnage i förhållande till fartyg som är flaggade i andra länder. Stödet innebär att redarna på svenskflaggade fartyg inte behöver betala arbetsgivaravgifter och inkomstskatter för personalen. Detta medför att personalkostnaderna halveras. År 2000 beräknades sjöfartsstödet uppgå till 1,3 miljarder kronor (prop 2000/01:127). Idag är stödets omfattning närmare 2 miljarder kronor till drygt 200 fartyg. Utredningen kommer fram till att det finns starka skäl att koncentrera miljödifferentieringen till NOx och utesluta svavel. Detta beror dels på att beslut redan fattats om att vidta åtgärder för att minska utsläppen av svavel från sjöfarten och dels på att utredningen bedömer det som tveksamt att det skulle vara kostnadseffektivt att minska utsläppen ytterligare utöver det som de s.k. svavelkontrollområdena (1,5 viktsprocent) kommer att ge. I utredningen analyseras en modell där hälften av det nuvarande stödet används som bas för differentiering. Det maximala stödet skulle uppgå till procent av nuvarande stöd till fartyg med hög reningsgrad medan stödet för fartyg som ligger över emissionsgränsen 10 g NOx per kwh får sitt stöd sänkt till 50 procent av nuvarande nivå. De totala utsläppen från de fartyg som får svenskt sjöfartsstöd beräknas i utredningen uppgå till ton. Sjöfartsverket har i sin sektorsrapport beräknat att de samlade NOx-utsläppen från fartyg inom den ekonomiska zonen uppgår till ton. Som redovisas i tabell 7 är de samlade utsläppen från fartyg som bunkrar i Sverige cirka ton. Genom en miljödifferentiering av sjöfartsstödet enligt ovan skulle de årliga utsläppen av NOx i ekonomisk zon kunna minska med ton. Totalt i alla geografiska områden skulle utsläppen av NOx från fartyg med svenskt sjöfartsstöd kunna minska med ton, varav ton i EU:s kustfarvatten. Vi antar att vi kan tillgodoräkna oss knappt hälften av denna potential, d.v.s. cirka ton (beräkningen baseras på att hälften av bunkringen för fartyg som får sjöfartsstöd sker i Sverige och att 80% av denna går på Östersjön, Nordsjön och Engelska kanalen; x 0,40). 90

92 BILAGA 6 Ett differentierat fartygsstöd innebär ingen reduktion av utsläppen för nationellt sjöfart eftersom sjöfartsstöd i dag i huvudsak ges till fartyg i internationell trafik. Diskussioner förs om att ändra regelsystemet så att det även skulle kunna omfatta sjöfart som inte går på utrikestrafik. Tre huvudsakliga problem med ett sådant styrmedel identifieras dock i rapporten: - åtgärder med samma miljöeffekt ger olika ekonomiska incitament på olika fartyg - det är svårt att åstadkomma ett system som är stabilt över tiden - systemet leder till viss utflaggning En variant av miljödifferentierat sjöfartsstöd, som inte är studerad, är att den miljödifferentierade delen av stödet skulle utgå ifrån installerad effekt på motorerna istället från antalet anställda ombord. På detta sätt blir den styrande effekten mer inriktad på fartygets emissioner istället för antalet anställda ombord. Om stödet tillåts öka begränsas även risken för utflaggning. Ett ökat stöd kan dock komma i konflikt med EUs riktlinjer för sjöfartsstöd. 6.3 Internationella styrmedel Sverige använder idag flera olika styrmedel för att minska sjöfartens utsläpp. Dessa kan bli fler och optimeras men om en påtaglig effekt ska nås på sjöfarten i angränsande hav så krävs internationella överenskommelser. Olika styrmedels förutsättningar för utsläppsminskningar ökar kraftigt om enhetliga system inför. De kan ske via IMO, EU eller via bilaterala överenskommelser t ex via HELCOM. Avgörande för förutsättningarna att införa styrmedlen inom den närmaste tiden är olika länders och EU:s och acceptans för att införa dem. Processen att inför styrmedlen tar tid och underlättas om acceptans för dem finns inom branschen. I den sammanfattande tabellen sist i detta kapitel anges uppskattad mininitid för införande INFÖRANDE AV HANDEL MED UTSLÄPPSRÄTTER FÖR SJÖFARTEN Sjöfartsverket, Naturvårdsverket, Energimyndigheten och SIKA har i ett regeringsuppdrag haft till uppgift att utreda hur ett handelssystem med utsläppsrätter för svavel- och kväveoxider där sjöfarten ingår kan utformas 11. Sjöfartsverket har samordnat uppdraget. I uppdraget jämförs ett öppet, sektorsövergripande handelssystem som omfattar både utsläpp från sjöfartssektorn och landbaserade anläggningar med ett slutet handelssystem som endast omfattar sjöfartssektorn. Som hjälp för analys av skilda styrmedels potential för att minska sjöfartens utsläpp av kväveoxider har Sjöfartsverket i samband med detta uppdrag utvecklat en modell. Den beskriver kostnader förknippade med skilda tekniker och kan bl.a. användas för att uppskatta utbud av och efterfrågan på utsläppskrediter vid skilda system för utsläppshandel inom sjöfarten. Beräkningarna omfattar kostnader för de 11 Regeringsbeslut , II 10, N2006/4907/TP 91

93 BILAGA 6 investeringar och drift av aktuella reningstekniker. Däremot omfattas inte kostnader förknippade med administration av systemet. De beräkningar som genomförts med modellen visar att de tre teknikerna är jämförbara kostnadsmässig, räknat som kostnad i förhållande till utsläppsreduktion - direkt vatteninjektion (DWI) som är något mindre kostsamt än katalytisk rening (SCR), medan kostnaderna för s.k. HAM-teknik ligger lite högre. Kostnaderna skiljer sig mellan olika typer av fartyg. Figur 3: Kostnader för olika tekniker för att minska NOX-utsläppen Kr/kg NOx Bulk Container, feeder Färja Kusttanker DWI HAM SCR Källa: Sjöfartsverket m.fl När modellen har använts för att analysera hur marknaden kan komma att anpassa sig till systemen för utsläppshandel antas i huvudalternativet att beslut om system fattas omgående och att systemet är infört Modellen beskriver verkligheten med hjälp av 10 typfartyg av olika ålder, totalt 30 fartyg. Det sätt som emissionerna fördelas mellan fartygen är således i flera avseenden förenklingar, som till del tvingas fram av brist på trafikstatistik för avgränsningsområdet. Den precision som uppnås bedöms dock som tillräcklig i sammanhanget. Tabell.21 Emissionernas procentuella fördelning mellan typfartyg. Bulk 3,0 Torrlast 10,0 Container, over seas 0,5 Container, feeder 2,5 Ro-ro 10,0 Kylfartyg 0,5 Färja 70,0 Supertanker, over seas 0,5 Nordsjötanker 0,5 Kusttanker 2,0 Kemtanker 0,5 Källa: Sjöfartsverket m.fl

94 BILAGA 6 Som framgår av tabell 21 är färjetrafiken mycket dominerande, den står för knappt 70 procent av utsläppen i modellen. Torrlastfartyg och ro-rofartyg står också för betydande andelar, medan utsläppsandelarna från flera fartygstyper är små. I figur 4 nedan visas den utbudskurva för utsläppskrediter för kväveoxider som beräknats för Östersjön och Nordsjön med modellens hjälp. Kurvan visar kostnad och utsläppsreduktion för den minst kostsamma tekniken för respektive fartyg, viktat i förhållande till typfartygens betydelse för de samlade utsläppen. Figur 4 Utbud av utsläppskrediter för Östersjön och Nordsjön enligt modellberäkningar Utbud av utsläppsrätter för NOx, lägsta kostnad Kr/kg Kumulerad mängd, ton Källa: Sjöfartsverket m.fl Utbudskurvan är flack fram till ca ton per år. I detta intervall stiger åtgärdskostnaden från ca 4,60 till 7,60 kr per kg kväveoxider. Modellberäkningarna ger vid handen att en halvering av sjöfartens utsläpp av kväveoxidutsläpp i avgränsningsområdet (kumulerad mäng på ton i figur 4) kan ske till en genomsnittlig kostnad av knappt 6,50 kr per kg kväveoxider. För att koppla denna potential till fartyg som bunkrar i Sverige så antar vi inte att en halvering av utsläppen är möjlig utan endast en minskning med knappt 40% (~37%) eftersom inte alla de fartyg som bunkrar i Sverige går på Östersjön och Nordsjön och för att fartyg som bunkrar i Sverige oftare redan idag rening av kväveoxider. De totala utsläppen av NOx från fartyg som bunkrar i Sverige år 2015 bedöms bli ton (se tabell 7). En minskning av utsläppen med 37% skulle därmed innebära en reduktion med cirka ton. Det är tveksamt om handel med svavelutsläpp är lämplig då mycket talar för att svavel är lämpligare att reglera med krav. Om det skulle införas kan man tänka sig att handeln skulle utgå från en basnivå som ligger omkring ett utsläpp som är hälften av dagens krav på en emission som motsvarar max 1,5 % svavel i bränslet. De totala utsläppen av svavel på Östersjön och Nordsjön skulle då kunna halveras till år 2015 och bli cirka ton ( ton x 0,5= 250 tusen ton). Utsläppen 93

95 BILAGA 6 från bränsle som bunkrats i Sverige skulle kunna minska med cirka ton ( ton x 0,5 x 0, ton). Från tabell 7 kan man utläsa att den nationella sjöfartens prognostiserade andel av NOx-ustläppen 2015 från fartyg som bunkrar i Sverige är 4 %. Mot bakgrund av den andelen så skulle potentialen för nationell sjöfart uppgår till cirka 3000 ton. Som tidigare nämnts är det dock inte särskilt troligt att potentialen är så stor med tanke på att Gotlandstrafiken, som står för en stor andel av den nationella trafiken, redan har vidtagit NOx-reducerande åtgärder. Vi antar därför att potentialen för minskade NOx-utsläpp från nationell sjöfart med ett handelssystem uppgår till cirka 1000 ton NOx. Det är tveksamt om handel med svavelutsläpp är ett lämpligt styrmedel. Skulle det tillämpas så bedöms reduktionspotentialen från nationell sjöfart vara liten INFÖRANDE AV NOX-AVGIFTSSYSTEM FÖR SJÖFARTEN Genom bilaterala överenskommelser, tex mellan länderna kring Östersjön, kan ett NOx-avgiftssystem införas för de fartyg som angör berörda länders hamnar. Avgiften kan relateras till fartygets emissioner av NOx under färden i Östersjön. Summan av avgifter kan återbetalas rederierna i proportion till gångsträcka och installerad motoreffekt. De med höga utsläpp per installerad motoreffekt blir nettobetalare medan de med långt gående rening blir nettovinnare. Potentialen till reduktion kan bli i samma storleksordning som i ett slutet handelssystem för sjöfarten. Systemets förutsättningar för reduktioner beror på vilket avgränsningsområde som avgiftssystemet omfattar och hur avgiftssystemet utformas i detalj. Om avgiftssystemet skulle omfatta Östersjön och Nordsjön bör samma potential för utsläppsminskningar finnas som för ett handelssystem. (Per Kågesson utreder en modell för NOx-avgiftssystem för fartygstrafik i Östersjön annan variant kan vara liknande den modell som används i det svenska NOxavgiftssystemet för större landanläggningar) SKÄRPTA KRAV VIA IMO ELLER EU Inom IMO revideras för närvarande Annex VI till MARPOL 73/78. Annex VI innehåller bland annat regler om högsta tillåtna svavelhalt i bränsle, svavelkontrollområden och regler om hur mycket kväveoxider som fartyg får lämna ifrån sig i rökgaser. Både reglerna om kväveoxider och svavel förväntas skärpas rejält som ett resultat av revideringen. Därutöver förväntas tillkomma nya regler om partiklar i rökgaser och kolväten från tankar i tankfartyg. Införs kraftigt skärpta krav på NOx-utsläpp via reglering genom IMO är det sannolikt att kraven enbart skulle omfatta nya fartyg. Om kommande skärpta krav enbart omfattar nya fartyg är det mindre sannolikt att dessa krav får något större genomslag till år 2015 pga den förhållandevis låga utbytestakten på fartyg. 94

96 BILAGA 6 Däremot finns förutsättningar att kraven på maximal svavelhalt i bunkerbränslen skärps via IMO eller EU. Skärps kraven i IMO:s svavelkontrollområden eller via EU:s svaveldirektiv till 1% respektive 0,5% finns en betydande potential till utsläppsminskningar i Svenskt närområde. Inför fastställelsen av vilka gränsvärden som skulle gälla i EG:s direktiv om svavelhalt i marina bränslen fördes en diskussion om de kommande kraven. Bland annat Sverige drev linjen om att svavelgränsen i svavelkontrollområdena skulle vara 0,5 %. Enligt direktiv 2005/33/EG ang svavelhalt i marina bränslen ska senast 2008 kommissionen i rapport till parlamentet utvärdera direktivet och kan då lämna förslag till ändring av direktivet bl a i fråga om andra generationens gränsvärden. Kommissionen skall då ta särskild hänsyn till förslag om en eventuell sänkning till 0,5 % av gränsvärdena för svavel i marint bränsle som används i svavelkontrollområden. Kommissionen får då även överväga att lämna förslag till ekonomiska instrument som alternativa eller kompletterande åtgärder i samband med översynen år Om man antar att krav införs på emissioner som motsvarar maximal svavelhalt på 0,5 alternativt 1,0 % i svavelkontrollområdena (Nordsjön, Östersjön och Engelska kanalen) from år 2012 så skulle svavelemissionerna från sjöfarten minska med närmare 2/3 respektive 1/3 jämfört med de förväntade utsläppen ifrån sjöfarten inom dessa områden. Grovt sett motsvarar det en minskning till en fjärdedel respektive en halvering jämfört med utsläppen år Reduktionspotentialen skulle då år 2015 bli drygt ton ( ton x 0,66= 330 tusen ton). Vad gäller bränsle som bunkrats i Sverige skulle reduktionen bli ca ton ( ton x 0,66 x 0,8= ton) om kravet blir på max 0,5 % svavel i bränslet MILJÖDIFFERENTIERAT SJÖFARTSSTÖD INOM EU Om gemensamma regler införs inom EU om att nationellt sjöfartsstöd till viss del måste vara miljödifferentierat så kan en betydande miljöstyrande effekt nås på sjöfarten. Det svenska stödet uppgår till ca 2 miljarder kr per år och många andra länder inom EU har liknande stödformer i likartad omfattning. Om viss andel av stödet enbart utgår i proportion till emissionsreducerande åtgärder utöver de av EU:s och IMO:s kravninåer kan betydande utsläppsminskningar erhållas. Risken för utflaggning till annat EU land elimineras och om EU:s riktlinjer om statsstöd till sjöfarten ändras så att det kan öka utöver dagens nivå (i proportion till vidtagna åtgärdskostnader) minimeras även risken för utflaggning till stater utanför EU. Vi har inte underlag för att bedöma denna åtgärds potential till utsläppsbegränsningar men den bör vara betydande om andra sjöfartsnationer inom EU har sjöfartsstöd som motsvarar den svenska nivån. Potentialen till utsläppsminskningar är stor och det handlar uppskattningsvis om ca 200 tusen ton NOx år 2015 i Östersjön och Nordsjön även om styrmedlet bara skulle tillämpas gentemot EU-flaggade fartyg. Potentialen för svavel är mindre, i storleksordningen 100 tusen ton. Denna åtgärd har även paralleller till ett system där stater köper reduktioner från sjöfarten (Sjö- 95

97 BILAGA 6 fartsverket m.fl. 2007). Effekten är avhängig hur stora köp som görs och vilka fartyg som kan bli föremål för stödet. Underlag för skattningen av ett EUgemensamt system för miljödifferentierat sjöfartsstöd är att antagandet att ca 50 % av NOx emissionerna i Östersjön, Nordsjön och Engelska kanalen härrör från fartygstrafik som är flaggade i EU-länder och att en miljödifferentiering av sjöfartsstöd minskar NOx-utsläppen med ca 30 % för berörda fartyg (1200 tusen ton NOx x 0,5 x 0,3 = ca 180 tusen ton NOx.). En variant av miljödifferentierat sjöfartsstöd, som inte är studerad, är att den miljödifferentierade delen av stödet skulle utgå ifrån installerad effekt på motorerna istället från antalet anställda ombord. På detta sätt blir den styrande effekten mer inriktad på fartygets emissioner istället för antalet anställda ombord. Om stödet tillåts öka begränsas även risken för utflaggning till länder utanför EU. Ett ökat stöd kan dock komma i konflikt med EUs riktlinjer för sjöfartsstöd STATER KÖPER REDUKTIONER FRÅN SJÖFARTEN Om stater köper reduktioner från sjöfarten så blir reduktionerna i proportion till köpviljan, förutsatt att staterna betalar redarnas omkostnader för emissionsbegränsande åtgärder En halvering av sjöfartens utsläpp kan nås med förhållandevis låga kostnader per kilo utsläpp 5-10 kr/kg kväveoxider och kr /kg svaveldioxid. Om köpen enbart riktas till fartyg som bär respektive nations flagg kan köpen komma i konflikt med EU:s riktlinjer för sjöfartsstöd. Om köpen däremot erbjuds samtliga fartyg, oavsett flagg, som angör nationens hamnar bör köpen ej komma i konflikt med EU:s riktlinjer. Utsläppsreduktioner kan nås som är i samma storleksordning som vid handel med kväveoxider, och skärpt krav till 0,5 % svavel i fartygsbränsle inom Nordsjön, Östersjön och Engelska kanalen, dvs ton reduktion av NOx totalt på Östersjön och Nordsjön samt ton reduktion från fartyg som bunkrar i Sverige EMISSIONSKRAV PÅ PASSAGERARFÄRJOR Ett styrmedel som troligen skulle kunna införas är att alla stater runt tex Östersjön ställer emissionskrav på den färjetrafik som angör landets hamnar. Då färjetrafiken har sina transportrelationer tämligen fasta minimeras risken för att andra hamnlägen utanför Östersjön väljs. Vidare medför emissionskrav på passagerarfärjor måttliga ökade transportkostnader, i storleksordningen 1-3 % på transportpriserna. För trafiken på Sverige skulle denna reglering få måttlig effekt då de flesta passagerarfärjor redan använder lågsvavlig olja (<0,5 %S) och omkring hälften har låga NOxutsläpp (< 6g/kWh). Däremot skulle åtgärden sannolikt få procentuellt större effekt på färjetrafiken i angränsande länder. Om emissionskrav skulle införas på samtliga färjor som trafikerar hamnar inom Östersjön och Nordsjön skulle utsläppsreduktionen år 2015 från färjetrafiken på Östersjön och Nordsjön (oavsett var de bunkrar) kunna bli 180 tusen ton NOx och 100 tusen ton SOx. Skattningen bygger på antagandet att passagerarfärjorna svarar för 30 % av sjöfartens emissioner inom Östersjön, Nordsjön och Engelska kanalen. Kravet sätts på < 96

98 BILAGA 6 ca 6 gnox/kwh och en svavelemission som motsvarar 0,5 % S i bränslet. (NOx: tusen ton x 0,3 x 0,5 (reduktionsgrad)= ca 180 tusen ton. SOx: 500 tusen ton x 0,3 x 0,66 (reduktionsgrad 1,5 till 0,5)= ca 100 tusen ton SO2. 7 Sammanfattande analys I tabell 22 nedan sammanfattas den maximala åtgärdspotential som kan uppnås för fartyg som bunkrar i Sverige respektive för nationell sjöfart om Cofalas C2 scenario, maximalt tekniska möjliga minskning, eller scenariot Kraftfulla åtgärder genomförs. Här beaktas potentialen vid färd på Östersjön och Nordsjön. Tabell 22 Sammanfattning av åtgärdspotential, ton år 2015 Scenario Åtgärdspotential Bunker Nationell Kraftfulla åtgärder Svavel Kväve Max Teknik Svavel Kväve I tabell 23 nedan sammanfattas de olika styrmedlens potential att åstadkomma att åtgärder vidtas inom sjöfarten. 97

99 BILAGA 6 Tabell 23: Sammanfattning av styrmedelspotential, ton år Siffrorna ska ses som skattningar och anger endast en bedömd storleksordning. Om flera styrmedel används kan reduktionerna inte adderas. Styrmedel Kortaste tid för införande (år)* Minskning från bränsle sålt i Sverig (tusen ton) Total effekt (Öster- och Nordsjön) (tusen ton) Effekt på inrikes sjöfart (tusen ton) Bieffekter Nationella styrmedel Skärpt differentiering farledsavgifter Emissionskrav på passagerarfartyg (> 400 brutto) SOx NOx SOx NOx SOx NOx 2 0 5? 10? 0 < 1 3 0, Ökat biljettpris på berörda fartyg med 1-3 % Upphandlingskrav 2?????? Något ökade transportkostnader NOx-avgift (Norsk) Miljödifferentierat sjöfartsstöd Utflaggning från Sverige Internationella styrmedel Handel med SOx och NOx 5 (30) 70 (250) 500 1? Något ökade transportkostnader NOx-avgiftssystem 5-70 (250) 500 _ 1? Något ökade transporkostnader. Skärpta emissionskrav på svavel via IMO eller EU, 0,5 % Miljödifferentierat sjöfartsstöd inom EU Stater köper reduktioner från fartyg Emissionskrav på passagerarfartyg Något ökade transportkostnader 3 (10?) 40 (100) 180 Risk för utflaggning från EU 3 (30) Offentliga medel bekostar en sektors miljöarbete 5 0, Ökar biljettpris med 1-3 % *Full effekt efter ett införande av regelverket erhålls, beroende på styrmedel, ett antal år senare.? Grov skattning utan bakgrundsuppgifter eller skattning saknas. ( ) tveksamt om styrmedlet är lämpligt för svavel. 7.1 Förslag till styrmedel för att delmålet ska nås För att åtgärdsscenarier som Kraftfulla åtgärder och Max teknik ska bli verklighet krävs styrmedel som avseende svavel kan reglera den maximala svavelhalten i fartygsbränsle till 0,5 % och vad gäller kväveoxider att införa handel med ut- 98

100 BILAGA 6 släppsrätter, avgifter på kväveoxidutsläpp eller nationella stöd som främjar reningstekniska åtgärder. Förutsättningarna för att kunna tillvarata denna stora reduktionspotential är avhängigt att internationell enighet råder. För att kunna uppfylla föreslaget mål med hjälp av ovan beskrivna åtgärdsscenarier om minskade utsläpp från fartygstrafiken krävs att det via internationella organ (EU, IMO) eller via bilaterala överenskommelser införs kraftfulla styrmedel för att minska sjöfartens emissioner på Östersjön, Nordsjön och Engelska kanalen. Följande krävs: skärpningar införs på svavelemissioner från fartyg som trafikerar Östersjön, Nordsjön och Engelska kanalen från dagens krav som motsvarar 1,5 % svavel i bränslet till 0,5 % svavel i bränslet. ekonomiska styrmedel införs för att minska sjöfartens kväveoxidutsläpp exempelvis via handel med utsläppsrätter, kväveoxidavgifter eller genom att stater ger ekonomiska incitament för kväverening, t ex via miljödifferentierat sjöfartsstöd eller genom att stater köper reduktioner från redare. För att styrmedlen ska kunna införas krävs ett internationellt agerande. Med dessa styrmedel finns förutsättningar att kraftigt minska svavel och kväveoxidutsläppen på havsområdena kring Sverige och att uppfylla föreslaget delmål för sjöfart som bunkrar i Sverige. Styrmedlen har förutsättningar att till år 2015 minska sjöfartens utsläpp av svavel med cirka 60 % och halvera käveoxidutsläppen i Östersjön, Nordsjön jämfört med ett referensalternativ (BAU). Detta till en uppskattad kostnad på i storleksordningen miljarder kr. (Om branschen ska bära kostnaderna kan detta medföra ökade fraktkostnader på i storleksordningen någon eller några procent. Skattningen utgår från WSP:s emissionskravsrapport ang färjetrafik). Därutöver bör Sverige utreda förutsättningarna för att inom EU eller via bilaterala avtal med grannländer eller på egen hand införa emissionskrav på passagerarfärjor samt vidareutveckla befintliga styrmedel såsom de miljödifferentierade farledsavgifterna och via upphandling ställa emissionskrav på fartyg och fartygstransporter. 99

101 BILAGA 6 Källförteckning AEA Technology Environment Holland M., Pye, S., Watkiss, P., Droste- Franke, B., Bickel, P (2005). Damages per tonne emission of PM2.5, NH3, SO2, NOx and VOCs from each EU25 Member State (excluding Cyprus) and surrounding seas. For European Commission DG Environment. Hämtad från: s.pdf Baltic Maritime Outlook (2006). Hämtad från: baltic_maritime_outlook.pdf Cofala m.fl. (2007) Analysis of Policy Measures to Reduce Ship Emissions in the Context of the Revision of the National Emissions Ceilings Directive (final report). Cofala m.fl. (2006) Analysis of Policy Measures to Reduce Ship Emissions in the Context of the Revision of the National Emissions Ceilings Directive Corbett, J., Wang, C., Winebrake, J. & Green, E. (2007). Allocation and Forecasting of Global Ship Emissions. Annex. Prepared for the Clean Air Task Force. Hämtad från: IMO_submission_Annex.pdf COWI (1998). Existing and future shipping through the Baltic Sea. DG1, European Commission. de Jonge, E., Hugi, C., & Cooper, D. (2005). Service Contract on Ship Emissions: Assignment, Abatement and Market-based instruments, Task 2b- NO x Abatement. Final Report. Entec UK Limited, Northwich, England. Hämtad från: EG Dir. 1999/32/EG, ändrat genom Dir. 2005/33/EG. EG Dir. 2004/26/EG. Energimyndigheten (2007). Långsiktsprognos 2006 enligt det nationella systemet för klimatrapportering. ER 2007:02. Hämtad från: FILE/ER2007_02.pdf?OpenElement ENTEC (2005) Service Contract on Ship Emissions: Assignment, Abatement and Market-based Instruments (final report) Task 2. ENTEC (2002), European Commission: Quantification of emissions from ships associated with ship movements between ports in the European Community. Final Report. Entec UK Limited, July Flodström, E. (2003). Prognos 2010 för sjöfartens utsläpp av luftföroreningar. IVL för Naturvårdsverket. 100

102 BILAGA 6 IVL, Profu (2006), Experience from use of some techniques to reduce emissions from ships SIKA Statistik (2006). Utrikes och inrikes trafik med fartyg SIKA Statistik Sjöfart 2006:16. Hämtad från: Sjöfartsverket (2005). Sjöfartens utveckling Sjöfartsverkets sektorrapport. Hämtad från: Sjöfartsverket (2006). Sjöfartens utveckling Sjöfartsverkets sektorrapport. Dnr: Hämtad från: Sjöfartsverket (2007), Sjöfartsverkets underlagsrapport till den fördjupade utvärderingen av miljökvalitetsmålen (FU -08) Sjöfartsverket m.fl. (2007), Regeringsuppdrag om Handel med utsläppsrätter för svavel- och kväveoxider inkluderande sjöfart Swahn, H. (2007), Miljödifferentiering av det svenska sjöfartsstödet, Naturvårdsverkets rapport Wahlström, J., Karvosenoja, N. & Porvari, P. (2006). Ship emissions and technical emission reduction potential in the Northern Baltic Sea. Reports of Finnish Environment Institute 8, Hämtad från: WSP (2007), Konsekvensanalys av emissionskrav på passagerarfartyg, NV rapport

103 BILAGA 6 Underbilaga 1 till bilaga 6: Konsekvensanalys Per Andersson, Naturvårdsverket Konsekvensanalys av förslag till nytt delmål för utsläpp av svavel och kväve från sjöfart. Underlag till fördjupad utvärdering av miljömålsarbetet Beräkningsunderlag angående krav vid upphandling Gotlandstrafiken. Beräkningarna bygger på att två st SF 1500 färjor i genomsnitt körs under 50 % av tiden under ett år (4380 tim) och att en SF 700 färja körs under 50 % av tiden under året. Tidtabeller för hösten 07 redovisas i bilaga 1. Tidtabellen visar de två stora färjorna har en genomsnittlig gångtid under knappt halva dygnet och att en mindre färjan har en gångtid i genomsnitt klart under halva dygnet. Under sommaren går fartygen under nästan hela dygnet. Reduktioner av NOx vid rening är hämtade från uppgifter från SjöV (Stefan L) se bilaga 2, samt lista över fartyg med godkända kväveintyg 2007, bilaga 3. Beräkning av reduktion (3 100 tonnox x 2 st SF 1500) + (1800 x 1 st SF 700) = ton NOx/år. Osäkerheter är antaganden om gångtid, reduktion, utsläpp före reduktion, reningens funktion över tiden mm. Under sommaren sätts/sattes? även en ytterligare SF 700 färja in i trafik. Därutöver är lastfartyget Thelvar/eller alternativ inte beaktat (ytterligare ev reduktion på ca 1000 ton NOx/år). På listan med godkända kväveintyg saknas SF 700 fartyg och Tjelvar?. Uppskattad verklig reduktion sammantaget är i intervallet ton Nox per år. Med bakgrund av osäkerheter till osäkerheterna ovan ansätts en reduktion på ton NOx/år. 102

104 BILAGA 7 Bara naturlig försurning Bilaga 7 Underlagsrapport: Reviderade beräkningar av kritisk belastning för försurning Cecilia Akselsson (IVL), Jens Fölster (SLU), Lars Rapp (SLU), Mattias Alveteg (LU), Salim Belyazid (IVL), Olle Westling (IVL), Harald Sverdrup (LU), Johan Stendahl (SLU) 103

105 BILAGA 7 1. INLEDNING Bakgrund Upplägg Varför är det olika beräkningar för skogsmark och ytvatten KRITISK BELASTNING FÖR SKOGSMARK - NYA BERÄKNINGAR MED REVIDERAT KRITERIUM Omarbetning av PROFILE - motiv och förändringar Jämförelse av resultat med gamla PROFILE Kritisk belastning med kriterierna BC/Al i lager 3 och 4 samt rotviktat BC/Al Kritisk belastning för skogsmark beräknat med SMB Aciditetsexport från skogsmark beräknat med PROFILE NY DATABAS FÖR BERÄKNING AV KRITISK BELASTNING FÖR SKOGSMARK Beräkningar på Riksskogstaxeringens lokaler Nya upptagsdata Stenighet Inledning Utökat dataset med markgeokemi Ny deposition APPLICERING AV NY DATABAS, UTREDNING AV KRITERIER SAMT KÄNSLIGHETSANALYS VID BERÄKNING AV KRITISK BELASTNING FÖR SKOGSMARK Beräkningar av kritisk belastning med ny databas Betydelsen av kritisk gräns, lager, rotdjup, deposition och skördeintensitet Känslighetsanalyser för rotdjup och blockighet Effekter av GROT-uttag Val av kriterium för träd FÖRSÖK ATT BERÄKNA KRITISK BELASTNING OCH ÖVERSKRIDANDE FÖR AVRINNANDE VATTEN Kvävescenarier Val av kriterium för avrinnande vatten - Begränsad export av aciditet Indata Excess acidity

106 BILAGA 7 6. KRITISK BELASTNING FÖR SJÖAR Beräkning av kritisk belastning Dagsläget och prognos Förändringshistorik sedan Rapporteringen till CEC feb Sjöunderlaget baserat endast på RI Förbättrade depositionsberäkningar BC 0 från MAGICbibliotek istället för regressionsformel(magic) ANC-limit enligt bedömningsgrunder (dph0.4) i stället för 20μeq/l BC2100 i stället för BC Måttlig ökning av kväveläckaget Nytt dataunderlag för sjökemi RI Justeringar i beräkningarna av dph Justering av modellen för kväveläckage Revidering av MAGIC bibliotek Känslighetsanalys Kvarvarande osäkerheter SLUTSATSER REFERENSER

107 BILAGA 7 1. Inledning 1.1 Bakgrund Från hösten 2005 och fram till hösten 2007 har ett projekt "Nya beräkningar av kritisk belastning och överskridande för försurning" pågått, som ett samarbete mellan IVL, LTH och SLU, med syftet att uppdatera och förbättra beräkningarna av kritisk belastning och överskridande för försurning. Parallellt med detta har två andra projekt med nära anknytning pågått, "Workshop om kriterier för kritisk belastning - underlag för revidering av miljökvalitetsmålet Bara naturlig försurning" och "Utredning om depositionsdata för beräkning av kritisk belastning och överskridande - underlag för revidering av miljökvalitetsmålet. Bara naturlig försurning. Under arbetet med kritisk belastning hösten 2005 till våren 2006 framkom önskemål om ett flertal förändringar i PROFILE. Detta ledde till ett projekt som har löpt fram till och med våren 2007 om omarbetning av PROFILE och nya körningar med den omarbetade modellen. I denna rapport sammanställs resultaten från dessa projekt. Depositionsprojektet redovisas i en separat rapport. 1.2 Upplägg Första delen av rapporten behandlar kritisk belastning för skogsmark. I kapitel 2 redovisas de senaste beräkningarna, med en ny version av PROFILE, nytt kriterium samt den senaste databasen. I de påföljande två kapitlen beskrivs den nya databasen och de förbättringar som gjorts (kapitel 3) samt hur valet av kriterium gjordes och hur känslig modelleringen är för variationer i data på rotdjup och stenighet (kapitel 4). Kapitel 5 behandlar metoder för att beräkna kritisk belastning för avrinningsvatten från skogsmark och i kapitel 6 behandlas kritisk belastning för sjöar. I kapitel 7 sammanfattas de viktigaste slutsatserna. 1.3 Varför är det olika beräkningar för skogsmark och ytvatten Kritisk belastning och överskridande rapporteras i Sverige både för skogsmark och för ytvatten. För skogsmark rapporteras andelen av landets skogsmark där depositionen är överskriden. Överskridandet för ytvatten baseras på vattenkemiska data från slumpmässigt utvalda sjöar fördelade över hela landet. Överskridande uttrycks som andel av den areal som sjöarnas avrinningsområde representerar. Anledningen till att hela avrinningsområdet inkluderas för sjöarna är att det huvudsakligen är processer i marken som avgör vilken effekt en viss deposition har på livet i ytvattnet. Beräkningar av kritisk belastning för skog och ytvatten utgår från helt olika kriterier för vad naturen tål. I skogsmarken är det trädens rötter som ska skyddas, medan det i ytvatten är den biologiska mångfalden hos vattenlevande organismer som inte får påverkas. En annan stor skillnad i beräkningarna är att endast den översta halvmetern, där merparten av rötterna finns, ingår i beräkningarna för skogsmark, medan hela marktäcket i avrinningsområdet har betydelse för ytvattnet och därmed ingår i beräkningarna för ytvatten. Mot bakgrund av detta kan resultaten från beräkningarna för skogsmark och ytvatten förväntas ge olika resultat, vilket de också 106

108 BILAGA 7 gör. Det är vanligt att beräkningarna visar att den kritiska bealstningen inte överskrids i skogsmarken men att den överskrids för ytvatten i samma område. Detta innebär att markvattnet i rotzonen inte är så försurat att det kan ge skador på rötterna enligt det valda kriteriet för skogsmark, men att avrinningsvattnet från marken är mer försurat än vad de vattenlevande organismerna anses tålda enligt kriteriet för ytvatten. I vissa sammanhang har en sammanvägning av de olika beräkningarna gjorts (Bertills och Lövblad, 2002). 2. Kritisk belastning för skogsmark - Nya beräkningar med reviderat kriterium 2.1 Omarbetning av PROFILE - motiv och förändringar Under 2006 har arbete pågått med att programmera om den regionala versionen av PROFILE. Detta har gjorts av flera olika skäl. PROFILE började byggas under mitten av 1980-talet och har kontinuerligt utvecklats under de senaste två decennierna. Koden idag är mycket mer omfattande än vad den var i början och nu när man kan få en helhetsbild över alla delar var det uppenbart att det gick att omarbeta koden på ett sätt som gör uppbyggnaden mer strukturerad. Den stora vinsten med detta är att det gör det betydligt enklare och snabbare att göra ändringar i PROFILE. Ett annat önskemål från användare var att fler "beslut" skulle flyttas från koden till indatafilerna. Detta gör att PROFILE blir mer flexibelt att använda. En rad tekniska förbättringar har även gjorts som hänger ihop med de senaste decenniernas utveckling av programspråket (Fortran). En rad förändringar kopplade till biogeokemiska processer och funktioner har även gjorts. Några av de viktigaste listas nedan: Baskatjoner är behandlade separat, i stället för att hanteras summerade som gjordes innan. Att baskatjonerna hanteras summerade gör att ett ämne antas kunna kompensera för ett annat, till exempel kommer en mark med hög Ca-halt och låg Mg-halt inte att visa obalans eftersom Ca kan kompensera för Mg. Ur försurningssynpunkt kan detta anses vara en användbar förenkling, men att separera basktjonerna ger en mer sann bild av näringstillgången, och mer realistiska massbalanser. Representationen av kvävedynamiken i modellen tar hänsyn till de olika - former som kväve kan ha i marken. I synnerhet skiljer modellen nu mellan NO 3 och NH + 4. Modellen räknar balansen mellan NH + 4 och NO - 3 genom att redovisa nitrifiering/denitrifiering samt immobilisering. Eftersom BC/Al-kvoten, som används som indikator för försurning, indikerar effekter på träd beslutades att använda en variant som anknyter BC/Al i olika lager i markprofilen till betydelsen av varje lager för träden. Anknytningen 107

109 BILAGA 7 sker genom att multiplicera BC/Al-effekten på upptag med den mängd rötter som är aktiva i varje lager. På detta sätt viktas BC/Al med rotinnehållet över markprofilen för att ge en balanserad bild på försurningseffekten på träd. Detta kriterium ger högre kritisk belastning och mindre överskridande än innan. Den viktade BC/Al-kvoten avspeglar förhållandet i rotzonen på ett bättre sätt än BC/Al min (BC/Al-kvoten i lagret med lägst BC/Al-kvot), eftersom det ger en samlad bild av rotzonen, till skillnad från BC/Al min som skulle kunna förekomma i ett lager utan mycket rötter. Den kritiska gränsen för försurningen ges nu i form av en target load funktion, som visar bidraget till försurningen från både kväve och svavel. Överskridandet räknas nu både som S och N var för sig, samt som summan av S och N. I den nya versionen ges förbättrade möjligheter att räkna på hela jorddjupet (riktat mot ytvatten). Innan var rotdjupet och jorddjupet alltid det samma så om man räknade på jorddjupet så antog man att rotdjupet var lika stort. Nu kan man skilja på rotdjup och jorddjup. Modellen har en förbättrad upptagsalgoritm, varmed underskott mellan upptagsbehov och den rådande tillgängligheten i ett marklager är överförd till nästa lager. Upptaget är därefter utspritt mellan marklager på ett mer dynamiskt sätt. Modellen använder nu torrdensitet istället för våtdensitet. Markdensiteten är viktigt för vittringsberäkningar, och att använda våtmarkdensitet gör vittringsresultaten beroende av osäkerheten som finns i data om markvatteninnehåll TARGET LOAD FUNKTION OCH EFFEKTEN AV N DYNAMIKEN Att ta hänsyn till kvävedynamiken i modellen gör att allt kvävenedfall inte beräknas som försurande. Det påverkar target load funktionen genom att höja CLmaxN i figur 1. Det innebär att marken beräknas vara mer tolerant till kvävenedfall, vilket gör att överskridandet blir mindre än i de gamla beräkningarna. I PROFILE, beror kvävehalten i markvattenlösningen på följande sju processer: 1. Nedfall: summa av torr- och våtdeposition 2. Upptag: styrd av trädtillväxt 3. Mineralisering: följden till nedbrytning av förna 4. Nitrifiering: konverterar NH + 4 till NO - 3, beroende på NH + 4 -halter, markph, fuktighet och temperatur 5. Denitrifiering: frigör kväve som N 2 från NO - 3, beror på NO - 3 halter, mark ph, fuktighet och temperatur 6. Immoblisering: för bort kväve från markvattenlösningen, och beror på ph, Al och baskatjoner 7. Läckage: beror på kvävehalten och vattenflödet Kväve i markvattenlösningen är därför representerat som NO 3 - och NH 4 +. NO 3 - beter sig som en syra, medan NH 4 + beter sig som en bas. Det betyder att kvävets 108

110 BILAGA 7 bidrag till försurningen beror på balansen mellan NO 3 - och NH 4 +, vilket innebär att bara en del av kvävet som är kvar efter upptag, denitrifiering, immobilisering och läckage är försurande. Den kritiska belastning anges nu enligt en target load funktion (Figur 1). Överskridandet av aciditetsnedfall beräknas som summan mellan N Exc och S Exc, som beskriver den minsta totala nedfallsminskningen. Överskridandet kan även ges som S-only Exc eller N-only Exc, varmed bara ett av den två försurande ämnena är reducerat. För att använda target load funktion konceptet, måste koordinaterna CLmaxS, CLminN och CLmaxN i Figur 1 anges. Figur 1. En teoretisk target load funktion visar gränsen för N- och S-nedfall under vilken försurningseffekterna fortfarande är acceptabla. Om dagens nedfall ligger över linjen räknas det som överskridande. 2.2 Jämförelse av resultat med gamla PROFILE Överskridandet beräknades med kriteriet BC/Al min med nya PROFILE för att kunna jämföra med resultat med gamla PROFILE. Jämförelsen illustreras i Figur 2-3. Nya PROFILE kördes både med och utan kvävedynamik, körningen utan kvävedynamik är den som är mest jämförbar med gamla PROFILE, som dock inkluderar endel kvävedynamik. Rotdjupet 50 cm användes. Skillnaderna är små och är en samlad effekt av förändringarna som beskrivs ovan. 109

111 BILAGA 7 Figur 2. Överskridande med medeldeposition för åren , kriteriet BC/Al min och den kritiska gränsen 1 med gamla PROFILE (55% överskridet), nya PROFILE med kvävedynamik (49% överskridet) och nya PROFILE utan kvävedynamik (55% överskridet). Figur 3. Överskridande (95-percentilen) med medeldeposition för åren , kriteriet BC/Al min och den kritiska gränsen 1 med gamla PROFILE (t. v. ) och nya PROFILE med kvävedynamik (t.h.). 2.3 Kritisk belastning med kriterierna BC/Al i lager 3 och 4 samt rotviktat BC/Al Det är stor skillnad i BC/Al i lager 3 och 4 (se även kapitel 4). Figur 4-5 visar överskridandet baserat på lager 3 och lager 4 beräknat med nya PROFILE, samt överskridande baserat på samtliga tre mineraljordslager (rotviktat). Eftersom de mesta rötterna i mineraljorden finns i lager 3 är kartan över rotviktad BC/Al mest lik 110

112 BILAGA 7 kartan för lager 3. Skillnaden mellan om kvävedynamiken tas med eller inte visas i Figur 6. Figur 4. Överskridande med medeldeposition för åren , kriteriet BC/Al och den kritiska gränsen 1 i lager 3 (6% överskridet), lager 4 (50% överskridet) och viktat i rotzonen (19% överskridet), beräknat med nya PROFILE med kvävedynamik. Figur 5. Överskridande (95-percentilen) medeldeposition för åren , rotviktat BC/Al och den kritiska gränsen 1, beräknat med nya PROFILE med kvävedynamik. 111

113 BILAGA 7 Figur 6. Överskridande med medeldeposition för åren , kriteriet viktat BC/Al i rotzonen och den kritiska gränsen 1 med kvävedynamik (19 % överskridet) och utan kvävedynamik (27 % överskridet) SKILLNAD MELLAN DJUP Modellberäkningarna visade stora skillnader i BC/Al-kvot mellan lager 3 och 4 i markprofilen. Kvoten är oftast avsevärt lägre i lager 4 i de försurade ytorna, medan den kan vara betydligt högre i oförsurade ytor. Det är inte möjligt att jämföra modellresultaten med fältmätningar, eftersom modellen ger resultaten i "steady state", som inte existerar i naturen under dagens förändrade nedfall. Däremot är det möjligt att i fältmätningar hitta tecken på att BC/Al-kvoten kan vara mycket olika i olika marklager (Figur 7). Figur 7. Uppmätt BC/Al kvot från 16 ytor över hela Sverige. 112

114 BILAGA 7 Skillnaden mellan BC/Al-kvoten i lager 3 och 4 från modellberäkningarna kan i vissa fall vara förvånande stor. Detta beror på att varje lager är modellerat som en omblandad tankreaktor, vilket innebär att varje lager antas vara homogent. BC/Al-värdet som beräknas för ett lager representerar därför botten av lagret. Om man byter ut varje lager till flera lager av mindre tjocklek, visar det sig att BC/Alkvoten ändrar sig mer jämt över djupet (Figur 8). Figur 8. BC/Al kvoten i nedersta lagret är högst i en alkalin yta, medan den är lägst i en försurad yta. Alkalinitet (eller motsvarande aciditet) transfereras från varje lager till det nästa. Resultaten blir i "steady state" att om en yta inte är försurad, kommer alkalinitet att ackumuleras i bottenlagret eftersom den kumulativa alkalinitetsperkolationen är stor i botten av markprofilen (Figur 9). Samma gäller för en försurade yta, fast istället för alkalinitet är aciditeten högst i bottenlagret. Denna alkalinitet- eller aciditettransport nedåt kan förklaras med hjälp av ANC-flödet mellan marklagren (Figur 9). I Figur 9 syns att i en alkalin yta ökar ANC-läckaget med djupet från ett lager till nästa, vilket gör att det nedersta lagret får det högsta alkalinitetsinflödet, och det är därmed mest sannolikt att detta lager får den högsta BC/Al kvoten. Samma gäller för aciditet i en försurad yta, vilket gör att BC/Al-kvoten mest sannolikt är minst i det nedersta lagret. Figur 9. ANC-läckaget förändras genom profilen på två sätt: det ökar med djupet en alkalin yta, medan det minskar i en försurad yta. 113

115 BILAGA Kritisk belastning för skogsmark beräknat med SMB Krisk belastning beräknades med hjälp av "Simple mass balance" metoden (SMB) (Posch m.fl., 1995) som bygger på en enkel aciditetsbalans. I detta förfarande behandlas hela jordprofilen som ett lager. BC/Al-kvoten användes som kriterium även i dessa beräkningar. Beräkningarna gjordes för att kunna jämföra resultaten från PROFILE med resultaten från denna enklare metod, vilket är viktigt då resultaten från Sverige tolkas tillsammans med resultaten från andra länder. Beräkningarna med SMB visade på väldigt liknande resultat som resultaten då rotviktat BC/Al användes (Figur 10), men med något större andel ytor med överskridande vid PROFILE-beräkningarna. Figur 10. Överskridande med rotviktat BC/Al (t.v.) och med SMB (t.h.) 2.5 Aciditetsexport från skogsmark beräknat med PROFILE Kriteriet ANC (0 och 20) användes för att beskriva export av aciditet till ytvatten. Beräkningarna gjordes för hela jorddjupet, inte bara för rotzonen. Överskridandet visas i Figur 11. Västkusten utmärker sig tydligt med stor andel lokaler med litet jorddjup, och därmed surare avrinningsvatten. 114

116 BILAGA 7 Figur 11. Överskridande med kriteriet ANC längst ner i jordprofilen och den kritiska gränsen 0 (37% överskridet) och 20 (42% överskridet) med kvävedynamik. 3. Ny databas för beräkning av kritisk belastning för skogsmark De viktigaste förändringarna i databasen för beräkning av kritisk belastning jämfört med tidigare års beräkningar är: Grunden för databasen är Riksskogstaxeringens lokaler (Hägglund, 1985) Upptagsdata har beräknats baserat på bonitet för den på lokalen aktuella beståndstypen, med de nyaste metoderna från Riksskogstaxeringen Stenighetsdata har förbättrats Fler mineralogilokaler har använts än tidigare (3403 nya lokaler) Ny deposition har tagits fram (medel för ) 3.1 Beräkningar på Riksskogstaxeringens lokaler För första gången har Riksskogstaxeringens lokaler (20492 st) använts som bas för beräkningarna av kritisk belastning. Fram t o m 2004 har ståndortskarteringens lokaler (1885 st) använts och under 2005 gjordes försök med att använda markgeokemiska punkter (då st) för att få bättre täckning. Användandet av Riksskogstaxeringens punkter har flera fördelar. Datasetet innehåller samma typ av data som ståndortskarteringens 1885 lokaler, men det är mer än 10 ggr fler lokaler. Antalet markgeokemiska punkter är i samma storleksordning som i Riksskogstaxeringsdatasetet, men för dessa finns enbart markgeokemidata, övriga data måste hämtas från andra källor, medan mycket av indata finns på Riksskogstaxeringens lokaler (Tabell 1) och färre parametrar måste uppskattas från andra dataset. Riksskogsdatasetet innebär dessutom att en större del av Sverige täcks av data än om 115

117 BILAGA 7 det markgeokemiska datasetet används (Figur 12). I stora delar av Götaland och i östra Norrland är dock det markgeokemiska nätet mycket tätare. Figur 12. Riksskogstaxeringens punkter som användes som grund för beräkning av kritisk belastning (till vänster) och de markgeokemiska punkter som användes för att ge mineralogi till Riksskogstaxeringens punkter (till höger). En skillnad från det markgeokemiska nätet är att Riksskogstaxeringens punkter ligger i trakter, och är alltså inte jämnt spridda, vilket gör interpoleringar svårare. Ett lämpligare sätt för att göra yttäckande kartor är att beräkna statistik (tex percentiler) i NILU-rutor (Figur 13). Figur 13. Förhållandet mellan Riksskogstaxeringens punktnät och en NILU-ruta öster om Vätterns sydspets. 116

118 BILAGA 7 Tabell 1. Indata parametrar för beräkning av kritisk belastning. Indata parameter Källa Medeltemperatur Data från CL-databasen från 1997 Nederbörd SMHI, Medel Avrinning SMHI, Medel Deposition S,NO,NH,Ca,Mg,Na,K MATCH-modellen: medel för Deposition av Cl Beräknat baserat på Na deposition Framtida deposition Baserat på prognoser Beståndstyp RT* BC upptag stam-scenario Baserat på bonitet från RT* och halter i stam N upptag stam-scenario Baserat på bonitet från RT* och halter i stam BC upptag helträdsscenario Baserat på RT* och halter i träddelar N upptag helträdsscenario Baserat på RT* och halter i träddelar BC i förnafall Proportionellt mot upptag N i förnafall Mineralinnehåll i jorden Textur klass Proportionellt mot upptag SGU, RT*, Terra Mining RT* Jordmånsklass RT* Fuktighetsklass RT* Humuslagrets tjocklek Medianvärde från RT* E lagrets tjocklek 5 cm om järnpodsol etc och ej tunt jordtäcke 0 cm om ej järnpodsol etc eller tunt jordtäcke Stenighet Beräknat mha RT* Jorddjup RT* Rotdjup 0.5 m *Riksskogstaxeringen Beståndstypsindelningen gjordes enligt Tabell 2 och påverkar förutom rotdjup och BC/Al-gräns även upptag och förnafall. Tabell 2. Definitioner på beståndstyper, samt de rotdjup och BC/Al-gränser som användes vid körningar med varierande rotdjup och BC/Al-gräns. Beståndstyp* Definition Rotdjup (m) BC/Al-gräns Tall >7/10 tall Gran >7/10 gran Barrbland >7/10 barr Björk >7/10 björk Lövbland >7/10 löv Bland Övrigt *Om flera definitioner stämmer så gäller den övre. En förbättring sedan tidigare beräkningar är att det finns information om jorddjup på punkterna (4 klasser: >0.7 m, m, < 0.2 m samt varierande jorddjup). Jorddjupet användes i beräkningarna för kritisk belastning för ytvatten genom att 117

119 BILAGA 7 vittring beräknades för hela jorddjupet. Även i beräkningarna av kritisk belastning för träd, där vittringen bara beräknas till rotdjupet, användes jorddjupet i viss mån, genom att lokaler med lägre jorddjup än 0.2 m gavs ett rotdjup på 0.15 m, i stället för som tidigare då jorddjupet alltid sattes till 0.5 m. Även information om e-lagrets tjocklek finns på punkterna, men denna har inte använts eftersom det finns indikationer på att rotdjupet blir högre om e-lagret är tjockare. Dessutom är e- lagertjockleken mycket beroende av var i avrinningsområdet lokalen ligger. E- lagertjockleken sattes till 5 cm på alla lokaler med järnpodsol eller liknande med ett jorddjup > 0.2 m. På järnpodsol eller liknande med grundare jorddjup sattes e- lagertjockleken till 0, eftersom datasetet tyder på att lokaler med tunna jordtäcken oftast har inga eller mycket tunna e-lager. I brunjordar och andra jordmånstyper som saknar e-lager sattes e-lagertjockleken också till 0. Jordmånsdata används som indata på de lokaler där det finns, där data saknas har jordmånen satts till järnpodsol. Jordmånens påverkar på resultaten är dock ytterst marginell. 3.2 Nya upptagsdata N- och BC-förluster vid skörd har beräknats baserat på boniteter som beräknats för varje Rikskogstaxeringspunkt. Tillvägagångssättet inkluderar följande steg: 1. Indelning av Rikstaxpunkterna i sex beståndstyper 2. Beräkning av bonitet och "reducerad bonitet" med avseende på beståndstyperna (utfört av Riksskogstaxeringen). 3. Beräkning av N- och BC-förluster mha "reducerad bonitet", halter samt densiteter (Tabell 3-4). N- och BC i förnafall har beräknats som funktioner av N- och BCskördeförluster. Tabell 3. Densiteter som använts för beräkningarna av N- och BC-förluster via skörd (Lundmark, 1988). Beståndstyp Densitet (kg/m 3 ) Kommentar Tall 490 Gran 430 Barrbland 460 tall & gran Björk 610 Lövbland 645 björk & bok Bland 510 Tall, gran & björk Tabell 4. Halter (mg/g) som använts för beräkningarna av N- och BC-förluster via skörd (Egnell m.fl., 1998; Jacobson & Mattson, 1998). Beståndstyp Ca Mg Na K N Tall Gran Barrbland Björk Lövbland Bland

120 BILAGA Stenighet I beräkningar t o m 2004 har ingen stenighet tagits med i beräkningarna (dvs stenigheten har antagits vara 0%). Under 2005 ökades denna siffra till 30%, baserat på typiska kornstorlekskurvor, och efter ett projekt på SLU så har specifika stenighetssiffror tagits fram för samtliga Rikstaxpunkter (i genomsnitt 42%). På välsorterade sedement sattes stenigheten till 10% INLEDNING Förekomsten av stenar och block i marken har störst betydelse genom att volymen finmaterial (kornstorlek < 2 mm) minskar, vilket i sin tur påverkar markens egenskaper. Betydelsen finjorden är stor genom att den specifika ytan ökar kraftigt med minskande kornstorlek. Markegenskaper som jonbytesförmåga och vattenhållande förmåga ökar och processer som t ex vittringen sker med större hastighet då mängden finmaterial i marken är stor. Vid provtagning av marken för markkemiska analyser tas proverna nästan uteslutande från finjorden, vilket betyder att man måste ta hänsyn till stenigheten när man använder markkemiska databaser för att beskriva utvecklingen av markens tillstånd genom modellering. Stenigheten i marken kan bestämmas direkt genom att man gräver upp en bestämd jordvolym varefter man siktar och väger allt material som är grövre än 2 cm. Detta är en mycket arbetsintensiv metod som inte lämpar sig för bestämningar i större skala. Andra vanliga tillvägagångssätt är indirekt uppskattning av sten- och stenighet i markytan genom fältobservationer eller genom fjärranalys. Detta är snabba metoder, men resultaten är inte särskilt pålitliga för en kvantifiering av markens stenvolym. Dels uppskattas frekvensen av stenar och block, inte volymen, och dels är stenigheten inte nödvändigtvis samma i ytan som nere i marken. En ytterligare metod för stenighetsbestämning togs fram i Finland av Viro (1952), som går ut på att en metallsond knackas ner i marken på ett antal ställen för att få fram ett genomsnittligt stickdjup. Detta värde har ett tydligt samband med stenvolymen som kan beräknas med en funktion. Metoden är relativt snabb och har dessutom fördelen att den är icke-destruktiv genom att man inte gräver bort jorden för bestämningen av stenigheten. Detta är en stor fördel vid bestämningar på ytor som används inom miljöövervakning där det genomförs återkommande mätningar av markens tillstånd. Inom Riksinventeringen av skog markinventeringen (RIS-MI) genomför man sedan 2003 inventering av sten och blockvolymen i skogsmark enligt Virometoden (RIS 2005) på de ytor där man provtar mineraljorden. Detta innebär att man samlar in ny information om marken som inte tidigare varit tillgänglig för stora geografiska områden. Kartläggningen av stenighen i marken genomfördes i två steg. Först utarbetades en ny funktion för beräkning av stenigheten utifrån sonderingsdata och sedan generaliserades data från provytor till alla ytor inom Riksskogstaxeringen. 119

121 BILAGA FUNKTIONER FÖR BESTÄMNING AV STENIGHETEN ENLIGT VI- ROMETODEN För att kunna relatera medelvärdet av sonderingar enligt Viro-metoden till stenigheten behövs en referensfunktion som kalibrerats på data från ytor där man genomfört både sonderingar och bestämningar av sten och blockvolymen genom siktning och vägning. Sådana funktioner har publicerats tidigare (Viro 1952; Tamminen & Starr 1994; Eriksson och Holmgren 1996). Den ursprungliga studien av Viro (1952) genomfördes på moränjordar i södra Finland för 30 cm maximalt stickdjup. I studien presenteras två funktioner för att beräkna stenigheten från sonderingar, varav den ena troligen underskattar stenigheten enligt författaren. Den andra funktionen uppskattar stenigheten till 100 % vid 0 cm stickdjup (Figur 14), något som inte är rimligt för normala jordar eftersom det alltid finns en viss volym som upptas av finjord eller luftfyllda porer. Detta visar också empiriska resultat såväl som simuleringar (Eriksson och Holmgren 1996). Viro s data saknar dessutom nästan ytor med mycket hög stenighet, vilket gör funktionerna osäkra för väldigt steniga marker. Ett medelvärde av Viro s två funktioner har även publicerats av Tamminen och Starr (1994). Studien av Eriksson och Holmgren (1996) genomfördes i Mellansverige på moräner med stor variation i stenighet och innehåller därmed även ytor med mycket hög stenighet. Metodiken som användes för bestämningen av stenigheten i referensgroparna var mer enhetlig än Viro s och mer robust i vissa hänseenden, bl a för bestämning av volymen hos instickande stenar och block i groparna. Funktionerna som togs fram var anpassade till ett maximalt stickdjup på 40 cm. Bedömningen gjordes att datamaterialet från Eriksson och Holmgren (1996) är mest lämpat för användning vid stenighetsbestämning i varierande skogsmark inom RIS-MI om det inte vore för att man inom RIS-MI använder 30 cm maximalt stickdjup vid sonderingarna. För att lösa detta problem togs rådata från denna studie fram och omarbetades om så att en ny funktion kunde passas för 30 cm maximalt stickdjup. Detta gjordes genom att alla enskilda stickdjup i intervallet cm sattes till 30 cm, varefter nya medelvärden för stickdjupet räknades ut för alla provgropar. Genom regression passades ett nytt samband mellan stenigheten och stickdjupet: Sten & Block (vol-%) = 76,0-2,04 Stickdjup (cm) R 2 =0,43 (n=195) Den nya funktionen gav lägre värden än Viro s funktion 1 och högre värden än Viro s funktion 2 (Figur 14). Värt att notera är att funktionen har en flackare lutning än bägge dessa funktioner och att det finns en viss restpost för stenighet även vid det maximala stick djupet. Detta kan tolkas som att stenigheten i morän inte understiger detta värde. 120

122 BILAGA Viro1 Viro2 T&S E&H S&B (%) Si (cm) Figur 14. Funktioner för bestämning av stenigheten (vol-%) från sonderingar enligt Viro metoden (Viro1 & 2 från Viro (1952), T&S från Tamminen och Starr (1994)). E&H är sambandet som tagits fram inom denna studie baserat på Eriksson och Holmgren (1996) STENIGHETEN I SKOGSMARKEN BASERAT PÅ RIS-MI För denna studie var RIS-MI data från 2003 och 2004 tillgängliga för analysen, vilket omfattade sammanlagt ca 800 ytor. Inom inventeringen utförs 6-12 stick inom varje provyta, där stickdjupet bestäms från mineraljordens överkant till och där det maximala djupet är begränsat till 30 cm. Medelvärdet av stickdjupet räknades ut för varje yta och ytor med färre än tre stick uteslöts. Stenigheten i skogsmarken varierar med jordarten och är i medeltal 42,8 vol-% sten och block i de översta 30 cm av mineraljorden (Tab. 1). Resultaten för jordarten torv gäller för mineraljorden under torvskiktet, men inte för ytor med större än 50 cm torvmäktighet. Värdet för jordartsklassen häll är sannolikt påverkat av att vissa stickdjup avser ytliga hällar under tunna jordlager. Värdet bör därför inte tolkas som ett generellt värde för morän på häll. Stenigheten för jordarten högsorterade sediment har inte redovisats eftersom den använda funktionen inte är giltig på sedimentmark med låg stenighet. För kartläggningen av stenigheten begränsades urvalet till jordarterna morän och lågsorterade sediment, vilka ofta i praktiken är svallade moräner. Detta är marker som används inom modelleringen för bedömningar av kritisk belastning i skogsmark. Kartläggningen av stenigheten gjordes genom interpolering med kriging, som tar hänsyn till rumsliga sambanden mellan provytorna. Resultatet visar på ganska stora regionala skillnader i stenigheten (Figur 15) vilket speglar skillnader i berggrundsgeologi och moränbildning. T ex visar sandstensområdet i NV Dalarna mycket hög stenighet, medan Storsjöområdet med kambrosilurberggrund har en relativt låg stenighet. Norrlands kustland har hög stenighet sannolikt beroende på förekomsten av svallade moräner. Stenighetskartan visar på tolkningsbara mönster, men det bör påpekas att dataunderlaget för denna typ av 121

123 BILAGA 7 generalisering är tunt och att bilden kan förändras i takt med att mer data blir tillgängliga. Tabell 5. Stenigheten (vol-%) för olika jordartsklasser i skogsmark (RIS-MI ). Jordart Antal Medel Median Std CV% Sediment, lågsorterade Morän Häll Torv Figur 15. Stenigheten i skogsmarken för moräner och lågsorterade sediment uppskattat från RIS- MI för åren Utökat dataset med markgeokemi Eftersom Riksskogstaxeringens punkter saknar data på mineralinnehåll har dessa data tagits från ett annat dataset, det markgeokemiska datasetet som utökats med 3403 lokaler under sommaren 2005 till lokaler. Till varje Rikstaxpunkt har data från närmaste markgeokemiska punkt givits. Detta har gjorts för moränpunkter och sedimentpunkter för sig, så att Rikstaxpunkter med morän fått mineralogier från markgeokemipunkter med morän och Rikstaxpunkter med sediment fått mineralogier från markgeokemipunkter med sediment, eftersom bildningssätten är så olika. Den höga autokorrelationen i det markgeokemiska datasetet, som innebär att näraliggande punkter har liknande mineralogier, gör att detta tillvägagångssättet är lämpligt. 3.5 Ny deposition Ett omfattande arbete har gjorts med att uppdatera och förbättra depositionsdata. De data som används nu är medeldeposition för åren , modellerat med 122

124 BILAGA 7 MATCH-modellen. Depositionen 2020 enligt baselinescenariot har tagits fram genom att ta fram kvoter för SO 4 -, NO 3 - och NH 4 + deposition från EMEP mellan 2020 och 2000 (de depositionsdata som IIASA använt, i NILU-grid-skalan). Dessa kvoter multiplicerades sedan med medeldepositionen för att få fram ett mått på depositionen 2020 enligt baselinescenariot. Detta finns beskrivet i en separat rapport: Hellsten & Westling: "Försurande och övergödande nedfall i skog - Delprogram Krondropp inom programområde Luft". 4. Applicering av ny databas, utredning av kriterier samt känslighetsanalys vid beräkning av kritisk belastning för skogsmark Försurningsstatusen i rotzonen kan påverka trädens vitalitet. Ett mått på försurningsstatusen som tidigare ofta användes var BC/Al min, dvs BC/Al i det lager som har lägst kvot. Den kritiska gränsen brukar sättas till omkring 1 för olika trädslag. För vissa typer av vegetation är gränsen högre. Vi de första testerna med den nya databasen beräknades kritisk belastning och överskridande för träd enligt samma grundkoncept som det som tidigare används i Sverige (beräkningar med PROFILEmodellen och med BC/Al som kemiskt kriterium) (Tabell 6). Tabell 6. Tillvägagångssätt för beräkning av kritisk belastning för träd. Ekosystem Skogsmark Indikator Träd (, markvegetation) Kemiskt kriterium BC/Al i markvattnet (BC/Al min eller BC/Al i specifikt lager) Kritisk gräns Olika, se nedan 4.1 Beräkningar av kritisk belastning med ny databas Resultatet av beräkningar av kritisk belastning med BC/Al=1 som kritisk gräns och jorddjupet 0.5 m presenteras i Figur 16. Detta kan jämföras med resultat presenterade i Bertills & Lövblad (2002), där 1997 års deposition används. Figur 16. Överskridande (95-percentilen) år

125 BILAGA 7 I resultaten i Bertills & Lövblad (2002) har rotdjupet varierats mellan 0.4 och 0.6, vilket har viss påverkan. Den största skillnaden mellan den körningen och denna nya körning, som gör att 55% av marken överkrids enligt de senare beräkningarna ( ) jämfört med 24 % (Bertills & Lövblad, 2002) beror på att stenigheten ökat från 0% till i genomsnitt 42%. Även om syradepositionen var högre 1997 än så är de depositionsdata som använts något högre än 1997 för kväve (Tabell 7), vilket även bidrar. Den depositionen som användes 1997 var av okänd anledning underskattad. Tabell 7. Viktad medeldeposition (mekv/m 2 ) för körningar till Bertills & Lövblad (2002) samt för de nya körningarna. Deposition Bertills & Lövblad (2002) (dep 1997) CL körning 05/06 (dep ) SO4* NO Cl NH Na Ca Mg K Ca,Mg, K För att testa hur stor effekt blockigheten kan ha på överskridandet gjordes en ny körning på data från Bertills & Lövblad (2002) med i genomsnitt 2 dm mindre jorddjup (vilket motsvarar ungefär 50% blockighet). Med de ursprungliga siffrorna gavs att den kritiska belastningen överskreds på 28% av marken, motsvarande siffra med 2 dm mindre jorddjup var 50%. Blockigheten kan alltså förklara en mycket stor del av förändringen. Mer om effekten av blockighet finns i kapitel Betydelsen av kritisk gräns, lager, rotdjup, deposition och skördeintensitet. Det kriterium som användes för träd var BC/Al min och den kritiska gränsen sattes dels till 1, dels till varierande kvoter mellan 0.8 och 1.2 beroende på trädslag (Tabell 2, Figur 17). I körningen med konstant BC/Al-gräns användes konstant rotdjup, 0.5 m. I körningen med varierande BC/Al-gräns användes varierande rotdjup (Tabell 2). Varierande rotdjup och BC/Al-gräns ledde till ett större genomsnittligt överskridande, vilket beror på att BC/Al-gränsen är strängare än 1 för de vanligaste trädslagen (barrskog) samt att rotdjupet är mindre än 0.5 m för gran, men högre än 0.5 enbart för den mindre vanliga beståndstypen lövblandskog. 124

126 BILAGA 7 55% 61% Figur 17. Överskridande med kriteriet BC/Al=1 och rotdjupet 0.5 m (t.v.) samt varierande BC/Algräns och rotdjup (t.h.). Procentsiffran anger andel skogsmark med överskridande. Dessutom gjordes en steady-state-beräkning av BC/Al i alla fyra lagren på alla lokalerna (Figur 18-20, Tabell 8-9). De framräknade BC/Al-kvoterna gör att man enkelt kan använda vilken kritisk gräns man vill för att klassificera punkterna. Lager 4 var i de flesta fall det lager i vilket BC/Al min uppträdde. Figur 18. BC/Al min i rotzonen vid "steady state" med dagens deposition (t.v.) och deposition 2020 enligt baseline-scenariot (t.h.). 125

127 BILAGA 7 Tabell 8. Andel skogsmark (%) med överskridande vid olika kritiska gränser (kriterium: BC/Al i lager 3, BC/Al i lager 4 och BC/Al min ). Kritisk gräns Nuvarande dep. Baseline 2020 BC/Al Lager 3 Lager 4 min Lager 3 Lager 4 min Figur 19. BC/Al i lager 4 i rotzonen vid "steady state" med dagens deposition (t.v.) och deposition 2020 enligt baseline-scenariot (t.h.). Figur 20. BC/Al i lager 3 i rotzonen vid "steady state" med dagens deposition (t.v.) och deposition 2020 enligt baseline-scenariot (t.h.). 126

128 BILAGA 7 Tabell 9. Median BC/Al i olika lager vid dagens deposition ( ). Lager 1 Lager 2 Lager 3 Lager 4 BC/Al Median Resultaten visade att skillnaden i BC/Al i lager 3 och 4 var stor. Minst BC/Al förekommer oftast i lager 4, och det är därför detta lager som oftast används i beräkningarna då kriteriet BC/Al min används. 4.3 Känslighetsanalyser för rotdjup och blockighet Hur mycket vittring som är tillgängligt för rötterna styrs i mycket hög grad av hur stor jordmängd som finns i rotzonen. Två avgörande begrepp i detta sammanhanget är rotdjup och mängd sten och block (stenighet). Ju större rotdjup, desto mer vittringsprodukter är tillgängliga för rötterna. Bidraget till vittringen från sten och block är försumbar, men de minskar mängden av mindre vittringsbara partiklar i rotzonen. I princip gör en stenighet på 50% att vittringen halveras jämfört med en stenighet på 0%. För att illustrera vilken betydelse stenighet och rotdjup har gjordes en känslighetsanalys, där överskridandet vid olika rotdjup och stenighet jämfördes (Figur 21-22). Figur 21. Överskridande enligt kriteriet BC/Al=1 med varierande rotdjup. 127

129 BILAGA 7 Figur 22. Överskridande enligt kriteriet BC/Al=1 och rotdjupet 0.5 m, med varierande stenighet. 4.4 Effekter av GROT-uttag Att uttaget vid skörd utökas från att bara omfattas av stam till att även omfatta grenar, toppar och barr (GROT) innebär att mer näringsämnen går förlorade från ekosystemet (Figur 23). Förlusten av baskatjoner leder till lägre kritisk belastning, och därmed högre överskridande. 4.5 Val av kriterium för träd En rad olika kriterier används i Europa för kritisk belastning i skogsmark: ph, BC/Al (kvoten mellan baskatjoner och oorganiskt aluminium), Al, BC/H kvot och basmättnad. Dessa kriterier diskuterades vid en internationell workshop i Geneve i augusti 2001 (Hall, 2001) och gällande rekommendationer finns i den senaste manualen från 2004 (UNECE, 2004). Kriterier som inkluderar aluminium anses mest passande för jordar med lågt innehåll av organiskt material, medan kriterier som inkluderar väte (t ex ph) rekommenderas för jordar med högt innehåll av organiskt material (UNECE, 2004). Genom att ha med baskatjonhalten i kriteriet tas inte bara hänsyn till risken för Al-toxicitet på rötter, utan även till risken för tillväxtminskning på grund av låga baskatjonhalter i marken, som en effekt av försurningen. BC/Al-kvoten är det mest använda kriteriet för skogsmark (UNECE, 2004). Kopplingar mellan BC/Al och skador på träd finns beskrivna i Sverdrup & Warfvinge (1993). Idag används BC/Al-kvoten enbart för att indikera skador på träd, inte på andra delar av skogsekosystemet som kan påverkas av försurning tidigare än träd. Artsammansättningen i skogsekosystem varierar mycket i Sverige, men träd är en gemensam faktor för de olika skogsbiotoperna, vilket gör att träd är en relevant och praktisk indikator som kan användas över nästan hela landet. Detta stödjer valet av BC/Al-kvoten som kemisk kriterium som kan relateras till effekter på träd. BC/Al-kvoten är även parametriserad för olika vegetationstyper och växter, men för att förenkla beräkningarna av kritisk belastning valdes gränsen 1 som 128

130 BILAGA 7 egentligen gäller barrskog dominerad av gran eller tall (Sverdrup and Warfvinge, 1993). Även om BC/Al-kvoten är den mest relevanta kemiska indikatorn för skogsmarksförsurning, särskilt i Skandinavien, kritiseras den baserat på bevis att kopplingen mellan skador på trädtillväxt och kvoten inte alltid stämmer (Lökke m.fl., 1996). En del av kritiken av BC/Al-kvoten handlar om den stora skillnaden i kvoten mellan marklager (Lökke m.fl., 1996). Genom att använda ett rotviktat medel (se nedan) ges ett samlat mått på BC/Al-kvoten där rötterna finns. I oktober 2005 hölls en nationell workshop i Stockholm för att utreda om det finns skäl att ändra kriterium för skogsmark i Sverige från BC/Al som tidigare använts, eftersom användandet av BC/Al-kvoten har kritiserats nationellt och internationellt. Baserat på rekommendationen i manualen (UNECE, 2004) drogs slutsatsen att det för närvarande inte finns något kriterium som är bättre kopplat till risk för skador på träd. Därför kommer BC/Al att användas som kriterium även i fortsättningen. En förändring i användande av BC/Al-kvoten har dock gjorts. Tidigare har BC/Al min använts, det vill säga BC/Al i det lager i rotzonen där kvoten är som minst. Detta har ifrågasatts, eftersom det inte behöver sammanfalla med det lager där det finns mest rötter. Därför har ett nytt koncept introducerats, rotviktat BC/Al. Det innebär att ett medel för alla lager av den BC/Al-relaterade effekten beräknas, och de olika lagren viktas beroende på hur mycket rötter som finns i dem. BC/Alkvoten som används har under senare år beräknats baserat på mol och så kommer det att beräknas även i fortsättningen. För att använda rotviktat BC/Al krävdes omprogrammering av PROFILE, se kapitel 2. 61% 72% Figur 23. Överskridande vid varierande BC/Al-gräns och varierande rotdjup vid stamuttag (t.v.) och GROT-uttag (t.h.). Procentsiffrorna anger andel skogsmark som överskrids. 129

131 BILAGA 7 5. Försök att beräkna kritisk belastning och överskridande för avrinnande vatten Kvaliteten på avrinnande vatten från skogsmark är avgörande för försurningstillsåndet i sjöar och vattendrag, och därmed för vattenlevande organismer. I ett försök att beräkna kritisk belastning för avrinnande vatten gjordes beräkningar av "Excess acidity", där PROFILE används för att beräkna vittringen. Vid beräkningarna användes olika scenarier för kväveprocesserna som beskrivs i kapitel 5.1. Kopplingen till ekosystemeffekter beskrivs i kapitlet Kvävescenarier Beräkningarna av kvävedepositionens försurningsbidrag baseras på en kvävebalans (nettoupplagring eller förlust) för respektive punkt i Riksskogstaxeringen: Kvävebalans = N-deposition upptag (stamskörd) normal utlakning (1,5 kg tot N per ha och år i hela landet, huvudsakligen i organisk form) Upplagrat kväve utgör en potentiell risk för försurning om det nitrifieras och utlakas. Tidshorisonten är en till två skogsgenerationer. Den nuvarande upplagringen i Sverige med detta beräkningssätt varierar mellan negativa värden och 15 kg N per ha och år. Depositionen till skog beräknad med MATCH som medelvärde under varierar mellan 1 och 17 kg per ha och år. Tre scenarior har utarbetats, enligt nedan. Scenario 2 är det som använts för de beräkningar som presenteras här. Scenario 1: Kvävebidrag till försurning nuvarande (min) Scenario 1 innebär att endast en liten del av upplagrat kväve utlakas, även på lång sikt enligt beräkningen: Kväveupplagringens bidrag till försurning beräknas som den lilla mängd som för närvarande nitrifieras och utlakas som nitrat baserat på mätningar i Sverige. Den mängd som används är uträknad inom TRK (Transport, Retention och Källfördelning som används för internationell rapportering) fördelad på växande skog och hygge. Scenario 1 antar att immobiliseringen i marken har en hög och långsiktig kapacitet och att risken för ökad utlakning av nitrat är liten. Scenario 2: Kvävebidrag till försurning (medel) Scenario 2 regionaliserar risken för utlakning (risken ökar med ökad upplagring) med antagandet att förmågan till immobilisering är begränsad. Detta scenario gör anspråk på att vara det mest realistiska på lång sikt. Beräkning har utförts enligt följande: Upplagring < 2 kg per ha och år ingen ökad utlakning utöver den i Scenario

132 BILAGA 7 Upplagring N 2-10 kg per ha och år; 50 % av upplagringen nitrifieras och utlakas (och bidrar till försurning) från växande skog och hygge i genomsnitt under omloppstiden. Upplagring N > 10 kg per ha och år; högst 5 kg N immobiliseras per ha och år, resterande del nitrifieras och utlakas och bidrar till försurning. Upplagring under 2 kg N per ha och år noteras för större delen av Norrland där depositionen varierar mellan 1 och 4 kg N per ha och år. I detta område ger beräkningarna ingen ökad utlakning av nitrat. Intervallet 2 till 10 kg ger ett betydande bidrag till utlakning av nitrat med åtföljande försurningseffekt. Punkter i Riksskogstaxeringen med stor effekt på utlakningen av nitrat återfinns i sydvästra Sverige (> 5 kg N per ha och år). Antagandet att 50 % av upplagringen utlakas på lång sikt har betydande osäkerhet. I detta område är depositionen 10 kg N per ha och år eller mer. Denna nivå anges ofta som kritisk för risken för ökad utlakning i europeiska studier (Gundersen m. fl.), som ofta indikerar att endast en del av upplagrat kväve utlakas. Nivån 50 % är inte vald med antagandet att hälften av upplagrat kväve kommer att utlakas i ett enskilt bestånd, utan snarare att hälften av bestånden kan komma att uppvisa utlakning av hela den årliga upplagringen. Motivet för detta är den empiriska kunskapen att samma upplagring eller deposition kan ge olika utlakning beroende på trädslag, markvegetation och beståndets historik (Gundersen m. fl.). Ofta visar mätningar, främst av markvatten i skogsytor i Europa inom ICP-Forest (level II), antingen ingen påtagligt ökad utlakning eller en kraftigt ökad utlakning som balanserar överskottet av kväve. Området med upplagring mer än 10 kg N per ha och år och den högsta utlakningen av nitrat är begränsat till mindre områden i Halland och Skåne. Depositionen i det området är i regel över 15 kg N per ha och år. Scenario 3: Kvävebidrag till försurning (max) Scenario 3 antar att den långsiktiga förmågan till immobilisering är noll. Beräkningen blir då: Allt kvävenedfall som inte tas upp (skördas eller utlakas i normal mängd) under en omloppstid blir förr eller senare försurande genom att upplagrat kväve i marken nitrifieras och utlakas som nitrat. 5.2 Val av kriterium för avrinnande vatten - Begränsad export av aciditet Även om den kritiska belastningen för skogsmark uppnås, vilket skyddar träden, kan det avrinnande vattnet vara avsevärt försurat och innebära en risk för skador på organismer i ytvattenekosystem. Därför har metoder utvecklats för att göra aciditetsbalansberäkningar även på avrinnande vatten, det vill säga på vatten som lämnar det nedersta lagret i jordprofilen. I dessa beräkningar finns ingen lika tydlig 131

133 BILAGA 7 koppling från indikator till kritisk gräns, eftersom vattnet som lämnar jordprofilen inte direkt kan jämföras med ytvatten, på grund av alla processer på vägen. Därför benämns inte resultaten av beräkningarna "överskridande av kritisk belastning" utan "aciditetsexport". Resultaten är heller inte tänkta att användas i det internationella arbetet med utsläppsbegränsningar, utan bör användas som ett stöd på nationell nivå, vid till exempel miljömålsuppföljning. Ett rimligt krav inom skogsbruket, förutom att inte försurningen är så stor att träden tar skada, skulle kunna vara att skogen inte får exportera sur avrinning, på samma sätt som att krav ställs på jordbruket att inte släppa ut för mycket övergödande kväve och fosfor, och på industrier att inte släppa ut föroreningar. Ställs kravet att skogen inte får exportera sur avrinning motsvarar det att den kritiska gränsen för kriteriet ANC ska vara mindre eller lika med 0. Beräkningarna av "Excess acidity" är en förenklad variant av detta, utan lagerindelning. Fördelen med beräkningarna av "Excess acidity" är att det är enkelt att använda olika kvävescenarier och göra jämförelser. 5.3 Indata För beräkningar av kritisk belastning för ytvatten användes samma indatabas som vid beräkningarna för skogsmark, med den enda skillnaden att inget rotdjup användes, i stället gjordes beräkningarna till jorddjupet, som angavs för varje punkt baserat på Riksskogstaxeringens klassificering. Tre jorddjup användes: 0,15 m, 0,5 m och 1 m. 5.4 Excess acidity "Excess acidity" beräknas med en enkel massbalansformel som inkluderar inflöden och utflöden av aciditet: Exc ac =S dep +N dep +Cl dep -BC dep -BC vittring -N u +BC u Ett positivt värde visar att det är ett överskott på aciditet vilket innebär att avrinningsvattnet är försurande. En sak som komplicerar detta angreppssätt är kvävet. Om man använder formeln som den är så innebär det att allt kväve som inte tas upp av träden är försurande. Vi vet dock att kväve immobiliseras och därför inte verkar försurande, förrän man nått en viss gräns och inte mer kväve kan tas upp. Att räkna med att allt kväve försurar ger därför en överdriven bild av försurningssituationen. Att räkna med att allt kväve immobiliseras, utom det som läcker enligt mätningar, ger tvärtom ett för litet aciditetsöverskott. För att belysa detta, och för att ta fram ett realistiskt mått på hur mycket kväve som försurar, har tre kvävescenarion utvecklats, scenario 1 där endast den lilla mängd kväve som utlakas är försurande, scenario 3 där allt kväve som inte tas upp är försurande och scenario 2 som ligger någonstans mitt emellan (bilaga 1). 132

134 BILAGA 7 "Ingen överskottsaciditet" Om man använder "Excess acidity" formeln rakt av så får man ett mått på överskottet av aciditet. Om det avrinnande vattnet inte får försuras och det utbytbara förrådet av baskatjoner på jordpartiklarna inte får minska så ska gränsen sättas vid 0. Om "Excess acidity">0 så finns ett överskott av aciditet. Denna gräns kan inte kopplas till effekter på en indikator. Värden nära 0 är osäkra och små överskott/underskott bör därför betraktas som +-0. Figur 24 visar resultat med de tre olika scenarierna. I de fortsatta beräkningarna har kvävescenario 2 använts. N-scenario 1: 62% N-scenario 2: 65% N-scenario 3: 84% Figur percentilen av överskridandet med den kritiska gränsen Excess acidity=0 för tre kvävescenarier. Rotdjup 0.5 m. Tabell 12. Andel skogsmark med överskridande vid olika kritiska gränser Kritisk gräns Nuvarande dep. Baseline 2020 Excess acidity 0 mekv/m 2 31% 16% 6. Kritisk belastning för sjöar 6.1 Beräkning av kritisk belastning Kritisk belastning för sjöar beräknas med FAB-modellen. Modellen grundar sig på en ANC-balans för sjöns avrinningsområde (Bertills and Lövblad, 2002). Sdep+Ndep + Cldep = f Nu + (1 - r )(Ni + Nde)+ r Nret + r Sret + BCle - ANCle Sdep, Ndep, Cldep = deposition av svavel, kväve och klorid Nu = nettoupptag av kväve i biomassa 133

135 BILAGA 7 f = andelen skog i avrinningsområdet 1-r = andelen fastmark i avrinningsområdet r = andelen sjöyta i avrinningsområdet Ni = immobilisering av kväve i avrinningsområdets fastmark Nde = denitrifikation i avrinningsområdets fastmark Nret, Sret = retention av kväve och svavel i sjön BCle = utlakning av baskatjoner ANCle = utlakning av ANC I tidigare modelleringar beräknades BC le som BC le = BC* 0 -BC u där BC u är bortförseln av baskatjoner med skogsskörd. Den förindustriella icke marina baskatjonhalten, BC* 0, beräknades ursprungligen med F-faktormodellen. Inför Sveriges rapportering till CEC 2005 ersattes F-faktormodellen med en regressionsmodell baserat på dynamisk modellering med MAGIC. Orsaken var att F- faktormodellen ger felaktiga resultat under återhämtningen (Rapp, 2001). Den nya beräkningen av BC 0 gav en högre kritisk belastning och därmed ett lägre överskridande. Andelen överskriden areal i Sverige minskade med ungefär 3 % enheter genom att byta modell för BC* 0. Sedan rapporteringen till CEC 2005 har ytterligare revideringar av beräkningen av BC 0 gjorts (se nedan). Ur ANC-balansen ovan och ett gränsvärde för hur lågt ANC som kan accepteras (ANC limi ) kan parametrarna CL max (S), CL min (N) och CL max (N) beräknas. Dessa utgör funktionen för kritisk belastning. Den kritiska belastningen definieras som det kortaste avståndet mellan verklig belastning och funktionslinjen (Figur 25). Överskridandet (Exc) beräknas enligt: Exc = S dep + N dep Figur 25. Funktionen för kritisk belastning enligt FAB-modellen. 134

136 BILAGA Dagsläget och prognos Enligt den senaste beräkningen av överskridande av kritisk belastning som gjordes för den Fördjupade utvärderingen av miljömålet Bara naturlig försurning 2008, överskreds den kritiska belastningen för sjöar på 19% av landarealen (Figur 26). Beräkningen bygger på medeldepositionen enligt MATCH-modellen (se kapitel 4). Kväveupptaget i biomassa (Nu) är beräknat ur boniteten för varje Riksskogstaxeringspunkt (Kapitel 4). För sjöarna har data för deposition och upptag tagits från den närmsta Riksskogstaxeringspunkten. Kväveimmobiliseringen utgår från en måttlig ökning av kväveläckaget och tar även hänsyn till utläckaget av icke försurande organiskt kväve (se avsnitt nedan). BC le sattes till modellerad halt för år 2100 enligt MAGIC och ANC limit sattes till en nivå som innebär en minskning av ph med 0,4 enheter jämfört med referenstillståndet. Med prognostiserade värden på nedfallet 2020 enligt beslutade åtgärder kommer överskridandet för sjöar vara 13%. Överskridandet är betydligt större med depositionen , 13 % än de 5,6 % av sjöarna som bedömdes som försurade i sjöinventeringen 2005 (Wilander och Fölster, 2007). Det större överskridandet innebär att modellen förutsäger att perioden av återhämtning från försurning kommer avlösas av en långsam fortsatt försurning med dagens deposition. Detta beror bland annat på att modellen antar ett ökande läckage av försurande kväve och att markens baskatjonförråd utarmas. Även om en sådan utveckling är teoretisk möjlig finns det anledning att förhålla sig kritisk till en så stor skillnad mellan försurningstillståndet och överskridandet av kritisk belastning. Figur 26. Överskridandet av kritisk belastning för sjöar samt 2020 enligt prognos baserad på redan fattade beslut. 6.3 Förändringshistorik sedan Rapporteringen till CEC feb 2005 Sedan Sveriges senaste rapportering till CEC i februari 2005, har en rad förändringar gjorts i flera steg. Nedan följer en redovisning av förändringarna i den ord- 135

137 BILAGA 7 ning de gjorts och hur de påverkat beräkningen av andel areal med överskridande av den kritiska belastningen för sjöar. Tabell 13. Andel areal med överskridande enligt olika beräkningar. Förändring Andel försurade sjöar CEC Feb Reducerat sjöunderlag 17.1 Nya depositionsdata 14.9 BC*0 från MAGICbibliotek 18.8 Objektsspecifikt ANClimit (dph=0.4) 39.0 BC* Måttligt kväveläckage 24.0 Nya sjöadata (RI05) 24.3 Justering av beräkning av ANClimit 26.8 Justerad kvävemodell omfattande organiskt kväve 21.4 Revidering av MAGIC bibliotek SJÖUNDERLAGET BASERAT ENDAST PÅ RI95 Rapporteringen till CEC 2005 baserade sig på RI95 samt ett antal sjöar därutöver som använts för dynamisk modellering. Eftersom dessa sjöar inte var slumpmässigt urvalda som RI95 gav de ett något annorlunda resultat för andelen överskriden areal för Sverige. När dessa extra sjöar togs bort ökade andelen överskriden areal från 16,0 % till 17,1 % FÖRBÄTTRADE DEPOSITIONSBERÄKNINGAR Förbättringar av beräkning av depositionen med MATCH-modellen (Kapitel 4) gjorde att den överskridna arealen minskade från 17,1 % till 14,9 % BC 0 FRÅN MAGICBIBLIOTEK ISTÄLLET FÖR REGRESSIONSFORMEL (MAGIC) Under 2006 togs ett nytt verktyg för bedömning av försurningspåverkan fram för Bedömningsgrunderna för försurning (Naturvårdsverket 2007). Verktyget bygger på att en sjö som ska bedömas men matchas mot den mest lika sjön med avseende på försurnings i ett bibliotek av sjöar som modellerats med den dynamiska modellen MAGIC ( Den sjö som ska bedömas antas vara lika försurad som den matchade sjön. För att få en konsekvent bedömning av försurningspåverkan och kritisk belastning ersattes regressionsmodellen för BC* 0 med ett motsvarande värde beräknat från den matchade sjön genom att multiplicera den uppmätta baskatjonhalten (BC* t ) med kvoten mellan baskatjonhalten år 1860 och vid tiden t för den matchade sjön. BC * 0 BC * t BC * 1860,bibl * BC t,bibl 136

138 BILAGA 7 Samtidigt gjordes också en omkalibrering av MAGIC-körningarna för sjöarn i MAGIC-bibliotek. Förändringen i beräkningen av BC* 0 ändrade den överskridna arealen från 14,9% till 18,8% ANC-LIMIT ENLIGT BEDÖMNINGSGRUNDER (DPH0.4) I STÄLLET FÖR 20μEQ/L Den mest centrala delen i konceptet CL utgör definitionen av hur mycket belastning naturen klarar av att innan det uppstår skadliga effekter. Det finns ingen gemensam internationell definition av den kritiska belastningsgränsen (Tabell 14). Detta motiveras av att de naturgivna förutsättningarna är olika, men det är även en skillnad i hur stor påverkan som tolereras. Gemensamt för alla länder är att överskridande av kritisk belastning relateras till en minskning av ANC under ett kritiskt gränsvärde, ANC limit. Konceptet bygger på att det finns ett kritiskt tröskelvärde för ANC där man har en biologisk effekt. Tabell 14. ANC limit i några europeiska länder. Country ANClimit Motivation Referens Belgium 20 "No damage to biota" UBA 1996 Finland 20 Fish in Norway Lien 1996 Norway 2-50 Biodiversity (Posch, 1999) Sweden 20 or 0.75BC0. Roach Lien 1996 UK 0 50% damage to brown trout - I Sverige har tidigare använts ett ANC limit på 20 μeq/l. Gränsvärdet är satt utifrån resultat från Norska studier av sambandet mellan biologiska parametrar och ANC (Lien et al., 1996). Gränsvärdet har ifrågasatts, framför allt för att vattnen i de norska studierna är betydligt klarare än vad som är vanligt i Sverige. Vattnen i Lien s studie hade en TOC-halt som i genomsnitt var under 4 mg/l, medan svenska sjöar har en median halt av TOC på 9,8 mg/l (Wilander et al., 2003). I en preliminär studie av samband mellan förekomst av mört och vattenkemi föreslogs ett ANC limit närmare 100 μeq/l (Andersson et al., 2001). Samtidigt pekades ph ut som en bättre indikator än ANC. I Naturvårdsverkets Bedömningsgrunder (BG) för sjöar och vattendrag definieras försurningspåverkan som en avvikelse från ett beräknat referensvärde i stället för ett underskridande av ett tröskelvärde. Detta beräkningssätt stämmer bättre överens med EU s ramdirektiv för vatten där ekologisk status definieras som avvikelse från ett referenstillstånd. Inför revideringen av Bedömnignsgrunder 2007 genomfördes en rad projekt med syfte att anpassa Bedömningsgrunder till Ramdirektivet (Fölster, 2007). Bl a studerades sambandet mellan vattenkemi och fisk respektive bottenfauna i sjöar och vattendrag med data från miljöövervakningen. Där bekräftades Anderssons (Andersson et al., 2001) studie att ett ANC limit på 20 μeq/l är alldeles för lågt i Svenska vatten och att ph är den indikator som är bäst kopplad till biologisk effekt. I de nya Bedömningsgrunderna definierades försurning som en förändring av ph större än 0,4 enheter, vilket baserades på undersökningarna i projektet. 137

139 BILAGA 7 Avvikelsen avser i förhållande till tillståndet 1860 beräknat med MAGIC där halten organiskt material och kolsyratrycket satts konstanta. För att bedömningen av försurningspåverkan och beräkning av kritisk belastning ska bli likvärdiga och så väl kopplat till biologisk effekt som möjligt, ändrades beräkningen av kritisk belastning i enlighet med de nya bedömningsgrunderna. ANC limit beräknas efter ändringen separat för varje sjö som det ANC som motsvaras av en sänkning av ph med 0.4 enheter. mellan försurat och överskridet bli ännu större. För att beräkna ett objektsspecifikt ANC limit för varje sjö, beräknades först ANC 0 ur formeln ANC 0 = BC* 0 SO 4 * 0,bibl Där BC* 0 räknas ut enligt ekvations x ovan och SO 4 * 0,bibli är ickemarina sulfathalten år 1860 i den matchade sjön. Därefter beräknas ph 0 med kemisk jämviktsberäkning där de organiska syrorna beräknades med en triprotisk modell enligt (Hruska et al., 2001). TOC-halten och kolsyratrycket sattes konstanta. Värdet på ph limit sattes till ph 0 + 0,4 enligt Bedömningsgrunder och ANC limit beräknades ur ph limit med samma kemsika jämviktberäkning som ovan. Det nya sättet att beräkna ANC limit ger dubbelt så många sjöar med överskridande jämfört med ANC limit =20 μeq/l (Tabell 2). Det stämmer väl överens med tidigare resultat att 20 μeq/l är ett alldeles för lågt gränsvärde i svenska sjöar, rika på organiskt material. Organiska syror kan, tillsammans med den antropogena försurningspåverkan, ha sänkt ph under biologiskt kritiska nivåer vid betydligt högre värden på ANC BC2100 I STÄLLET FÖR BC1860 Den stora diskrepansen mellan överskridande av kritisk belastning och det rådande försurningsläget föranledde att undersöka vidare hur stor risken är för att markens buffringsförmåga skulle utarmas i en stor andel av sjöarna. Modelleringar med MAGIC visade då att det troligen i många fall skulle ta tusentals år innan det jämviktstillstånd då marken inte längre buffrar som den kritiska belastningen avser skulle uppnås. För att få en mer rimlig uppskattning av risken för framtida försurning ersattes den ursprungliga beräkningen av BC le med halten av BC vid år 2100 enligt MAGIC. BC le * BC * t BC * 2100,bibl * BC t,bibl Förändringen i beräkningen innebar att andelen överskriden areal minskade från 39,0 % till 24,1 %. 138

140 BILAGA MÅTTLIG ÖKNING AV KVÄVELÄCKAGET Den andra möjliga orsaken till skillnaden mellan uppskattningarna av försurningspåverkan och kritisk belastning är behandlingen av kväve. I FAB-modellen för CL antas all kväve vid jämvikt som försurande, undantaget det som förs bort med skogsbruket, en fastläggning på 2 kg/ha och en viss retention i marken och sjön. Detta kontrasterar mot att nitrathalterna i de flesta vatten idag är obetydlig, eftersom det mesta av det deponerade kvävet fastläggs. Detta visas i Figur 27 där den beräknade halten enligt den ursprungliga modellen plottats mot den uppmätta halten NO3ss NO3 μeq/l Figur 27. NO 3 vid steady state enligt FAB-modellen plottat mot uppmätt NO 3 i RI95. Linjen 1:1 är angiven. Tre olika scenarier undersöktes med olika grad av kväveläckage (se kapitel 6). För överskridandet för sjöar gav de tre scenarierna 32%, 24,0 % respektive 17% överskridande. Detta kan jämföras med 24,1% överskridande med den ursprungliga kvävemodellen. Mellanscenariet för kväve valdes för att få samma behandling av kvävet som för skogsmark, men för sjöarna innebar det alltså inte någon stor förändring jämfört med det tidigare beräkningssättet NYTT DATAUNDERLAG FÖR SJÖKEMI RI05 Under 2005 genomfördes en ny inventering av Sveriges sjöar, som gav ett nytt underlag för beräkning av kritisk belastning (Wilander och Fölster, 2007). Undersökningen omfattade 1974 sjöar inklusive sjöar 1 4 ha. Jämfört med tidigare Riksinventeringar var antalet sjöar färre och urvalet var inte lika optimalt för att destratifiera resultaten för beräkningen av andel försurade sjöar eller andel överskriden areal. Uppskattningen av dessa siffror är därför något osäkrare. Samtidigt är underökningen att föredra framför de tidigare riksinventeringarna eftersom sjöar 1 4 ha ingår och att dataunderlaget är nyare. Med resultat från sjöinventeringen var 24.3% i stället för 24.0% JUSTERINGAR I BERÄKNINGARNA AV DPH Beräkningen av ANC 0 ändrades för att bli enklare och mer konsistent med att det är ANC-förändringen som optimeras i matchningsrutinen i MAGICbibliotek. 139

141 BILAGA 7 ANC 0 = ANC 1 + ANC bibli där ANC t är beräknat ur uppmätta halter och ANC bibl är den modellerade förändringen i ANC sedan 1860 i den matchade sjön i MAGICbibliotek. Justeringen av beräkningen av ANC 0 gjorde att den överskridna arealen blev 26,0% i stället för 24,0% JUSTERING AV MODELLEN FÖR KVÄVELÄCKAGE Många sjöar har en betydande halt organiskt kväve. Det betyder att en del av det deponerade kvävet läcker ut som denna icke försurande form i stället för att lagras upp i marken och utgöra en potentiell risk för nitratläckage. Kvävebreäkningarna i modell (scenario 2, kapitel 6) för kritisk belastning reviderades därför för sjöar för att ta hänsyn till att en del kväve läcker ut som icke försurande organiskt kväve. En annan mindre justering gjordes också för att ge en jämnare övergång mellan de olika klasserna av läckage. I den nya hanteringen av kväve beräknades kväveimmobiliseringen (N i ) ut enligt: N ex = N dep - N u N ex <2 kg/ha =>N i = Ni t N ex = 2-10 kg/ha => N i = N org (N ex - 2 )/ 2 N ex > 10 kg => N i = N org (10-2) / 2 = 6 N ex är överskottskvävet d v s. det kväve som inte tas upp av vegetationen och förs bort ur systemet med skörd. Allt överskottskväve upp till 2 kg/ha immobiliseras. Av överskottskvävet mellan 2 och 10 kg immobiliseras hälften och allt organiskt kväve som läcker ut anses som immobiliserat. Inget kväve över 10 kg/ha anses som immobiliserat. Med den nya kväveberäkningen sjönk den överskridna arealen från 24,0% till 21,4% REVIDERING AV MAGIC BIBLIOTEK Under våren 2007 utökades MAGICbibliotek med ett stort antal sjöar. Revideringen av biblioteket ledde till att andelen överskriden areal sjönk från 21,4% till 19,3%. Detta är det värde på överskridande areal för sjöar som rapporterades till den Fördjupade utvärderingen Känslighetsanalys En enkel känslighetsanalys gjordes genom att följande ingående parametrar ökades med 10 procentenheter en i taget för att undersöka hur mycket det påverkade överskridandet. Analysen visade att modellen främst är känslig för förändringar i den 140

142 BILAGA 7 beräknade halten av baskatjoner (BC2100) och gränsvärdet för överskridande (ANClimit) (Figur 28). Figur 28. Känslighetsanalys av beräkning av överskridande av den kritiska belastningen för sjöar med FAB-modellen. På y-axeln anges andel överskriden areal när variabeln på x-axeln ökats med 10%. Den horisontella linjen avger överskridandet då ingen variabel ändrats. 6.5 Kvarvarande osäkerheter Trots de omfattande revideringarna av beräkningarna av kritisk belastning för sjöar kvarstår flera osäkerheter. Baskatjonhalten vid jämvikt definieras nu med värdet år 2100 enligt MAGIC-modellering. Enligt MAGIC-modellen kommer basmättnadsgraden i avrinningsområdena till många sjöar att minska med dagens deposition vilket kommer leda till att många sjöar som idag inte är försurade kommer att bli det. Detta kontrasterar mot tendensen mot minskad försurning av sjöar vid återhämtningen. Fortsatt miljöövervakning inkluderande markprovtagning och tidsserier i försurningskänsliga sjöar kommer visa om modellen ger riktiga förutsägelser om basmättnadsgraden. Kvävet utgör också en stor osäkerhetsfaktor. Den modell som används för närvarande räknar med en måttlig ökning av kväveläckaget. Om kvävet fortsätter att immobiliseras i samma takt som idag kommer överskridandet bli mindre. Om läckaget däremot ökar drastiskt kan det få allvarliga följder både för surhetstillståndet i sötvatten och också bidra kraftigt till eutrofieringen av havet. Ökad kunskap om vilka processer som styr kväveomsättningen i skogsmarken och är därför av största vikt. Speciellt är det viktigt att undersöka effekterna på klimatförändringen på nitratläckaget. Ytterligare en svag länk i beräkningarna är omräkningen från deposition som yttrycks i mängd per ytenhet, till halter i ytvattnet. Helt avgörande för resultatet är uppskattningen av vattenföringen som i nuvarande beräkningar uppskattas från 141

143 BILAGA 7 kartor med medelvattenföringar över längre perioder. Eftersom avrinningsområdena till försurningskänsliga sjöar ofta är små några km 2 och variationen i avrinning är stor både i tid och rum ger beräkningsmetoden ett mycket stort slumpmässigt fel. Om man jämför den beräknade sulfathalten vid jämvikt baserat på depositionen med den uppmätta halten i sjövattnet skiljer den sig mycket (Figur 29). Förutom det slumpmässiga felet är den beräknade halten vid jämvikt i genomsnitt högre jämfört med den uppmätta halten, vilket är tvärt emot vad man förväntar sig under återhämtningen. 300 SO4ss BCt,NO3t SO4* mekv/l Figur 29. Beräknad sulfathalt vid jämvikt (y-axeln) mot uppmätt sulfathalt (x-axeln). Preliminära beräkningar visar att bara det slumpmässiga felet ger en överskattning av överskridandet med flera procentenheter. Möjligheten att ta fram en bättre metodik för omräkningen mellan deposition och halt bör undersökas. En sådan möjlighet kan vara att utgå från kloridbalansen. 7. Slutsatser En genomgång av möjliga kriterier för skogsmark ledde till slutsatsen att kvoten mellan baskatjoner och oorganiskt aluminium är den som är bäst anpassad för skogsmark, då träd används som indikator. Tidigare har BC/Al i lagret med lägst kvot använts, men vid denna genomgång konstaterades att rotviktad BC/Al är mer lämpligt, då det ger en mer sann bild av BC/Al-kvoten där rötterna finns. PROFILE-modellen har omarbetats från grunden vilket lett till en rad förbättringar, bland annat kan nu rotviktad BC/Al hanteras, baskatjonerna hanteras enskilt i stället för i klump som innan, kvävedynamiken är förbättrad, stenighet kan hanteras, kritisk belastning beräknas som en "target load function" och det är enklare att göra ändringar i programmet. En jämförelse mellan resultat från den förra versionen av PROFILE och den nya versionen, då samma indata och samma kriterium valdes, visade att resultaten var i samma storleksordning. 142

144 BILAGA 7 Resultatet från en enkel massbalansberäkning (SMB), där hela jordprofilen betraktas som ett lager, uppvisade stora likheter med resultatet då rotviktad BC/Al användes. En ny databas baserad på Riksskogstaxeringens ytor har sammanställts och PROFILE-körningar har gjorts på dessa ytor. Fördelen med att använda dessa ytor är att det finns en stor mängd data för dem. De data som behöver hämtas från andra håll är främst nedfall och mineralogi, och dessa data finns i hög geografisk upplösning och kan därmed på ett bra sätt överföras till Riksskogstaxeringens ytor. Markens stenighet påverkar vittringshastigheten, eftersom mängden vittringsbar jord minskar då stenigheten ökar. En känslighetsanalys visade att stenigheten har stor betydelse för resultaten. En stenighetskarta har tagits fram och används nu för beräkningarna av kritisk belastning. En känslighetsanalys visade att rotdjupet har stor betydelse för resultatet. Det är viktigt att följa forskningen vad gäller rotdjup och rotupptag, för att om möjligt minska osäkerheterna i beräkningarna. Resultaten av beräkningarna av kritisk belastning påverkas mycket av antagandena vad gäller kvävedynamiken. Om en fortsatt hög kväveretention i framtiden antas bidrar kvävet bara lite till försurningen. Vid antagandet att den framtida kväveretentionen kommer att överskridas bidrar dock kvävet avsevärt till försurningen. BC/Al-kvoten indikerar enbart risken för skador på träd, så även om BC/Al-kvoten är över 1 kan det avrinnande vattnet vara avsevärt försurat. Beräkningar av överskottsaciditet i hela markprofilen visade att det fanns en överskottaciditet på 60-80% av skogsmarken beroende på vilka antaganden för kväve som valdes. Storleken på överskottsaciditeten varierade från låga värden i norra Sverige till höga värden i sydväst. Kriteriet för överskridande av kritisk belastning i sjöar, ANC limit, ändrades från 20μeq/l till ett ANC-värde som motsvarande en ökning av ph med 0,4 enheter jämfört med referenstillståndet enligt MAGIC. Det nya kriteriet är bättre anpassat för humösa vatten och är betydligt känsligare jämfört med det gamla och gav ungefär dubbelt så stort överskridande. Halten baskatjoner i sjöar vid jämvikt sattes till beräknad halt vid år 2100 enlig MAGIC. Det innebär att den kritiska belastningen nu omfattar en viss buffring av jonbyte i marken. Förändringen gav ett betydligt lägre överskridande. En enkel känslighetsanalys av modellen för sjöar visade att av förändring av halten baskatjoner vid år 2100 och ANC limit påverkade resultatet mest. 143

145 BILAGA 7 8. Referenser Andersson, H.C., Appelberg, M. & Wilander, A., Gränsvärden för försurning ur svenska fiskars perspektiv. (Engl. summary: Critical chemical values based on Swedish condition). Sötvatten. Årsskrift för miljöövervakningen 2001, Bertills, U. & Lövblad, G., Kritisk belastning för svavel och kväve. Naturvårdsverket, Rapport Egnell, G., Nohrstedt, H-Ö., Weslien, J., Westling, O. & Örlander, G., Miljökonsekvensbeskrivning av skogsbränsleuttag, asktillförsel och övrig näringskompensation. Skogsstyrelsen, Rapport 1:1998, Jönköping. Eriksson, C.P. & Holmgren, P Estimating the stone and boulder content in forest soils - evaluating the potential of surface penetration methods. Catena 28, Fölster, J., Förslag till Bedömningsgrunder för försurning i sjöar och vattendrag. Inst. för Miljöanalys, SLU. Rapport 2007:9. Hall, J., Workshop on chemical criteria and critical limits. Summary report prepared by the organizers. Working Group on Effects, Geneva, August Hruska, J., Kohler, S., Laudon, H. & Bishop, K., Is a Universal Model of Organic Acidity Possible: Comparison of the Acid/Base Properties of Dissolved Organic Carbon in the Boreal and Temperate Zones. Environ. Sci. Technol. 37, Hägglund, B.,1985. En ny svensk Riksskogstaxering. Rapport 37, SLU, Uppsala, 93 sidor. Jacobson, S. & Mattson, S., "Snurran" - an Excel program for calculating site nutrient levels in logging residues. Rapport 1, Skogforsk, Uppsala, 4 sidor. 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. Sci. Tot. Environ 177, Lundmark, J., Skogsmarkens Ekologi - Ståndortsanpassat skogsbruk. Del 2 - Tillämpning. Skogsstyrelsen, Jönköping. Lökke, H., Bak, J., Falkengren Grerup, U., Finlay, R., Iivesniemi, H., Nygaard, P. & Starr, M., Ambio 25(8), Naturvårdsverket, Handbok för klassificering av status och potential samt fastställande av miljökvalitetsnormer för ytvatten. Posch, M., de Smet, P., Hettelingh, J-P. & Downing, R., Calculation and mapping of critical thresholds in Europe. Status Report 1995, Coordination center of effects. RIVM report No

146 BILAGA 7 Rapp, L., Critical loads of acid deposition for surface water. Exploring existin models and a potential alternative for Sweden. Doctoral thesis. Swedish University of Agricultural Sciences. Silvestria 207. RIS, Fältinstruktion 2005, RIS, Riksinventeringen av skog. Institution för skoglig resurshushållning och geomatik & institutionen för skoglig marklära, SLU. Sverdrup, H. & Warfvinge, P., The effect of soil acidification on the growth of trees, grass and herbs as expressed by the (Ca+Mg+K)/Al ratio. Teknisk rapport, Avdelningen för Kemisk Teknologi, Lunds Universitet. Tamminen, P. & Starr, M Bulk density of forested mineral soils. Silva Fennica 28, pp UNECE, Manual on methodologies and criteria for modelling and mapping critical loads and levels and air pollution effects, risks and trends. Viro, P.J On the determination of stoniness. Communicationes Instituti Forestalis Fenniae 40 (3), Wilander, A. and Fölster, J., Sjöinventeringen En synoptisk vattenkemisk undersökning av Sveriges sjöar. Inst. för Miljöanalys, SLU. Rapport 2007:16. Wilander, A., Johnson, R.K. & Goedkoop, W., Riksinventering 2000, Institutionen för Miljöanalys, SLU. Rapport 2003:1. 145

147 BILAGA 7 146

148 BILAGA 8 Bara naturlig försurning Bilaga 8 Underlagsrapport: Skogsbrukets försurningsbidrag Cecilia Akselsson, Therese Zetterberg, Salim Belyazid, Olle Westling, Sofie Hellsten, Filip Moldan, Veronika Kronnäs IVL Svenska Miljöinstitutet AB 147

149 BILAGA 8 Förord IVL har på uppdrag från Naturvårdsverket arbetat med att inom ramen för miljömålsarbetet belysa frågan om delmål för skogsbrukets försurningspåverkan. Olika metoder för att kvantifiera skogsbrukets påverkan på försurningen har testats: massbalansmodellering för baskatjoner, modellering av överskottsaciditet, utvärdering av empiriska försök samt dynamisk modellering. I denna rapport sammanställs resultaten. Rapporten är uppdelad i två fristående delar, del 1 som sammanfattar arbetet som gjorts fram till maj 2005, och del 2 som sammanfattar arbetet som gjorts under DEL 1 Bakgrund IVL har ett uppdrag från Naturvårdsverket att inom ramen för miljömålsarbetet belysa frågan om delmål för skogsbrukets försurningspåverkan. Bakgrunden till uppdraget är att frågan diskuterades redan i underlaget till miljökvalitetsmålet Bara naturlig försurning. Då föreslogs flera formuleringar som berörde skogsbruket. Ett förslag till delmål vara att: Skogsbrukets bidrag till försurning av mark och vatten motverkas, vilket bland annat innebär (enligt Naturvårdsverkets förslag): Skogsbruket anpassas till växtplatsens försurningskänslighet Andelen lövrik skog ökar successivt i södra Sverige För delmålet: Före år 2010 ska trenden mot ökad försurning av skogsmark vara bruten i områden som försurats av människan och en återhämtning ha påbörjats föreslogs följande prioriterade åtgärder: Rekommendationer kring anpassad skogsskötsel i försurningsdrabbade områden tas fram senast Rekommendationer vid uttag av skogsbränsle och kompensationsgödsling ses över senast Utvecklingsfasen av SKS åtgärdsprogram mot markförsurning genomförs. Av olika skäl, bland annat bristen på beräkningsunderlag som kvantifierar skogsbrukets försurningseffekt, formulerades inget delmål för skogsbruket i den vidare processen som ledde fram till de av Riksdagen fastställda miljökvalitetsmålen Däremot infördes formuleringen Markanvändningens bidrag till försurning av mark och vatten motverkas genom att skogsbruket anpassas till växtplatsens försurningskänslighet som en beskrivning av vad det övergripande generations- 148

150 BILAGA 8 målet för Bara naturlig försurning bland annat innebär. Skogsstyrelsen har även formulerat ett sektorsmål under 2004 med syfte att motverka försurning av ökande biomassauttag inom skogsbruket: Senast år 2010 är den areal som erhåller aska minst lika stor som den areal där avverkningsrester (GROT) skördas vid föryngringsavverkning. Den fördjupade utvärderingen av miljömålet Bara naturlig försurning som redovisades 2003 (Naturvårdsverket, 2003) föreslog att ett nytt delmål om skogsbrukets försurningspåverkan utreds. Denna utvärdering är det första steget i en sådan process. Syftet är att presentera ett koncept och beräkningsmetoder för att kvantifiera skogsbrukets försurningseffekt som kan accepteras av myndigheter och skogssektorn. Arbetet har omfattat två seminarier där olika koncept diskuterats, ett i december 2004 och ett i mars Deltagande avnämare var representanter för Naturvårdsverket, Skogsstyrelsen, Energimyndigheten, SkogForsk och LRF Skogsägarna. Koncept för bedömning av försurningseffekt Viktiga processer Nedfallet av försurande ämnen i form av svavel och kväve under mitten och slutet av 1900-talet orsakade en försurning av skogsmarken i stora delar av landet. Svavelnedfallet har minskat kraftigt under de senaste 15 åren, samtidigt som nedfallet av kväve endast uppvisar en mindre minskning. Den storskaliga geografiska fördelningen av markens surhetstillstånd visar enligt Ståndortskarteringen klara likheter med nedfallets gradienter. Tillståndet i marken är aldrig konstant sett över långa tidsperioder. Mänsklig påverkan genom försurande luftföroreningar kan dock ge en onormalt snabb försurningsutveckling. Andra mänskliga faktorer som påverkar tillståndet i skogsmark är främst skogsbruk. Träden, liksom alla andra växter, tar upp näringsämnen i form av baskatjoner i utbyte med försurande vätejoner. Om växterna skördas blir markförsurningen mer permanent. Det finns en naturlig förmåga att motverka försurning av skogsmark. Markens vittring frigör ständigt nya ämnen med neutraliserande förmåga. Områden som har högt nedfall av försurande luftföroreningar med långsam vittringshastighet och hög skogstillväxt uppvisar den kraftigaste markförsurningen i Sverige. Skogens nuvarande tillväxt och skörd ger teoretiskt ett betydande försurningsbidrag till skogsmarken. I Götaland, som har ett relativt omfattande uttag av grenar och toppar (GROT), ger detta en ökad försurningspåverkan. Samtidigt bidrar skogens upptag av kväve till att den försurande inverkan av kvävenedfallet är relativt liten Detta under förutsättning att det kväve som lagras i marken med tiden inte omvandlas till nitrat, som är en försurande process. Kvävets potentiella försurningseffekt är stor, men i praktiken liten i skogliga ekosystem som är begränsade av kväve. På lång sikt kan skördens omfattning påverka kvävebalansen och motverka upplagring i marken. Kvävenedfallet kan genom sin gödande effekt öka upptaget av baskatjoner och på det sättet orsaka en indirekt försurningseffekt, men den 149

151 BILAGA 8 påverkan är i dagsläget svår att kvantifiera på grund av svårigheten att särskilja kvävenedfallets produktionshöjande effekt. Kritiska effekter Försurning är bara en av många processer som påverkar skogsekosystemets funktion. För att kunna bedöma om det är nödvändigt och möjligt att motverka försurningseffekter i brukad skogsmark måste det vara möjligt att förstå hur påverkan sker och att den har stor betydelse för miljötillståndet. Försurningsforskning har bedrivits under många år inriktad på skogens olika funktioner. En kort summering av kunskapsbehovet kopplat till grundläggande krav på brukad skogsmark är: Uthållig cirkulation av näringsämnen för skogsproduktion. Nedfall av försurande luftföroreningar har en påtaglig påverkan på näringsomsättningen genom att öka utlakningen av näringsämnen i form av baskatjoner och öka tillgången på kväve. I ett inledande skede kan detta stimulera skogstillväxt, men på lång sikt finns risker med bristande tillgång på vissa baskatjoner i förhållande till kväveutbudet, som kan leda till att tillväxtpotentialen inte utnyttjas. Kvävetillskott som överstiger skogsekosystemets förmåga till upptag och fastläggning utlakas som nitrat, vilket leder till försurning och ökade förluster av även andra näringsämnen än kväve. Skogsbrukets upptag och skörd kan förstärka försurningseffekten och minska utbudet av näringsämnen (katjoner). Upptag och skörd av kväve i områden med högt nedfall kan dock minska risken för att förhöjd utlakning av nitrat. En markmiljö som tillåter normala processer i ett skogsekosystem. Nedfall av miljögifter som kvicksilver, kadmium, bly och stabila organiska föreningar kan sannolikt under vissa förhållanden störa markbiologiska processer. Det är dock oklart i vilken utsträckning försurning påverkar risken för störningar. Mobiliteten av kadmium ökar dock vid försurning, vilket kan öka risken för skadlig påverkan. Generellt är sannolikt inte försurning den viktigaste effekten att kontrollera för att undvika störningar från miljögifter. En markmiljö som gynnar biologisk mångfald. Förutsättningarna för biologisk mångfald påverkas av en mängd olika faktorer, varav en är skogsmarkens syra/bas status. Det är svårt att isolera försurningseffekten av nedfall och skogsbruk, eftersom ekosystemet samtidigt påverkas av skogen skötsel och inte minst kvävenedfall. Generellt finns ett behov av att skydda den naturliga, och stora, variationen i surhetsgrad i svensk skogsmark, eftersom många organismer är anpassade till olika ph-intervall. Med nuvarande kunskap är det svårt att kvantifiera var gränserna går för skadliga försurningseffekter. Markförhållanden som ger acceptabel avrinning med avseende på såväl hydrologisk regim som vattenkvalitet. Försurning under svenska förhållanden påverkar inte primärt hydrologin, men däremot i hög grad avrinningens kvalitet. Försurad avrinning kännetecknas av lågt ph, låg syraneutraliserande förmåga (ANC) och förhöjda halter av oorganiskt aluminium. Nedfall av stark syra, som svavelsyra, ger tillskott av både 150

152 BILAGA 8 aciditet (vätejoner som förbrukar alkalinitet) och mobila anjoner som kan transportera katjoner genom markprofilen och ut i avrinningen. Även skogsbrukets tillskott av aciditet förbrukar markens alkalinitet, men det sker ingen tillförsel av starksyraanjoner. De svaga syror som är ett resultat av biologisk produktion ger upphov till organiska anjoner som bara utlakas i begränsad omfattning. Mark utan långvariga nettoförluster av växthusgaser. Det är i stora drag osäkert hur växthusavgång påverkas av försurning, även om flera processer är ph-beroende. Sannolikt kan lustgasbildningen öka under sura förhållanden och motsatt kan koldioxidavgången förändras om försurning påverkar nedbrytningen av organiskt material. Det är inte känt om försurning specifikt via skogsbruk kan påverka flödet av växthusgaser. Andra effekter än försurning är sannolikt viktigare för att motverka avgång av växthusgaser, som dikning av organogena jordar som kan öka avgången under lång tid. Sammanställningen ovan leder fram till att det i första hand är syra-bas status och näringstillgången i rotzonen (baskatjoner och kväve) samt kvalitén på avrinnande vatten som kan påverkas på ett tydligt sätt av försurning där även skogsbruket har betydelse. Försurningens effekter varierar stort i olika delar av landet, och på olika ståndorter beroende på regionala och lokala gradienter i både nedfall av luftföroreningar och skogsbrukets försurningseffekt, kombinerat med grundläggande markkemiska egenskaper i skogsjordarna. Indikatorer på försurning De indikatorer som är användbara för att beskriva effekter av försurning av mark och vatten som orsakas av skogsbruk är inte annorlunda än när luftföroreningar är källan. Försurning av mark beskrivs normalt som förändringar av markkemiska egenskaper som ph, basmättnadsgrad och utbytbart aluminium. På motsvarande sätt beskrivs mark- och ytvatten med ph, ANC och oorganiskt aluminium. Däremot behövs särskilda indikatorer för att kvantifiera skogsbrukets aciditetstillskott så att det kan jämföras med försurning från luftföroreningar. Det innebär att nettoeffekten av upptag och skörd, med hänsyn tagen till skogens kväveomsättning, måste uttryckas som syraekvivalenter. Beräkningar och underlag Det finns i princip tre tillgängliga underlag för att beskriva skogsbrukets försurningseffekt. Statiska massbalanser för baskatjoner och kväve i skogsmark. Dynamiska modellberäkningar av historisk och framtida försurning i skogsmark med olika scenarier för skogsbruk. Skogliga försök med helträdsuttag. 151

153 BILAGA 8 Beräkningarna av massbalanser utförs på ett liknande sätt, och med samma underlag, som kritisk belastning och överskridande (Bilaga 7). Skogsbrukets skörd av baskatjoner som tagits upp i träden kvantifierar det bestående aciditetstillskottet som uppstår genom rötternas upptag som tillför vätejoner till marken. Massbalansen består av: BC balans = Vittring BC + deposition BC skörd BC utlakning BC Beräkningarna, som kan utföras yttäckande i produktiv skogsmark, utnyttjar data från nationell och regional miljöövervakning samt olika skogliga inventeringar (Akselsson, 2005). Det gäller även beräkningarna av massbalanser för kväve som förenklat omfattar: N balans = Deposition N + fixering N fastläggning i mark N - skörd N-utlakning N Överskott av kväve som inte skördas eller varaktigt fastläggs i skogsmarken utlakas som oorganiskt kväve, huvudsakligen nitrat, vilket är en försurande process. Omvandling (nitrifiering) av organiskt kväve och ammonium frigör vätejoner och deposition av salpetersyra är direkt försurande om nitratjonerna i syran inte tas upp av växter. Skogsbruket påverkar främst posten skörd och i viss mån möjligheterna till fastläggning av kväve, bland annat genom förekomsten av markvegetation och metoder vid föryngringsavverkning. Dynamiska modellberäkningar bygger även de på massbalansberäkningar för olika ämnen, men resultatet av beräkningarna för ett tidsintervall (normalt ett år) påverkar efterföljande perioder, vilket ger en dynamisk beskrivning av försurningsutvecklingen. Etablerade modeller som MAGIC (Cosby m.fl., 2001) och SAFE (Alveteg, 1998) har använts flitigt inom svensk och internationell försurningsforskning. Ett exempel på dynamiska effekter är att beräknade nettoförluster av baskatjoner inte kan fortgå oändligt, utan det leder bland annat till att utlakningen minskar, vilket med tiden motverkar förlusterna. Det sker dock till priset av att andra joner, försurande ämnen som vätejoner och aluminium, har tagit baskatjonernas plats i mark- och avrinningsvatten. De dynamiska modellerna uppskattar både historia och framtid med hjälp av scenarier för deposition och skogsbruk. Beräkningarna kalibreras normalt med hjälp av mätdata i nutid. Behovet av indata är relativt stort, jämfört med enkla massbalansberäkningar. Massbalanser för baskatjoner Beräkningar av balansen mellan tillförsel och bortförsel av baskatjoner kan indikera risken för att marken försuras. Vid beräkningar av försurningsrisker i marken bör natrium inkluderas utöver de andra baskatjonerna kalcium, magnesium och kalium. De tre sistnämnda är även näringsämnen som i vissa fall kan uppvisa brist, även om det är ovanligt i svensk skogsmark, med undantag för torvmark. Det är inte brist på baskatjoner som i sig orsakar försurning utan snarare katjonernas negativa motjoner som tillhör kolsyrasystemet eller de organiska anjonerna som till- 152

154 BILAGA 8 sammans i lösning utgör den syraneutraliserande förmågan (ANC). Baskatjonbalans som indikator på försurning är dock en enklare beräkning än en aciditetsbudget och i praktiken är de en spegel av varandra. De fyra posterna som ingår i en baskatjonbalans för skogsmark är i genomsnitt av likartad storleksordning, även om utlakningen normalt är större än de övriga posterna. En beräkning för all skogsmark i Sverige är sammanställd i Figur 1, där de olika posterna är uppdelade på tre regioner. Tillförsel i form av vittring och deposition balanseras i stort sett av enbart utlakning, vilket gör att det teoretiska utrymmet för ytterligare förluster från skogsmarken utan att orsaka försurning är begränsat. Att Götaland skiljer sig från övriga landet består till stor del på att natrium från nedfall av havssalt i deposition och utlakning utgör en betydande andel. Balansen mellan tillförsel och utlakning är logisk i ett historiskt perspektiv. Skogsmarken har sedan sista istiden försurats sakta även före det att människans brukande påverkade tillståndet. Minskad basmättnad genom naturlig försurning består både av att utlakningen av baskatjoner överstiger tillförseln och att mängden organiska syror i marken från nedbrytning av bildat biologiskt material ökar med tiden. Jonbyteskapaciteten ökar och baskatjonerna på markpartiklarna spädes ut av vätejoner som frigörs från organiska syror. Organiska syror kan både bidra till försurning i vissa ph-intervall och neutralisera i andra genom att bidra med ANC, till skillnad mot starka syror som alltid försurar både mark och vatten. Utlakningen av baskatjoner, näringsämnen och ANC från marken som transporteras till grund- och ytvatten med den naturligt jonsvaga nederbörden är en förutsättning för det biologiska liv som förknippas med rinnande vatten och sjöar. Bortförseln av stamved och GROT, med det scenario för skörd som använts i beräkningen (se Figur 1), ökar i genomsnitt uttaget av baskatjoner via skörd till nära det dubbla jämfört med enbart stamvedsuttag Götaland Svealand Norrland kekv/ha*år Deposition Vittring Utlakning Skörd stam Skörd stam+grot Figur 1. Olika poster i nuvarande genomsnittlig baskatjonbalans (inkl. Na) i produktiva skogar i tre delar av landet. Uttag av stam baseras på länsvisa avverkningsmöjligheter i SKA 99 (Skogsstyrelsen, 2000). Uttag av GROT innebär 75 % av grenar och toppar samt 56 % av barren i gallring och föryngringsavverkning. 153

155 BILAGA 8 Balansen mellan till- och bortförsel av baskatjoner varierar starkt inte bara i olika regioner utan även mellan olika ståndorter och trädslag. Granskog har en relativt stor potential för GROT-uttag genom fördelningen mellan stam och övriga träddelar, jämfört med andra trädslag. Uttag enligt scenariot i Figur 2 visar att den beräknade baskatjonbalansen har ett stort underskott i granskog, i synnerhet i Götaland. Motsvarande beräkning för tall ger ett betydligt mindre överskott kekv/ha*år Götaland kekv/ha*år Svealand kekv/ha*år Norrland Gran Med GROT Gran Stam Tall Med GROT Tall Stam All skog Med GROT All skog Stam Figur 2. Nuvarande genomsnittliga baskatjonbalans (inkl. Na) i produktiva skogar med två scenarier för skörd i tre delar av landet. Uttag av stam baseras på länsvisa avverkningsmöjligheter i SKA 99. Uttag av GROT innebär 75 % av grenar och toppar samt 56 % av barren i gallring och föryngringsavverkning. Underlag från ASTAs databas med upplösningen 5*5 km. Variationen i baskatjonbalansen i granskog visas i Tabell 1 i form av en percentilfördelning. För Götaland indikerar till exempel beräkningarna att 25 % av den produktiva arealen granskog har ett underskott i summa baskatjoner på mer än 0,63 kekv per ha och år. Sett till hela Sverige är variationen störst i Götaland, där en viss areal har positiv balans. Tabell 1 redovisar även hur stor del av underskottet (median) som orsakas av GROT-uttag. 154

156 BILAGA 8 Tabell 1. Nuvarande baskatjonbalans (inkl. Na) i produktiva granskog med ett scenario med uttag stam + GROT i tre delar av landet. Uttag av stam baseras på länsvisa avverkningsmöjligheter i SKA 99.Uttag av GROT innebär 75 % av grenar och toppar samt 56 % av barren i gallring och föryngringsavverkning. Granskog Götaland Svealand Norrland kekv/ha*år median median enbart GROT Kvävets bidrag till försurning Nedfall av kväve som sker i form av nitrat och ammonium har en stor potential att försura om de inte tas upp av det biologiska systemet. Utsläpp av oxiderat kväve bildar salpetersyra i atmosfären och utsläpp av ammoniak kan efter omvandling till ammonium i atmosfären och sedan nitrat i marken ge en nettoförsurande effekt. Att detta inte sker i svensk skogsmark i någon större omfattning beror på biologisk upptag där salpetersyra neutraliseras och ammonium inte kan nitrifieras. Nedfallet av kväve i svensk skogsmark är dock så stort att det sker en upplagringen i skogsmarken i stora delar av landet, trots att det sker en bortförsel via avverkningar av skog (Akselsson & Westling, 2005). Prognosen för framtiden visar att upplagringen kan komma att fortsätta eftersom utsläppsbegränsningarna i Europa kommer att vara måttliga till 2010 med gällande internationella avtal Efter 2010 är utvecklingen svårbedömd. Det gör att kväve utgör en påtaglig risk som framtida försurningsfaktor i skogsmark om förmågan till upplagring minskar med tiden och den försurande effekten slår igenom. Utöver försurning bidrar ökad utlakning av oorganiskt kväve till eutrofiering av främst marina ekosystem. Nedfallet av kväve på skogsmark i Sverige (1998) kan beräknas till drygt ton (Figur 3). Efter utlakning återstår ca ton (linje utan skörd i Figur 3). Stamskörd samt stamskörd kombinerat med GROT-uttag minskar kvävemängden i skogen ytterligare. Acceptabel upplagring är satt till högst 5 kg per ha och år, och med den gränsen kan över ton lagras långsiktigt med låg risk för mer drastiska effekter som kraftigt ökad utlakning. Gränsen 5 kg kan ifrågasättas eftersom kunskapen är bristfällig om långsiktiga risker för omsättning och utlakning av upplagrat kväve i skogsmark. Gränsen är därför satt som ett beräkningsexempel baserat på nuvarande observationer att denna storlek på upplagring under flera decennier inte orsakat ökad utlakning. 155

157 BILAGA 8 Upplagring av N (ton per år) Utan skörd Kvävedeposition "Acceptabel" upplagring Stamskörd Stamskörd + GROT % 5% 11% 16% 22% 27% 33% 39% 46% 52% 57% 63% 68% 74% 79% 84% 89% 93% 98% Andel av skogsmarksarealen Figur 3. Ackumulerad upplagring av kväve i svensk skogsmark per år med olika scenarier för skogsbruk, samt kvävedeposition 1998, baserat på ASTA databasens rutnät (5*5 km) sorterat från högst till lägst upplagring utan skörd. I princip blir X-axeln även sorterad från söder till norr. Uttag av stam baseras på länsvisa avverkningsmöjligheter i SKA 99. Uttag av GROT innebär 75 % av grenar och toppar samt 56 % av barren i gallring och föryngringsavverkning. Utan skörd har drygt 35 % av skogsmarksarealen en upplagring av kväve som överstiger 5 kg per ha enligt beräkningarna (den vertikala linjen i Figur 3). Motsvarande andel av arealen med stamskörd är 20 % och med stamskörd och GROT-uttag minskar arealen till 5 %. Skördens bortförsel av kväve från skogsmarken som förhindrar upplagring över 5 kg per ha och år kan räknas om till en mängd potentiell aciditet. Beräkningen förutsätter då att det kväve som tillförs över gränsen 5 kg försurar. Skördens inverkan att förhindra denna potentiella försurningseffekt av kväve över gränsen 5 kg summeras för Sveriges skogsmark i Figur 4, där även det beräknade tillskottet av aciditet från upptag av baskatjoner i träd som skördas, samt antropogent svavelnedfall framgår. Figur 4 indikerar att om kvävets försurande effekt minskas på det sätt som antagits i beräkningarna så är bidraget väsentligt jämfört med näringsupptagets försurande effekt. Om gränsen för acceptabel upplagring sänks från 5 kg per ha och år så ökar den potentiellt försurningsmotverkande effekten av skogsbrukets skörd ytterligare. Hur stor effekten är kompliceras av att kvävenedfallet även har potential att öka tillväxten och den biologiska försurningen. Kvävenedfallet effekt på skogstillväxt i Sverige är dock inte klarlagd. Svavelnedfallet är fortfarande en betydande försurningsfaktor, trots minskad deposition de senaste 15 åren. Modellberäkningarna av depositionen 1998 visar dock på högre värden än både tidigare och senare år, vilket gör att relationerna blir något annorlunda under 2000-talet. 156

158 BILAGA Stamskörd Stamskörd + GROT aciditet ton ekv Kväveuttag Sk örd BC Deposition S exc Figur 4. Aciditetskällor i skogsmark där kväveuttag med stamskörd + GROT motverkar den potentiella försurningseffekten (nitrifikation av upplagrat kväve) av kvävedeposition över en genomsnittlig upplagring av 5 kg kväve per ha och år i rutnätet 5*5 km. Uttag av stam baseras på länsvisa avverkningsmöjligheter i SKA 99.Uttag av GROT innebär 75 % av grenar och toppar samt 56 % av barren i gallring och föryngringsavverkning. Deposition av svavel och kväve är modellberäknad i MATCH för året Konsekvenser för mark och vatten Massbalansberäkningar av baskatjoner och aciditet i skogsmark visar på flöden under en tidsperiod (normalt år)som kan summeras att vara positiva eller negativa. Negativa balanser för baskatjoner indikerar en risk för markförsurning, där risken ökar med underskottets storlek. Nuvarande förhållanden kan inte utan vidare extrapoleras långsiktigt. Underskott i massbalanser kan inte pågå för evigt, olika korrigerande mekanismer kommer att träda in som medför att processen är ett dynamiskt förlopp. Hur denna korrigering kommer att ske är av stort intresse för att bedöma risker för miljön. Om försurning av mark når ett nytt jämnviktsläge som förutsätter att stora mängder aciditet tillförs grund- och ytvatten så kan det innebära att skogsträdens vitalitet och tillväxt inte påverkas, men ytvattnets biologi skadas av låga ph-värden och höga halter av oorganiskt aluminium. bedömningar av risken för en skadlig utveckling, eller utebliven eller begränsad återhämtning i redan försurade områden, beror på en rad faktorer där underskott i flöden av till exempel baskatjoner jämförs med grundförutsättningar som marken syra-bas egenskaper, men även scenarier för framtida skogstillväxt, skörd samt nedfall av luftföroreningar. Dynamiska modellberäkningar Dynamiska modellberäkningar kan belysa förlopp i försurningsutveckling både historiskt och i framtiden med vissa antaganden och scenarier. Modellberäkningar av markoch vattenkemiska förlopp i skogsytor kan framför allt visa hur markens syra-bas status och utlakning kan förändras med tiden om nuvarande skogsbruk och nedfall av luftföroreningar fortsätter eller minskar något ytterligare till år Tre olika granbestånd med olika förutsättningar att motstå försurning visas i Figur 5. Beräkningarna omfattar tre scenarier för skogsbruk; utan skörd, enbart stamuttag samt stam- och 157

159 BILAGA 8 GROT-uttag i de nuvarande bestånden (i nuläget 65 till 90 år gamla) och den kommande skogsgenerationen. 60 basmättnadsgrad i avrinningsområdena (%) C01 utan skogsbruk C01 med GROT-uttag 20 C01 med stam-uttag AC04 utan skogsbruk AC04 med GROT-uttag 10 AC04 med stam-uttag P92 utan skogsbruk P92 med GROT-uttag P92 med stam-uttag Figur 5. Modellberäknad (MAGIC) utveckling av basmättnadsgraden i tre skogsytor med gran mellan år 1860 och 2100 med tre scenarier för skogsbruk. C01 i Uppsala län har ståndortsindex G28, AC04 i Norrbottens län G16 och P92 i V. Götalands län G30. Modellberäkningarna indikerar att kombinationen stam- och GROT-uttag har potential att sänka basmättnadsgraden påtagligt under de två skogsgenerationerna med scenarier för skogsbruk. Skogsytan i Västerbottens län (AC04) uppvisar minst relativ skillnad beroende på att tillväxten, och därmed skörden, är lägre än i södra Sverige. Dessutom är utgångsläget bra med relativt hög basmättnad som inte har påverkats av luftföroreningar i någon stor omfattning. Skogsytan i Uppsala län (C01) har genomsnittlig tillväxt för regionen och naturligt hög basmättnadsgrad, som dock kan sänkas något av stamvedsuttag och betydligt mer om det dessutom sker GROT-uttag. Granskogen i sydvästra delen av Västra Götalands län (P92) avviker från de två andra i Figur 5, men är representativ för bördig granskog på från början sur, och med tiden försurad, skogsmark. Försurningen är i första hand orsakad av luftföroreningar, men GROT-uttag hade sannolikt förvärrat situationen om det praktiserats samtidigt som belastningen av luftföroreningar var som störst. Sedan slutet av 1980-talet minskade svavelbelastningen successivt, men återhämtningen blir svag med de två scenarierna för skörd. Om skogsbruket upphör finns dock en teoretisk möjlighet till återhämtning enligt beräkningarna. Det finns en stark koppling mellan markens syra-bas status och kvalitén på avrinningen från rotzonen, i detta fall markvatten på 50 cm, men pågående upptag i vegetation och nedfall av luftföroreningar har även stor betydelse. Markvattnets syraneutraliserande förmåga (ANC) är relativt hög i skogsytorna AC04 och C01 (Figur 6). Den sänkning av basmättnadsgraden som sker framför allt med uttag av stam och GROT är inte tillräcklig för att minska ANC i markvatten på ett påtagligt sätt. Den betydligt surare ytan P92 uppvisar större skillnader mellan de olika skogsbruksscenarierna. En återhämtning är tydlig i alla beräkningsalternativen på grund av den minskade svavel- 158

160 BILAGA 8 belastningen, men ANC i markvatten når aldrig nivån i de andra skogsytorna. Detta trots att basmättnadsgraden i alternativet utan skogsbruk når upp till nivån i de andra ytorna med kombinerat stam- och GROT-uttag. Orsakerna är flera, som att kvarvarande svavelnedfall är högst i sydvästra Sverige, bindningsstyrkan av olika joner till markpartiklarna varierar med de markkemiska egenskaperna, samt att ytan P92 uppvisar en något förhöjd utlakning av nitrat ANC i avrinning (μekv/l) C01 utan skogsbruk C01 med GROT-uttag -150 C01 med stam-uttag AC04 utan skogsbruk -200 AC04 med GROT-uttag -250 AC04 med stam-uttag P92 utan skogsbruk -300 P92 med GROT-uttag P92 med stam-uttag Figur 6. Modellberäknad (MAGIC) utveckling av ANC i avrinning från 50 cm i tre skogsytor med gran mellan år 1860 och 2100 med tre scenarier för skogsbruk. C01 i Uppsala län har ståndortsindex G28, AC04 i Norrbottens län G16 och P92 i V. Götalands län G30. Uppmätta effekter i fältförsök Massbalansberäkningar och dynamiska modellberäkningar av biogeokemiska förlopp innebär förenklingar och antaganden som kan bidra till en viss osäkerhet. Av det skälet är det viktigt att jämföra med väl dokumenterade försök där nedfall och skogsbrukets intensitet varierar. Tillgången på sådana försök är begränsad, men vissa långliggande helträdsförsök är väl lämpade för jämförelse med förenklade beräkningar. Den generella bilden av jämförelser mellan stamvedsuttag och uttag av stam samt GROT är att den markförsurande effekten är fullt mätbar mätningar (Figur 7). 159

161 BILAGA Basmättnad humus NO3-N Gran 15 år Gran 26 år Tall 15 år 1223 Tall år Basmättnad mineraljord Figur 7. Kvoten skogsbränsleuttag/kontroll (Y-axeln) som funktion av ståndortsindex H100 (X-axeln) beräknad på genomsnittlig basmättnad i procent i humus och mineraljord (5-10 cm) i gran- och tallförsök i Sverige. Årtalen i legenden anger tidsintervall efter skogsbränsleuttag i samband med föryngringsavverkning. (Figuren kommer från Energimyndigheten, 2006 och baseras på data från Bengt Olsson, SLU). Även mätningar av ANC i markvatten har visat på lägre värden efter stam och GROT-uttag, jämfört med enbart stamuttag. Försöken är få men indikerar att risken för ANC sänkning i markvatten är störst i bördiga granskogar på sura marker med visst kvarvarande svavelnedfall. De försurningstendenser som noteras i försöken efter GROT-uttag uppvisar ett likartad mönster som modellberäkningarna i Figur 6. Skillnaderna mellan avverkningsalternativen uppstår relativt snabbt, men skillnaderna stabiliseras efter avverkningarna. Kända faktorer som kan bidra till denna stabilisering trots att avverkningarna fortsätter under skogsgenerationen är att utlakningen av baser,samt upptaget i träden, minskar efter GROT-uttag. Modellberäkningarna i denna studie har inte förutsatt att tillväxten minskar efter GROT-uttag, vilket indikerar att det i första hand är skillnader i utlakning som gör att differensen i ANC i markvatten mellan de båda avverkningsalternativen inte ökar med tiden (utlakningen av aciditet är större med GROT-uttag). Några av de mest välundersökta experimenten med helträdsförsök har gjort mätningar av förändringar i markens förråd av baskatjoner samt upptag i biomassa efter GROTuttag (och stamved), jämfört med enbart stamvedsuttag. Försök i gran uppvisar i regel de största skillnaderna och Figur 8 visar ett gallringsförsök i Småland. Enbart uttag i gallring har minskat markens förråd av baskatjoner relativt mycket, ca 0,2 kekv per år under drygt 20 år, trots att upptaget i biomassa minskat något. Minskat upptag i biomassa beror på både reducerad tillväxt och lägre halter i träddelar i försöksledet med GROT-uttag. Om skillnader i utlakning påverkat massbalansen är osäkert eftersom den bara studerats genom mätningar under de senaste två åren. 160

162 BILAGA 8 Figur 8. Årliga flöden av baskatjoner som genomsnitt under 20 år i ett gallringsförsök i Småland med gran där avverkning har skett med och utan ristäkt. Markens förlust samt ackumulering i biomassa är uppmätta flöden, övriga är beräknade (Olsson & Westling, 2006). Nettoförluster jämfört med markens förråd Upprepade mätningar av markkemi med många års mellanrum, samt statiska och dynamiska modellberäkningar (Akselsson, 2005; Belyazid, 2006) har indikerat att det utbytbara förrådet av baskatjoner minskat kraftigt (ofta i storleksordningen 50%) under 1900-talet. Det betyder att 1-2 % av det utbytbara förrådet försvunnit i genomsnitt per år. Huvuddelen av förlusten kan tillskrivas nedfallet av försurande luftföroreningar, eftersom motsvarande minskning inte noterats i mellersta och norra Sverige. Hög skogstillväxt och skörd samvarierar dock med nedfallsgradienten, vilket innebär att hög skogsproduktion kan ha spelat en roll för minskningen av basmättnaden. De massbalansberäkningar som utförts i denna studie indikerar att förlusterna fortfarande ligger på nivån 1-2 %, trots att nedfallet av svavel minskat kraftigt. Den största osäkerheten i den massbalansen utgörs av utlakningsberäkningarna där de uppmätta halterna av baskatjoner i markvatten visar en sjunkande trend under senare år som resultat av den minskade svavelbelastningen (Nettelbladt m.fl., 2006). När en ny jämnvikt i marken med en låg nivå på svavelnedfall uppnåtts kan utlakningen bli väsentligt lägre än vad som uppmätts tidigare. Vittring på olika djup Mätningarna och modellberäkningarna av baskatjonbalanserna i skogsmark utförs i regel ned till 50 djup i marken. Det försurade markvatten från fastmark som kan bli resultat av både nedfall av luftföroreningar och skogsbrukets försurande effekt är i genomsnitt inte det samma som tillrinning till rinnande vatten och sjöar. Vattendragen tar emot vatten som rört sig i djupare marklager och utströmningsområden, utöver 161

163 BILAGA 8 vatten som rört sig i mer ytliga marklager. Vattnets väg är dock inte den samma under hela året. Under torra perioder dominerar basflöde som rört sig relativt djupt och under nederbördsrika perioder är förhållandet det omvända. Det som förändrar massbalansen av baskatjoner när en del av vattnet kan röra sig relativt djup i markprofilen är att vittringen ökar räknat på areal, som till exempel tillrinningsområdet till en sjö. Tabell 2 visar två helt olika sätt att uppskatta vittring i 11 skogsytor med de dynamiska modellerna MAGIC och SAFE. Detta jämförs med en beräkning i många punkter i Sverige utförd med PROFILE (Sverdrup & Warfvinge, 1993), som är den statiska versionen av SAFE. Jämförbarheten i skogsytorna är relativt god mellan MAGIC och SAFE med undantag för kalium. Sannolikt är nedfallet av kalium överskattat, vilket får till effekt att MAGIC minskar vittringen i beräkningarna. Medelvärdet för de 11 ytorna är även jämförbart med medianvärdet för alla beräknade punkter i Sverige (ca punkter). Tabell 2. Jämförelse mellan genomsnittlig beräknad vittring till 50 cm med MAGIC och SAFE i 11 skogsytor, samt med PROFILE på ca punkter i Sverige. 11 ytor vittring 50 cm mekv/m2/år medel Ca Mg Na K tot BC MAGIC SAFE ASTA median Sverige Den vittring som beräknas i markens översta skikt (50 cm) räcker inte till för att förklara de halter av baskatjoner som mäts upp i svenska skogssjöar. Tabell 3 visar uppskattad vittring (MAGIC) i tillrinningsområdet till 133 mindre skogssjöar där framför allt vittringen av kalcium, och i viss mån magnesium, indikerar att betydligt djupare marklager än 50 cm i genomsnitt bidrar med baskatjoner i avrinningen till sjöarna.(jämför Tabell 2 och 3). Tabell 3. Beräknad (optimerad) vittring med MAGIC i 133 tidsseriesjöar i hela Sverige. 133 sjöar MAGIC Ca mekv/m2/år Mg mekv/m2/år Na mekv/m2/år K mekv/m2/år median medel Kvantifiering av skogsbrukets försurningseffekt Utgångspunkter Utgångspunkterna för att kvantifiera skogsbrukets försurningspåverkan i denna studie kan sammanfattas i följande punkter: 162

164 BILAGA 8 Skogsbruk kan bidra med betydande aciditetstillskott enligt både mätningar och modellberäkningar. Dessa aciditetstillskott kan orsaka nettoförluster av markens syraneutraliserande förmåga, även utan inverkan av luftföroreningar. Underskott i massbalanser för baskatjoner regleras främst genom att avrinningen blir surare, vilket gör att den största risken för biologiska skador finns i vattenmiljön. Nedfall av luftföroreningar bidrar fortfarande till försurning i stora delar av landet. Svavelnedfallet har minskat, men i framtiden medför kvävenedfall och upplagring av kväve en påtaglig risk för försurning. Den brukade skogens kväveupptag motverkar försurning från kvävenedfall i en stor del av landet, även om kvävets potential för att öka skogstillväxten kan leda till ökad biologisk försurning. Skillnaderna i skogsbrukets försurningseffekt är stora mellan olika regioner, ståndorter och uttagsnivåer (med eller utan GROT-uttag). Det är inte bara aciditetstillskottets storlek som är av betydelse för risken för skadliga effekter utan även känsligheten i den miljö som påverkas. Det är skillnad på biologisk försurning och påverkan från nedfall av starksyra, främst med avseende på försurning av grund- ytvatten. Ytliga marklagers egenskaper påverkar avrinningen, men i många fall inverkar marklager djupare än de skikt där träden påverkar. Även utströmningsområden kan modifiera kemin i avrinningen från fastmark. Konceptet för beräkning av kritisk belastning är sannolikt det bästa sättet att kvantifiera olika källor till försurning eftersom det omfattar både aciditetstillskott från luftföroreningar och aciditet via upptag av baskatjoner som effekt av skogsbruk. Dessutom tas hänsyn till den motverkande effekten av kväveupptag. Kriteriet för skadliga effekter samt antaganden om bland annat kapaciteten för upplagring av kväve i skogsmarken vid beräkning av kritisk belastning måste dock utvecklas för att kunna kvantifiera skogsbrukets försurningseffekt på ett sätt som är kopplat till risken för skadliga effekter, framför allt i vattenmiljö. Beräkning av kritisk belastning för aciditet Det finns flera metoder att beräkna kritisk belastning i skogsmark, men principen är i stort sett den samma. Beräkningen är en viktig grund för arbetet med utsläppsbegränsande åtgärder i Europa. Risken för en biologisk skada indikeras av ett kemiskt kriterium som i sin tur kan kopplas kvantitativt till källor för aciditet, som luftföroreningar eller skogsbruk. Det vanligaste kemiska kriteriet är att kvoten mellan baskatjoner och oorganiskt aluminium i marklösning inte får understiga 1 (räknar som mol) i rotzonen. Den biologiska effekten som avses är försämrat näringsupptag hos träden som leder till försämrad vitalitet och tillväxt. Detta beskrivs vidare i Bilaga

165 BILAGA 8 Ekosystemets syrabalans beskrivs mer eller mindre detaljerat i beräkningar av kritisk belastning och överskridande och i Sverige används oftast en beräkningsrutin som tar hänsyn till många olika processer i skogsmarken. PROFILE är en biogeokemisk modell som beräknar markkemin vid ett stationärt tillstånd. Om det sura nedfallet förändras, så ändras även markens kemi. Modellen säger dock inte hur lång tid denna förändring tar, bara vilket sluttillstånd som uppnås. Skogsbrukets inverkan på belastningsgränsen Skogsbrukets inverkan på kritisk belastning kan kvantifieras genom att utföra beräkningar med olika scenarier för upptag av baskatjoner och kväve i träddelar som sedan skördas. Denna studie visar på exempel på beräkningarna trots att det kemiska kriteriet inte är det optimala. Sannolikt kan dock skogsbrukets relativa andel som källa till försurning beskrivas relativt väl. Tabell 4 visar att kritisk belastning i granskog (där uttag av GROT är mest aktuellt) minskar med ökande intensitet i skogsbruket. Som medianvärde minskar kritisk belastning med stamuttag med 0,19 kekv per ha och år, jämfört med utan skogsbruk. Motsvarande värde för stam- och GROT-uttag är 0,30 kekv per ha och år. Det senare värdet ligger nära den genomsnittliga förlusten (0,26 kekv per ha och år) av baskatjoner från all produktiv granskogsmark i Tabell 1. Utan skogsbruk sker praktiskt taget inget överskridande av kritisk belastning i Sverige med nuvarande (1998) nedfall av luftföroreningar, enligt beräkningarna. Med stamuttag överskrids kritisk belastning på nära halva skogsmarksarealen och med även GROT-uttag överskrids nära 75 % av arealen. Tabell 4. Kritisk belastning och överskridande (1998) i granskog med olika scenarier för skogsbruk. Till grund för tabellen ligger beräkningar i punkter i Sverige inom Riksinventeringen för skog (RIS). kekv/ha/år Kritisk belastning Överskridande percentil Utan skogsbruk Stamuttag Stam + GROT-uttag Utan skogsbruk Stamuttag Stam + GROT-uttag Skogsbrukets försurningseffekt (skillnaden i kritisk belastning mellan obrukad och brukad granskog, stam- och GROT-uttag) kan jämföras med kritisk belastning i obrukad skog. Den andel av möjlig belastning som skörden står för uppvisar vissa regional skillnader, men ingen tydlig gradient i landet. En andel på 50 till 70 % av kritisk belastning är dominerande (Figur 9). 164

166 BILAGA 8 Figur 9. Effekten av stam- och GROT-uttag i granskog uttryckt som andel av kritisk belastning utan skogsbruk på ca punkter i Sverige. Det nuvarande överskridandet av kritisk belastning i granskog, inklusive effekten av luftföroreningar, uppvisar dock en gradient i landet med störst överskridande i sydväst (Figur 10). Figur 10. Överskridande av kritisk belastning i granskog med deposition 1998 och uttag av stamved och GROT. Områden med stor inverkan från skogsbruk Tillskott av aciditet från skogsbruk medför risker för försurningseffekter framför allt i nedanstående områden. Områden med högt kvävenedfall Områden med djupgående markförsurning orsakad av luftföroreningar Bördig granskog på mineralogiskt svaga marker Naturligt sura skogsmarker Områden med tunna jordtäcken Områden med omfattande uttag av GROT 165

167 BILAGA 8 DEL 2 Bakgrund Sedan arbetet i del 1 utfördes har metodiken och dataunderlaget utvecklats på flera olika sätt. En databas baserad på ytorna inom Riksinventeringen för skog (RIS) har utvecklats och utgör numera basen för beräkningar på regional nivå. Begreppet överskottsaciditet ("Excess acidity"), har börjat användas på regional nivå för att bedöma risken för försurningseffekter, och den dynamiska modellen ForSAFE-VEG har börjat användas för att modellera tidsutvecklingen för olika markparametrar. I denna del har resultat från beräkningar med befintliga metoder och uppdaterat dataunderlag sammanställts, med syftet att utreda skogsbrukets försurningseffekt. Fem huvudmoment ingår: Bedömning av försurningen i regional skala med hjälp av beräkningar av "överskottsaciditet" utan skogsbruk, med stamuttag och med helträdsuttag Bedömning av skogsbrukets, här definierat som skördens, andel av försurningspåverkan vid uttag av stam- respektive helträd. Beräkning av baskatjonbalanser med stamuttag och med helträdsuttad. Dynamisk modellering utan skogsbruk, med stam-uttag och med helträdsuttag. Utvärdering av empiriska data. Bedömning av försurningen i regional skala - "Överskottaciditet" En bedömning av försurningspåverkan vid stam- och helträdsuttag görs för barrskogsytor inom Riksinventeringen för skog (RIS). Försurningspåverkan beräknas som överskottsaciditet, the excess acidity (EA), som är en enkel aciditetsbalans som beräknas enligt: EA = Dep(S+N+Cl-Ca-Mg-K-Na) + Upptag(Ca+Mg+K+Na) Upptag(N) Vittring(Ca+Mg+K+Na) Beräkningarna gjordes för djupet 50 cm, för att motsvara rotzonen, förutom på lokaler med mindre jorddjup, där beräkningarna gjordes för jorddjupet. Kvävets bidrag till försurningen beror på markens förmåga att ta upp kvävet, och även om skogsmarken idag tar upp nästan allt kväve finns det risk att retentionskapaciteten överskrids framöver. Överskottsaciditet kan därmed beräknats enligt olika scenarier för kvävets bidrag till försurningen. Beräkningarna på ytorna skalades till rutorna som används inom det europeiska programmet EMEP, "Co-operative Programme for Monitoring and Evaluation of the Long-range Transmission of Air pollutants in Europe". Upplösningen är 50*50 km, och rutnätet är det samma som används vid beräkning av kritisk belastning. 166

168 BILAGA 8 KVÄVETS BIDRAG TILL FÖRSURNINGEN I ett kvävebegränsat system, där i princip allt kväve som tillförs tas upp och binds in i organiskt material, leder skogstillväxt till markförsurning eftersom träd tar upp mer positiva än negativa joner och H + joner således frigörs. Försurningen blir bestående om biomassan skördas, eftersom detta leder till att baskatjoner försvinner från systemet. De träddelar som förs bort skulle annars ha förmultnat och kompenserat tillväxtens försurande verkan. Uttag av GROT (grenar och toppar) bidrar därför till att öka markförsurningen. Effekten av försurningen beror till stor del på markens vittringskapacitet. Mark med lättvittrande mineraler kan neutralisera mer försurande deposition än mark med långsamt vittrande mineraler. I skogsekosystem med hög kvävebelastning kommer dock markens retentionsförmåga på sikt att överskridas, och kväve kommer att börja läcka. Kväve som kommer i form av HNO 3 och inte tas upp försurar med en H +, till skillnad från om NO 3 --jonen tas upp och en OH - -jon avges så att det inte blir någon försurningspåverkan. Kväve som kommer i form av någon förening med NH + 4 bär med sig en H + -jon, som avges igen om NH + 4 tas upp, och det blir därmed ingen nettoförsurning. Om i stället NH jonen nitrifieras avges två H + och nettoförsurningen blir därmed en H +. Sammanfattningsvis leder kvävetillförsel till försurning enbart om/när förmågan hos skogsekosystemet att ta upp kväve överskrids, så att kväve börjar läcka. Kväve som fastläggs i organiskt material (immobilisering) leder inte till försurning, men det utgör en källa för potentiell försurning, eftersom det senare kan mineraliseras, nitrifieras och läcka ut (Galloway, 1995). Effekten på markförsurning av GROT-uttag beror därmed på vilka antaganden man gör vad gäller kvävets försurande effekt. Räknar man med att enbart det kväve som inte tas upp och immobiliseras i nuläget är försurande blir resultatet ett annat än om man antar att ekosystemets förmåga att ta upp kväve kommer att överskridas vid fortsatt relativt högt kvävenedfall. Kväve-scenario 1) Kvävebidrag till försurning (min) I kväve-scenario 1 antas att immobiliseringen i marken har en hög och långsiktig kapacitet och att risken för ökad utlakning av nitrat är liten. Kvävets bidrag till försurning beräknas som den lilla mängd som varken tas upp av träden eller immobiliseras i marken, utan nitrifieras och utlakas som nitrat. I praktiken innebär det att kvävedepositions- och kväveupptagsposterna stryks i överskottsaciditetsformeln, och ersätts av en liten pluspost, dagens uppmätta kväveutlakning. Kväve-scenario 2) Kvävebidrag till försurning (medel) I kväve-scenario 2 antas att att förmågan till immobilisering är begränsad och att risken för utlakning ökar med ökad N-upplagring. Beräkningen har utförts enligt följande: Upplagring N < 2 kg per ha och år: Ingen ökad utlakning utöver den i kveävescenario 1. Upplagring N 2-10 kg per ha och år: 50 % av upplagringen nitrifieras och utlakas (och bidrar till försurning). Upplagring N > 10 kg per ha och år: högst 5 kg N immobiliseras per ha och år, resterande del nitrifieras och utlakas och bidrar till försurning. 167

169 BILAGA 8 Kväve-scenario 3) Kvävebidrag till försurning (max) I kväve-scenario 3 antas att den långsiktiga förmågan till immobilisering är noll. Allt kvävenedfall som inte tas upp och senare skördas blir förr eller senare försurande. Detta scenario motsvarar till fullo den ursprungliga överskottsaciditetsformeln. ÖVERSKOTTSACIDITET ENLIGT OLIKA KVÄVESCENARIER Överskottsaciditeten enligt kvävescenario 1 (Figur 11), där enbart kvävet som inte tas upp eller immobiliseras utan läcker ut räknas som försurande, är generellt sett negativ i hela landet i fallet utan skogsbruk. Stam- och GROT-uttag leder till en överskottsaciditet som i enstaka rutor överskrider 250 ekv per hektar och år vid GROT-uttag i tallskog, och skillnaden mellan stam- och GROT-scenarierna är liten. I granskog däremot leder stamuttag till en överskottsaciditet på upp till 500 ekv per hektar och år i sydvästra Sverige, och vid GROT-uttag över 500 ekv per hektar och år. Vid beräkningarna med kvävescenario 2 går det inte att beräkna utan skogsbruk, så enbart beräkningar för stam- och GROT-uttag har gjorts. I tallskog ledde beräkningarna till något högre överskottsaciditet än för kvävescenario 1, vilket beror på att större del av kvävet antas vara försurande (Figur 12). Skillnaden mellan stam-och GROTscenariet är mycket liten. I granskog gav kvävescenario 2 något högre överskottsaciditet än i kvävescenario 1 vid stam-uttag precis som i fallet för tall. Vid GROTscenariet var den däremot något lägre än i kvävescenario 1 i södra Sverige. Det beror på att kvävets försurningsbidrag enligt scenario 1 baseras på kväveutlakningen som vid GROT-uttag är större än kvävets försurningsbidrag i scenario 2 som baseras på kväveupplagringen. Överskottsaciditeten har i projektet "Målkonflikt klimatmål och skogsmarksförsurning" (Bilaga 9) som utförts av IVL åt Naturvårdsverket under våren 2007, jämförts med de utbytbara förråden av baskatjoner. Resultaten visade på att områden med en överskottsaciditet på över 250 kg per hektar och år, det vill säga de röda områdena i kartorna, till stor del överlappar med områden där baskatjonförråden utarmas snabbt, inom i storleksordningen en rotationsperiod, under antagandet att överskottsaciditeten leder till att vätejoner byter ut baskatjoner i det utbytbara förrådet. I kvävescenario 3, då allt kväve utom det som tas upp antas vara försurande, överstiger överskottsaciditeten 500 både för gran och tall i sydvästra Sverige, för samtliga tre skogsbruksscenarier (Figur 13). Skillnaderna mellan gran och tall samt mellan skogsbruksscenarierna är små. 168

170 BILAGA 8 Figur 11. Det viktade medianvärdet på överskottsaciditeten (ekv ha -1 år -1 ) för varje EMEP ruta för gran- och tallbestånd utan skogsbruk, samt vid stam- och helträdsuttag. Överskottsaciditeten har beräknats med N-scenario 1. Skillnaden mellan gran- och tallskog i fallet utan skogsbruk beror på skillnader i bördighet och andra beståndsspecifika markegenskaper mellan gran- och tallytor. Figur 12. Det viktade medianvärdet på överskottsaciditeten (ekv ha -1 år -1 ) för varje EMEP ruta för gran- och tallbestånd vid stam- och helträdsuttag. Överskottsaciditeten har beräknats med N-scenario 2. Metodiken för beräkning enligt scenario 2 innebär att det inte går att skilja på depositionens och skogsbrukets bidrag. 169

171 BILAGA 8 Figur 13. Det viktade medianvärdet på överskottsaciditeten (ekv ha -1 år -1 ) för varje EMEP ruta för gran- och tallbestånd utan skogsbruk, samt vid stam- och helträdsuttag. Överskottsaciditeten har beräknats med N-scenario 3. Skillnaden mellan gran- och tallskog i fallet utan skogsbruk beror på skillnader i bördighet och andra beståndsspecifika markegenskaper mellan gran- och tallytor. Bedömning av skogsbrukets försurningspåverkan Bedömning av skogsbrukets försurningspåverkan, som i denna studie definieras som skördens försurningspåverkan, gjordes med de antaganden som gäller i kvävescenario 1, det vill säga att bara det kväve som inte tas upp och immobiliseras bidrar till försurningen. Detta överensstämmer bäst med nuvarande förhållanden. Svaveldepositionen och den lilla del av kvävedepositionen som verkar försurande enligt scenario 1 (motsvarande den delen som lakas ut) jämfördes med baskatjonupptaget, som motsvarar skogsbrukets försurningesbidrag, i EMEP-rutorna i Sverige. I de EMEP-rutor där överskottssaciditeten var negativ gjordes ingen jämförelse. Resultaten visar att skogsbrukets bidrar utgör upp till 50% i tallskog vid stamuttag, och upp till 60% vid GROT-uttag (Figur 14). I områdena som har störst deposition i sydvästra Sverige bidrar skogsbruket med mindre än 30 % vid stam-uttag och strax 170

172 BILAGA 8 över 30% vid GROT-uttag. I granskog är bidraget större och skillnaden mellan stamoch GROT-scenarierna är större (Figur 15). Vid stam-uttag bidrar skogsbruket till upp till 70% av överskottsaciditeten, och vid GROT-uttag överstiger bidraget 70% i östra halvan av Götaland. Figur 14. Skogsbrukets bidrag till överskottsaciditeten (%) i tallbestånd vid stamveds- och helträdsuttag baserat på kvävescenario 1. Figur 15. Skogsbrukets bidrag till överskottsaciditeten (%) i granbestånd vid stamveds- och helträdsuttag baserat på kvävescenario 1. Bedömning av baskatjonförluster i regional skala Massbalansberäkningen visade på förluster av Ca och Mg i nästan hela Sverige, oavsett stamveds- eller helträdsuttag (Figur 16 och Figur 17). Förlusterna var mindre i tallbestånd jämfört med granbestånd. För K var förlusterna inte lika stora, och vid stam- 171

173 BILAGA 8 vedsuttag i tallbestånd visade beräkningen att vittringen och depositionen kan kompensera för bortförseln av K i vissa delar av landet (Figur 18). Vid uttag av GROT i granskog var dock förlusterna även av K relativt stora i större delen av landet. Resultaten visar att skogbruksintensiteten i hög grad påverkar förlusten av baskatjoner, och därmed buffringen mot försurning, framför allt vad gäller kalcium och kalium i granskog. Figur 16. Resultat från massbalansberäkning av Ca för gran- och tall-bestånd vid stam- och helträdsuttag. Figur 17. Resultat från massbalansberäkning av Mg för gran- och tall-bestånd vid stam- och helträdsuttag. 172

174 BILAGA 8 Figur 18. Resultat från massbalansberäkning av K för gran- och tall-bestånd vid stam- och helträdsuttag. Bedömning av försurningen i lokal skala - dynamisk modellering MODELLERADE YTOR OCH SCENARIER Sex ytor valdes ut för att dynamisk modellering av markförsurning, organiskt material i marken och biomassaproduktion med ForSAFE-VEG (Belyazid, 2006, Figur 19). Ytorna Högbränna, Blåbärskullen och Timrilt är granbestånd, medan Brattfors, Höka och Söstared är tallbestånd. Två scenarier studerades: 1) bara stamuttag vid avverkning 2) stam och GROTuttag vid avverkning Figur 19. De sex skogsytor som ingick i studien valdes ut för att representera olika kvävedepositionsregioner i Sverige. (Depositionsdata från ). 173

175 BILAGA 8 Modellkörningarna sträcker sig över perioden för att täcka minst två framtida skogsrotationer. Den modellerade stambiomassan i granytorna är högre än på tallytorna (Figur 20). Figur 20. Modellberäknad biomassa (g/m 2 ) i de sex ytorna. De vertikala linjerna visar avverkningstillfället (skörd). MODELLVALIDERING Modellen är kalibrerad på markens basmättnad (BS). För att validera modellens utförande, jämförs utvalda modellutdata med mätdata (Figur 21 och Figur 22). Överensstämmelse mellan det modellerade värdet för biomassa, markkol och kväve, C/N kvoten i humus, och marklösningens ph indikerar att osäkerheten i modellens resultat är relativt låg. Figur 21. Modellerad och uppmätt biomassa, organiskt kol och kväve och C/N kvoten i marken. 174

176 BILAGA 8 Figur 22. Modellerat marklösnings-ph över markprofilen. Punkterna är mätvärden. MODELLERADE EFFEKTER AV STAM OCH GROT-UTTAG Markförsurningsresponsen på GROT-uttag analyserades genom att titta på markvattnets ph, ANC och basmättnad på 30 cm djup (Figur 23), vilket representerar mineraljorden som är tillgänglig för en stor del av rötterna. För att kunna se tydliga effekter, jämfördes resultaten från året innan andra avverkningen (med första avverkningen avses avverkningen då GROT-uttag gjordes). Enligt modellberäkningarna bidrar GROT-uttag till markförsurning i alla de simulerade ytorna, eftersom alla indikatorer (ph, ANC och basmättnad) minskar med GROT-uttag. Figur 23. Mark-pH, ANC och basmättnad minskar i alla ytor efter GROT-uttag (Sce1=stam, Sce2=GROT). 175

177 BILAGA 8 Figur 24 visar de relativa förändringarna i markindikatorer. Förändringarna (Diff) är beräknade för varje indikator (Ind) mellan scenario 1 (stamuttag) och scenario 2 (GROT-uttag) enligt: Diff ( Ind Ind ) Ind En negativ förändring indikerar en minskning av indikatorn, vilket innebär ökad markförsurning. I varje yta är ph den indikator som minskar minst mellan de två scenarierna. Minskningen i ph är buffrad av det utbytbara baskatjonförrådet, vilket är synligt i minskningen av basmättnaden (BS) (Figur 24). Modellresultatet tyder också på att den relativa minskningen är större i granbestånd än i tall, fast med hänsyn till att endast tre ytor med varje trädslag var modellerade är det svårt att dra några definitiva slutsatser. Minskningen i tallbeståndet Brattfors är liten eftersom marken är relativt fattig i jämförelse med de andra ytorna (Brattfors har ett utbytbart baskatjonförråd på 1070 meq/m 2, medan Högbränna som ligger ännu mer norrut har ett förråd av 7234 meq/m 2. De andra ytorna ligger mellan 4400 och 8400 meq/m 2 ). Figur 24. Relativ effekt av GROT-uttag på markförsurning. För att kunna bedöma hur betydelsefulla skillnaderna i markförsurning mellan stamoch GROT-uttag är måste man jämföra den relativa förändringen (Figur 24) med tillståndet (Figur 23). En minskning av basmättnaden med ungefär 15% i Högbränna, där basmättnaden är omkring 10%, kan orsaka stress på ekosystemet på grund av baskatjonbrist, eftersom basmättnaden är låg redan vid stamuttag. En minskning med 10-15% i Blåbärskullen och Timrilt innebär att basmättnaden minskar från drygt 20% till under 20%, vilket inte är lika allvarligt som i Högbränna där basmättnaden var lägre från början, men det innebär ändå risker för effekter på ekosystemet. För tall är försurningseffekten som orsakas av GROT-uttag mest tydlig i Höka. Den är även relativt stor i Brattfors, där utgångsläget är dåligt med låg basmättnad. Alkalinitetsminskningen i Söstared är liten (under 5%) och basmättnaden betydligt högre än 20% och effekten är därmed försumbar. Sammanfattningsvis visar den dynamiska modelleringen att effekterna av GROT-uttag i de modellerade granskogsytorna och två av tallytorna är betydande, men att effekterna varierar mycket mellan olika lokaler, mycket beroende på markförhållandena. Antalet ytor som modellerats är för få för att dra några säkra generella slutsatser, men resultaten indikerar att effekterna oftast är större i granytor än i tallytor. 176

178 BILAGA 8 Eftersom GROT-uttag påverkar markförsurningen, har det också effekter på kvalitén av det avrinnande vattnet (Figur 25). Modellen visar att GROT-uttaget orsakar en minskning av ANC i avrinningsvatten, som kan tyda på en försämring av vattenkvalitén. GROT-uttaget leder dock även till minskning av N i avrinningsvattnet, vilket tyder på en möjlig minskning av övergödningen. Figur 25. ANC och N-läckage vid stamuttag (Sce1) och GROT-uttag (Sce2). De relativa förändringarna i N, ANC och ph i avrinnande vatten visar en tydlig skillnad mellan gran- och tall-bestånd (Figur 26). Med undantag av granbeståndet Högbränna har N-läckaget minskat mer i granbestånden än i tall, sannolikt på grund av den större GROT-biomassan och också högre näringshalter i gran än i tall. I Högbränna leder GROT-uttag till en ökning av N-läckaget, troligen för att N- immobiliseringen minskar när koltillförseln från GROT avlägsnas. Figur 26. Relativ förändring i N-halter, ANC och ph i avrinnande vatten efter GROT-uttag. HUR SÄKRA ÄR RESULTATEN? Alla modeller är behäftade med osäkerheter. Osäkerheterna beror dels på osäkerheter i indata till modellen, dels på osäkerheter i modellprinciper och antaganden. Dynamiska modeller, som t ex ForSAFE, valideras innan scenarier körs för framtiden. Genom valideringen, då modellen körs på en lokal där det även finns mätningar, avgörs om 177

179 BILAGA 8 modellen reproducerar ekosystemprocesserna tillräckligt bra för att kunna använda den för prognoser för framtiden. Detta har gjorts för ForSAFE för 16 ytor i Sverige, och resultaten blev tillräckligt bra för att modellen skulle anses användbar för framtida scenarier (Belyazid m.fl., 2006). Det finns alltid en risk att modellresultaten ändå avvikelser från verkligheten i framtiden, på grund av brister i modellprinciper och antaganden. Vid jämförelser mellan olika scenarier är detta av mindre betydelse, eftersom det troligtvis leder till samma avvikelse i alla scenarier, vilket innebär att skillnaden mellan scenarierna, som ofta är det som är intressant, troligen är den rätta. Mot bakgrund mot kan vi anta att de skillnader i biomassa, markkemi och markvegetation mellan olika scenarier som framkommit i modellkörningarna är reella, med nuvarande kunskap om hur ekosystemen fungerar. MODELLERING MED MAGIC-MODELLEN Modellberäkningar med MAGIC-modellen (Figur 27) visar att ANC i markvattnet minskar efter GROT-uttag, i tre lokaler i Uppsala län (C01), Norrbottens län (AC04) och Västra Götalands län (P92). Skillnaden är störst i den suraste lokalen, P92. Där leder även stam-uttag till minskad ANC jämfört med scenariet utan skogsbruk. Resultaten visar samma trender efter GROT-uttag som ForSAFE-modellen ANC (μeq/l) CO1 utan skogsbruk CO1 med GROT-uttag CO1 med stam-uttag AC04 utan skogsbruk AC04 med GROT-uttag AC04 med stam-uttag P92 utan skogsbruk P92 med GROT-uttag P92 med stam-uttag Figur 27. Modellberäknad (MAGIC) utveckling av ANC i avrinning från 50 cm i tre skogsytor med gran mellan år 1860 och 2100 med tre skogsbrukscenarier (utan skogsbruk, stamvedsuttag och helträdsuttag). C01 i Uppsala län har ståndortsindex G28, AC04 i Norrbottens län G16 och P92 i Västra Götalands län G30. För lokalerna C01 och AC04 skiljer sig tidsutveckligen med stam-uttag och utan skogsbruk ytterst lite, vilket innebär att linjerna ligger ovanpå varann i figuren. Empiriska försök Den skogsbruksåtgärd som har störst betydelse för skogsmarkens näringstillstånd och syra-basstatus är ett helträdsutnyttjande i samband med slutavverkning. Teoretiskt leder ett ökat uttag av avverkningsrester till en ökad surhetsgrad i marken. Normalt sett återförs buffrande näringsämnen till marken i samband med konventionellt stam- 178

180 BILAGA 8 vedsuttag vilka därmed neutraliserar de vätejoner som producerades under trädens tillväxt. Resultatet blir en ph-höjning. Varaktigheten på denna höjning beror på depositionen i området och markens vittringsförmåga samt den takt i vilket det nya beståndet sluter sig. Vid ett helträdsutnyttjande tillförs inte samma mängd buffrande näringsämnen varför ph-höjningen inte blir lika stor, eller i värsta fall uteblir. Förutom en direkt påverkan på växtplatsen kan detta medföra konsekvenser på det avrinnande vattnets kvalité. Antalet försök som beskriver långsiktiga förändringar vid olika skördeintensitet är få. I en miljökonsekvensbeskrivning av Egnell m. fl. (1998) sammanställdes resultat från Sverige och övriga delar av världen fram till och med Resultaten bekräftade det teoretiska resonemanget, nämligen att den ph-höjning som uppstår under hyggesfasen är mellan 0 och 0.4 ph-enheter lägre i humuslagret vid helträdsuttag jämfört med stamvedsuttag. Effekten kvarstår i upp till 20 år. I mineraljorden kunde inga skillnader påvisas. I en nyligen publicerad syntes av Energimyndighetens forskningsprogram om miljöeffekter i samband med skogsbränsleuttag och askåterföring (Energimyndigheten, 2006) bekräftades resultaten från miljökonsekvensbeskrivningen. Slutsatserna, som framför allt bygger på de långliggande helträdsförsöken som drivs i SLU:s regi, visar att helträdsuttag ökar surhetsgraden i humuslagret i låga och medelboniteter (Figur 28) och att basmättnadsgraden sjunker både i humuslagret och i mineraljorden (Figur 29) H+ humus NO3-N Gran 15 år Gran 26 år Tall 15 år Tall 26 år H+ mineraljord Figur 28. Kvoten helträd- och stamvedsuttag som en funktion av ståndortsindex beräknad på genomsnittlig vätejonkoncentration i humus och mineraljord (5-10 cm). Årtalen i legenden anger antalet år efter slutavverkning. (Figuren kommer från Energimyndigheten, 2006 och baseras på data från Bengt Olsson, SLU) Basmättnad humus NO3-N Gran 15 år Gran 26 år Tall 15 år 1223 Tall år Basmättnad mineraljord Figur 29. Kvoten helträd- och stamvedsuttag (Y-axeln) som en funktion av ståndortsindex beräknad på genomsnittlig basmättnad i procent i humus och mineraljord (5-10 cm). Årtalen i legenden anger antalet år efter slutavverkning. (Figuren kommer från Energimyndigheten, 2006 och baseras på data från Bengt Olsson, SLU). 179

181 BILAGA 8 Under perioden kompletterades de markkemiska mätningarna i de långliggande helträdsförsöken med markvattenmätningar. Provtagningen skedde på 50 cm djup, dvs. under rotzonen, och antas därmed vara ett mått på utlakningen till omgivande vattendrag. Resultaten har ännu inte publicerats men en preliminär utvärdering visar att ett tillvaratagande av avverkningsrester (antingen i samband med föryngringsavverkning eller vid gallring/röjning) har ökat surhetsgraden på samtliga ytor utom en (Granhult) (Figur 30). Spridningen är emellertid stor varför den observerade skillnaden endast var statistiskt säkerställd i två områden, Kosta (ökning) och Granhult (minskning) Föryngringsavverkning Gallring/röjning H + uekv l Helträd Stamved 5 0 Lövliden Lund Kosta Tönnersjö Figur 30. Vätejonkoncentrationen i markvattnet på 50 cm djup uttryckt som medelvärde under perioden Lund och Lövliden ligger i norra Sverige, övriga lokaler ligger i södra eller mellersta Sverige. Data från IVL. Mölnafältet Ramsberg Borrestad Granhult Ett helträdsutnyttjande har lett till en minskning av den syraneutraliserande förmågan (ANC) på hälften av ytorna (Figur 31). Någon skillnad mellan region, ståndortsindex eller trädslag har inte kunnat urskiljas. ANC uekv l Föryngringsavverkning Gallring/röjning Helträd Stamved Lövliden Lund Kosta Tönnersjö Figur 31. ANC i markvattnet på 50 cm djup uttryckt som ett medelvärde under perioden Lund och Lövliden ligger i norra Sverige, övriga lokaler ligger i södra eller mellersta Sverige. Data från IVL. Mölnafältet Ramsberg Borrestad Granhult 180

182 BILAGA 8 En orsak till varför inte tydligare effekter har noterats i markvattnet kan bero på att de förändrade markförhållandena har lett till en lägre tillväxt (och därmed lägre baskatjonupptag) på de lokaler där avverkningsrester har tillvaratagits i samband med slutavverkning, gallring eller röjning. Slutsatser Skördens bidrag till försurningen beräknades vara 30-60% i större delen av Sverige för tallskog, och 40-80% i granskog, med antagandet att enbart en liten del av kvävet varken tas upp av träd eller immobiliseras i marken och därmed verkar försurande. De högre siffrorna gäller vid GROT-uttag. Andelen var högst i sydöstra delen av Sverige, vilket beror på att skörden där är högre än i norra och mellersta Sverige samtidigt som depositionen är lägre än i de sydvästra delarna. Räknar man i absoluta tal i stället för andel av den totala försurningen är skogsbrukets försurning lika hög i sydvästra Sverige som i syydöstra. Det är framför allt baskatjonerna kalcium och kalium som går förlorade vid skörd, och förslusterna ökar kraftigt vid helträdsuttag. Resultaten av beräkningarna av försurningspåverkan beror på hur man hanterar kvävets försurningseffekt. Antar man att allt kväve, förutom den lilla del som läcker ut, tas upp av träden eller immobiliseras i marken (kvävescenario 1), finns ingen överskottaciditet utan skogsbruk, medan uttag av stam och helträd i tallskog ger en överskottsaciditet på upp till 250 ekvivalenter per hektar och år i stora delar av Sverige. Stamuttag i granskog leder till en överskottsaciditet som överskrider 250 ekvivalenter per hektar och år på vissa håll i den sydvästligaste delen av Sverige. GROT-uttag ger en överskottsaciditet på över 250 ekvivalenter per hektar och år i södra halvan av Sverige, och till och med över 500 i sydväst. Överskottsaciditet över 250 ekvivalenter per år överlappar med områden där utarmningstakten av baskatjonförrådet är i storleksordningen en rotationsperiod, enligt tidigare beräkningar. Antar man att allt kväve, utom det som tas upp av träden och sedan skördas bort, är försurande (kvävescenario 3), är överskottsaciditeten avsevärt högre, och den är i samma storleksordning oavsett om stam eller helträd tas ut, eller om inget skogsbruk bedrivs, och det är heller ingen större skillnad mellan tallskog och granskog. Mellan-scenariot (kväve-scenario 2), där delar av kväve-ackumuleringen räknas som försurande, befinner sig generellt någonstans mitt emellan. I detta scenario, liksom i scenario 1, ökar försurningen vid GROT-uttag, och det är högre överskottsaciditet i granskog än i tallskog. Den dynamiska modelleringen med ForSAFE visar på något minskat ph, minskad basmättnad samt minskad ANC vid första avverkningen som utförs efter ett GROTuttag (det vill säga efter en omloppstid), men responsen skiljer sig kraftigt åt mellan olika lokaler, beroende på olika förhållanden på lokalerna. Resultaten indikerar att GROT-uttag sannolikt reducerar markens buffertkapacitet och förrådet av utbytbara baskatjoner, och därigenom bidrar till markförsurningen, speciellt i granbestånd. 181

183 BILAGA 8 MAGIC-modellen visar även den på minskat ANC efter GROT-uttag. Mot bakgrund av att modellberäkningarna har utförts endast på få ytor, bör resultaten tolkas med försiktighet. Resultat från markkemiska undersökningar visar att den mängd biomassa som skördas från skogen spelar en stor roll för markens syra/bas-status och näringstillstånd. Ett helträdsuttag i samband med slutavverkning leder till en ökad försurning och ett minskat näringsförråd i marken jämfört med uttag av enbart stammar. På kort sikt ökar surheten i marken men efter ett tiotal år har skillnaderna i skördeuttag försvunnit medan baskatjonförrådet fortfarande är lägre. Referenser Akselsson, C. (2005). Regional nutrient budgets in forest soils in a policy perspective. Doktorsavhandling, Avdelningen för Kemiteknik, Lunds Universitet. Akselsson, C. & Westling, O. (2005). Regionalized nitrogen budgets in forest soils for different deposition and forestry scenarios in Sweden. Global Ecology and Biogeography 14: Alveteg, M. (1998). Dynamics of forest soil chemistry. Doktorsavhandling, Avdelningen för Kemiteknik, Lunds Universitet. Belyazid, S. (2006). Dynamic modelling of biogeochemical processes in forest ecosystems. Doktorsavhandling, Avdelningen för Kemiteknik, Lunds Universitet. Belyazid, S., Westling, O. and Sverdrup, H. (2006). Modelling changes in forest soil chemistry at 16 Swedish coniferous sites following deposition redusction. Environmental Pollution 144, Cosby, B.J., Ferrier, R.C., Jenkins, A. and Wright, R.F. (2001). Modelling the effects of acid deposition: refinements, adjustments and inclusion of nitrogen dynamics in the MAGIC model. Hydrology and Earth System Sciences 5(3), Egnell, G., Nohrstedt, H-Ö., Weslien, J., Westling, O. & Örlander, G. (1998). Miljökonsekvensbeskrivning av skogsbränsleuttag, asktillförsel och övrig näringskompensation. Rapport Skogsstyrelsen, Jönköping. 170 sid. Energimyndigheten (2006). Miljöeffekter av skogsbränsleuttag och askåterföring i Sverige. En syntes av Energimyndighetens forskningsprogram 1997 till Rapport ER2006:44. Statens energimyndighet, Eskilstuna-Torshälla. 211 sid. Galloway, J.N. (1995). Acid deposition; perspectives in time and space. Water, Air, and Soil Pollution 85, Naturvårdsverket (2003). Bara naturlig försurning. Underlagsrapport till fördjupad utvärdering av miljömålsarbetet. Naturvårdsverket Rapport ISSN

184 BILAGA 8 Nettelbladt, A., Westling, O., Akselsson, C., Svensson, S. & Hellsten, S. (2006). Luftföroreningar i skogliga provytor - Resultat till och med september IVL Rapport B Olsson, B. & Westling, O. (2006). Skogsbränslecykelns näringsbalans. IVL Rapport B1669. Skogsstyrelsen, (2000). Skogliga konsekvensanalyser, Skogsstyrelsen, Rapport 2: Sverdrup, H. & Warfvinge, P. (1995). Estimating field weathering rates using laboratory kinetics. I: A.F. White and S.L. Brantly (eds.) Chemical weathering of silicate minerals. Mineralogical Society of America, Washington DC, Reviews in Mineralogy Vol 31, pp

185 BILAGA 8 184

186 BILAGA 9 Bara naturlig försurning Bilaga 9 Underlagsrapport: Målkonflikt klimatmål och skogsmarksförsurning Sofie Hellsten Cecilia Akselsson Salim Belyazid IVL Svenska Miljöinstitutet AB Slutrapport

187 BILAGA 9 Bakgrund Förbränning av fossila bränslen leder till utsläpp av växthusgaser, vilket bidrar till förhöjd växthuseffekt som i sin tur leder till klimatförändringar. En åtgärd för att minska utsläppen av växthusgaser är att öka användandet av skogsbränslen och på så sätt minska användandet av fossila bränslen, men en nackdel är att viktiga näringsämnen i form av baskatjoner och fosfor går förlorade från skogsmarken vid uttag av skogsbränslen, vilket även kan innebära minskad buffringsförmåga mot försurning. Att förlita sig på skogsekosystemen för att minska de totala växthusgasutsläppen i Sverige kan därmed innebära en förflyttning av delar av energiproduktionens miljöpåverkan från atmosfären till skogen. Syfte Syftet med studien är att utvärdera effekten av användandet av skogen för energiproduktion på (1) koldioxidutsläpp och (2) markförsurning. Metod Befintliga modeller har använts för att utvärdera miljöeffekter i fråga om markförsurning och eventuella miljövinster i minskade koldioxidutsläpp baserade på olika energiscenarier: Modell för beräkning av överskottsaciditet för bedömning av försurningspåverkan i regional skala (Akselsson, 2005). Dynamisk modell, ForSAFE-VEG (Belyazid, 2006), för simulering av markkemi på lokal nivå. Modell för beräkning av skogsbränslepotential i Sveriges skogar, motsvarande energipotential och möjlig CO 2 -reduktion på regional nivå. Energiscenarier GROT-uttaget i Sverige är svårt att bedöma eftersom det inte finns någon tillförlitlig statistik då anmält och verkligt GROT-uttag inte överensstämmer (Schelin, 2006). I denna studie antas att GROT-uttag för närvarande görs på ha per år, enligt H. Eriksson, Skogsstyrelsen (personlig kommunikation). Utöver grundscenariet, med uttag på ha, har vi även gjort beräkningar för ett scenario där uttag gjorts på en dubbelt så stor yta, ha, på en fyra gånger så stor yta, ha, och på all avverkningsbar gran- och tallskog i Sverige ( ha). Koldioxidutsläpp och påverkan på markförsurning utvärderades för fyra skogsbruksscenarier: A) Nuvarande uttag av GROT ( ha per år) B) En fördubbling av nuvarande uttag ( ha per år) 186

188 BILAGA 9 C) Ytterligare en fördubbling ( ha per år) D) GROT-uttag på all gran- eller tallskog (avverkningsbar areal) I samtliga scenarier antogs att 75% av grenarna togs ut enligt ett av scenarierna i SKA99 (Skogsstyrelsen, 2000) och att 75% av barren på dessa grenar följde med. Den geografiska fördelningen av GROT-uttaget baserades på det faktiska uttaget som sammanställts i Schelin (2006) (Figur 1). Uttaget av GROT är störst i delar av södra Sverige och mellan-sverige. Figur 3. Andel (%) av den föryngringsavverkade arealen där GROT uttag görs, medelvärde för (Schelin, 2006). Bedömning av försurningen i regional skala - "Överskottaciditet" En bedömning av försurningspåverkan vid stam- och helträdsuttag görs för skogsytor i Riksinventeringen för skog (RIS). Försurningspåverkan beräknas som överskottsaciditet, the excess acidity (EA), som är en enkel aciditetsbalans som beräknas enligt: EA = Dep(S+N+Cl-Ca-Mg-K-Na) + Upptag(Ca+Mg+K+Na) Upptag(N) Vittring(Ca+Mg+K+Na) Beräkningarna gjordes för djupet 50 cm, för att motsvara rotzonen, förutom på lokaler med mindre jorddjup, där beräkningarna gjordes för jorddjupet. Kvävets bidrag till försurningen beror på markens förmåga att ta upp kvävet, och även om skogsmarken idag tar upp nästan allt kväve finns det risk att retentionskapaciteten överskrids framöver. Överskottsaciditet kan därmed beräknats enligt olika scenarier för kvävets bidrag till försurningen. Beräkningarna på ytorna skalades till rutorna som används inom det europeiska programmet EMEP, "Co-operative Programme for Monitoring and Evaluation of the Long-range Transmission of Air pollutants in Europe". Upplösningen är 50*50 km, och rutnätet är det samma som används vid beräkning av kritisk belastning. 187

189 BILAGA 9 Kvävets bidrag till försurningen I ett kvävebegränsat sytem, där i princip allt kväve som tillförs tas upp och binds in i organiskt material, leder skogstillväxt till markförsurning eftersom träd tar upp mer positiva än negativa joner och vätejoner (H + ) således frigörs. Försurningen blir bestående om biomassan skördas, eftersom detta leder till att baskatjoner försvinner från systemet. De träddelar som förs bort skulle annars ha förmultnat och kompenserat tillväxtens försurande verkan. Uttag av GROT (grenar och toppar) bidrar därför till att öka markförsurningen. Effekten av försurningen beror till stor del på markens vittringskapacitet. Mark med lättvittrande mineraler kan neutralisera mer försurande deposition än mark med långsamt vittrande mineraler. I skogsekosystem med hög kvävebelastning kommer dock markens retentionsförmåga på sikt att överskridas, och kväve kommer att börja läcka. Kväve som kommer i form av HNO 3 och inte tas upp försurar med en H + -, till skillnad från om NO 3 -jonen tas upp och en OH - -jon avges så att det inte blir någon försurningspåverkan. Kväve som kommer i form av någon förening med NH + 4 bär med sig en H + -jon, som avges igen om NH + 4 tas upp, och det blir därmed ingen nettoförsurning. Om i stället NH + 4 -jonen nitrifieras avges två H + och nettoförsurningen blir därmed en H +. Sammanfattningsvis leder kvävetillförsel till försurning enbart om/när förmågan hos skogsekosystemet att ta upp kväve överskrids, så att kväve börjar läcka. Kväve som fastläggs i organiskt material (immobilisering) leder inte till försurning, men det utgör en källa för potentiell försurning, eftersom det senare kan mineraliseras, nitrifieras och läcka ut (Galloway, 1995). Effekten på markförsurning av GROT-uttag beror därmed på vilka antaganden man gör vad gäller kvävets försurande effekt. Räknar man med att enbart det kväve som inte tas upp och immobiliseras i nuläget är försurande blir resultatet ett annat än om man antar att ekosystemets förmåga att ta upp kväve kommer att överskridas vid fortsatt relativt högt kvävenedfall. Kväve-scenario 1) Kvävebidrag till försurning (min) I kväve-scenario 1 antas att immobiliseringen i marken har en hög och långsiktig kapacitet och att risken för ökad utlakning av nitrat är liten. Kvävets bidrag till försurning beräknas som den lilla mängd som varken tas upp av träden eller immobiliseras i marken, utan nitrifieras och utlakas som nitrat. I praktiken innebär det att kvävedepositions- och kväveupptagsposterna stryks i överskottsaciditetsformeln, och ersätts av en liten pluspost, dagens uppmätta kväveutlakning. Kväve-scenario 2) Kvävebidrag till försurning (medel) I kväve-scenario 2 antas att att förmågan till immobilisering är begränsad och att risken för utlakning ökar med ökad N-upplagring. Beräkningen har utförts enligt följande: Upplagring N < 2 kg per ha och år: Ingen ökad utlakning utöver den i kveävescenario

190 BILAGA 9 Upplagring N 2-10 kg per ha och år: 50 % av upplagringen nitrifieras och utlakas (och bidrar till försurning). Upplagring N > 10 kg per ha och år: högst 5 kg N immobiliseras per ha och år, resterande del nitrifieras och utlakas och bidrar till försurning. Kväve-scenario 3) Kvävebidrag till försurning (max) I kväve-scenario 3 antas att den långsiktiga förmågan till immobilisering är noll. Allt kvävenedfall som inte tas upp och senare skördas blir förr eller senare försurande. Detta scenario motsvarar till fullo den ursprungliga överskottsaciditetsformeln. I denna studie användes kväve-scenario 2, som antogs vara det mest realistiska på lång sikt. Bedömning av försurningen i lokal skala - dynamisk modellering Sex ytor valdes ut för att dynamisk modellering av markförsurning, organiskt material i marken och biomassaproduktion med ForSAFE-VEG (Figur 2; Belyazid, 2006). Ytorna Högbränna, Blåbärskullen och Timrilt är granbestånd, medan Brattfors, Höka och Söstared är tallbestånd. Två scenarier studerades: 1) bara stamuttag vid avverkning 2) stam och GROT-uttag vid avverkning Figur 4. De sex skogsytor som ingick i studien valdes ut för att representera olika kvävedepositionsregioner i Sverige. (Depositionsdata från ). Modellkörningarna sträcker sig över perioden för att täcka minst två framtida skogsrotationer. Den modellerade stambiomassan i granytorna är högre än på tallytorna (Figur 3). 189

191 BILAGA 9 Figur 5. Modellberäknad biomassa (g/m 2 ) i de sex ytorna. De vertikala linjerna visar avverkningstillfället (skörd). Bedömning av CO 2 -reduktion Reduktionen av koldioxidutsläpp för de olika skogsbruksscenarierna beräknades genom att översätta skördad biomassa till energiinnehåll och därefter jämföra med koldioxidutsläpp från den mängd olja (eldningsolja 1) som behövs för att producera samma mängd energi. Effektivt värmevärde för GROT : 19,2 MJ/kg TS (Hämtat från data från Sveriges lantbruksuniversitet, avdelningen för kemi och biomassa, Umeå) Koldioxidvärde för Eldningsolja 1: 74,26 kg CO2/GJ (Naturvårdsverket, 2006) Det finns inga uppgifter tillgängliga på GROT-uttagets fördelning mellan tall och granbestånd, men det är mer troligt att GROT-uttag sker på granbestånd (K. von Arnold, Skogsstyrelsen, personlig kommunikation). I beräkningen här presenteras resultat både för tall- och granbestånd. Resultat och diskussion Bedömning av försurningen i regional skala - "Överskottaciditet" Uttag av skogsbränsle enligt scenaro 1 ( ha), scenario 2 ( ha) och scenario 3 ( ha) påverkar 0,13, 026 respektive 0,52 % av Sveriges skogar, vilket motsvarar 14-58% av avverkningsarealen för barrskog. I granskog ökar överskottaciditeten från 180 till 300 ekv per hektar och år (som medianvärde för hela landet) vid uttag av även GROT och skillnaden mellan stam- och GROT-uttag är större i södra Sverige än i norra (Tabell 1, Figur 4). I tallskog är skillnaden avsevärt mindre, medianvärdet för stamuttag är 60 ekv per hektar och år och för GRO- Tuttag 80 ekv per hektar och år. 190

192 BILAGA 9 Tabell 1. Viktat medianvärde på överskottsaciditet (ekv ha -1 år -1 ) på alla tall- respektive gran-punkter som ingick i beräkningen. Överskottsaciditet (ekv ha -1 år -1 ) gran Tall Stamvedsuttag Helträdsuttag Figur 4. Det viktade medianvärdet på överskottsaciditeten (ekv ha -1 år -1 ) för varje EMEP ruta för gran- och tallbestånd vid stam- och helträdsuttag. Överskottsaciditeten har beräknats med N-scenario 2. Jämförelse med förråden i marken För att ge en uppskattning av vad den beräknade överskottsaciditeten innebär jämfördes resultaten med förråden av baskatjoner i marken till upp till 50 cm djup på de punkter som ingår i Riksinventeringen för skog (RIS) där markkemi på olika djup mätts (Figur 5-6). Om överkottsaciditeten antas leda till att det utbytbara förrådet av baskatjoner minskar, kan man beräkna vilken tid det tar innan förrådet töms. I verkligheten innebär överskottsaciditet att endel av baskatjonerna byts ut, men även att en del av överskottsaciditeten rinner ut som försurat avrinningsvatten, vilket innebär att beräkningen bara är hypotetisk, men den ger ändå en indikation på hur allvarlig överkottsaciditeten är. Resultaten visar att områden med överskottsaciditet på mer än 250 ekv per hektar och år till stor del överlappar med områden med snabb uttömningstakt av det utbytbara förrådet, i storleksordningen en rotationsperiod. I områden med överskottsaciditet mellan 0 och 250 ekv per hektar och år är uttömningstakten vanligtvis måttlig eller långsam. Områden utan överskottsaciditet överlappar med områden med långsam utarmning eller rentav uppbyggnad av förråden. Utarmningstakten är avsevärt snabbare i granskog än i tallskog, och det är även mindre skillnad mellan takten vid stam- och GROT-uttag i tallskog än i granskog. 191

193 BILAGA 9 Figur 5. Förändring av baskatjonförrådet i tallskog vid stam- respektive GROT-uttag, om all överskottsaciditet antas leda till katjonutbyte i det utbytbara förrådet. Figur 6. Förändring av baskatjonförrådet i tallskog vid stam- respektive GROT-uttag, om all överskottsaciditet antas leda till katjonutbyte i det utbytbara förrådet. Bedömning av försurningen i lokal skala - dynamisk modellering Markförsurningsresponsen på GROT-uttag analyserades genom att titta på markvattnets ph, ANC och basmättnad på 30 cm djup (Figur 7), vilket representerar mineraljorden som är tillgänglig för en stor del av rötterna. Enligt modellberäkningarna bidrar GROT-uttag till markförsurning i alla de simulerade ytorna, eftersom alla indikatorer (ph, ANC och basmättnad) minskar med GROT-uttag. 192

194 BILAGA 9 Figur 7. Mark-pH, ANC och basmättnad minskar i alla ytor efter GROT-uttag (Sce1=stam, Sce2=GROT). Figur 8 visar de relativa förändringarna i markindikatorer. Förändringarna (Diff) är beräknade för varje indikator (Ind) mellan scenario 1 (stamuttag) och scenario 2 (GROT-uttag) enligt: Diff ( Ind Ind ) Ind En negativ förändring indikerar en minskning av indikatorn, vilket innebär ökad markförsurning. I varje yta är ph den indikator som minskar minst mellan de två scenarierna. Minskningen i ph är buffrad av det utbytbara baskatjonförrådet, vilket är synligt i minskningen av basmättnaden (BS) (Figur 8). Modellresultatet tyder också på att den relativa minskningen är större i granbestånd än i tall, fast med hänsyn till att endast tre ytor med varje trädslag var modellerade är det svårt att dra några definitiva slutsatser. Minskningen i tallbeståndet Brattfors är liten eftersom marken är relativt fattig i jämförelse med de andra ytorna. Brattfors har ett utbytbart baskatjonförråd på 1070 meq/m 2, medan Högbränna som ligger ännu mer norrut har ett förråd av 7234 meq/m 2. De andra ytorna ligger mellan 4400 och 8400 meq/m

195 BILAGA 9 Figur 8. Relativ effekt av GROT-uttag på markförsurning. Enligt modellsimuleringen har GROT-uttag också en påverkan på biomassa och organiskt kol och kväve i marken. Resultaten i Figur 9 visar att GROT-uttag kan orsaka en minskad tillväxt i granytorna som befinner sig i centrala och södra Sverige, medan den har obetydliga effekter på biomassan i tallytorna och den norra granytan. GROT-uttag orsakar en minskning i kol- och kväve-förråden i marken i alla ytorna, men betydligt mer i granytorna. C/N-kvoten påverkas dock inte av skördscenarierna. Figur 9. Relativ effekt av GROT-uttag på biomassa och organiskt material i marken. 194

196 BILAGA 9 Bedömning av CO 2 -reduktion Beräkningen av CO 2 -reduktionen vid de olika energiscenarierna (för granbestånd) indikerar att vi vid nuvarande GROT-uttag ( ha år -1 ) kan reducera CO 2 - utsläppen med 2,3 Mton CO 2 per år om det används för att ersätta olja. Om vi fördubblar ytan med GROT-uttag är motsvarande siffra 4,7 Mton CO 2 per år, och en ytterligare fördubbling ger reduktioner på 9,3 Mton per år. Om vi skulle ta ut GROT på hela den avverkningsbara gran-arealen i Sverige skulle det motsvara ungefär 7 miljoner ton CO 2. För tallarealen skulle motsvarande CO 2 -vinst bli 2.6 miljoner ton. CO 2 -vinsten blir betydligt högre i granbestånd än i tallbestånd eftersom biomassan i GROT från gran är högre än från tall. Det är också mer troligt att man gör GROT-uttag från gran. Tabell 2. CO 2 -vinst (ton) i gran- respektive tall-bestånd vid olika GROT-uttag. Scenario GROT-uttag (ha) CO 2 -reduktion (kton) granbestånd tallbestånd Scenario A Scenario B Scenario C All avverkningsareal tallskog * All avverkningsareal granskog * * Avverkningsarealen är beräknad som den totala arealen gran- och tallskog dividerat med rotationsperioden på länsnivå, som baseras på data från Skogsstyrelsens gallringsmallar. Notera att dessa arealer underskrider arealen i scenario C, ha. För att sätta de här siffrorna i ett perspektiv kan man jämföra med det totala utsläppet av växthusgaser i Sverige, uttryckt i koldioxidekvivalenter, vilket var 67 miljoner ton år 2005 (Naturvårdsverket, 2006). Det nuvarande GROT-uttaget på ca ha i granbestånd (scenario A) reducerar motsvarar en CO 2 reduktion med 2,3 miljoner ton, vilket motsvarar ca 3,4 % av det totala utsläppet av växthusgaser i Sverige. Beräkningarna visar att det finns stor potential i skogen och om GROT tas ut i all barrskog och används för att ersätta olja, reduceras CO 2 -utsläppen med 9,6 miljoner ton/år, vilket är en betydlig del (ca 14 %) av de totala CO 2 -utsläppen. Dessa beräkningar är till för att ge en uppfattning av storleksordningarna. För att få mer exakta siffror krävs realistiska scenarier över hur GROTet används, och vilka typer av fossila bränslen det kan komma att ersätta. Slutsatser Skogsbränsleuttag på ha, ha och ha berör 14-58% av den totala avverkningsarealen för barrskog, vilket motsvarar 0,1-0,5 % av Sveriges 195

197 BILAGA 9 skogsareal per år. I granskog leder skogsbränsleuttaget till en kraftigt ökad överskottsaciditet. Området med en överskottsaciditet på över 250 ekv ha -1 år -1 ökar från delar av Götaland till i princip hela Götaland och Svealand samt Norrlandskusten. I dessa områden utarmas stora delar av skogsmarken snabbt och förråden kan komma att tömmas inom loppet av en rotationsperiod. Den dynamiska modelleringen visar minskad basmättnad, minskat ph och minskad ANC vid GROT-uttag, framför allt i granskog. Tallskog påverkas inte alls i samma utsträckning av GROT-uttag. Om GROTet från ha granskog används som skogsbränsle i stället för olja kan de årliga CO 2 -utsläppen minskas med 2,3 Mton, vilket är 3,4 % av de totala växthusgasutsläppen i Sverige, uttryckt som koldioxidekvivalenter (67 miljoner ton). GROT-uttag på hela avverkningsarealen i barrskog motsvarar 14% av de totala utsläppen. Resultatet visar att det finns en relativt stor energipotential i skogen, men att GROT-uttag bör följas av askåterföring, speciellt i södra och mellersta Sverige samt norrlandskusten, för att förhindra ökad försurning och uttömning av markens baskatjonförråd. Den dynamiska modelleringen visar att GROT-uttag minskar förrådet av kol och kväve i marken, speciellt i granbestånd. Detta innebär att en viss del av koldioxidvinsten vid användning av GROT kan motverkas av minskad kolinlagring i marken. Referenser Akselsson, C. (2005). Regional nutrient budgets in forest soils in a policy perspective. Doktorsavhandling, Avdelningen för Kemiteknik, Lunds Universitet. Belyazid, S. (2006). Dynamic modelling of biogeochemical processes in forest ecosystems. Doktorsavhandling, Avdelningen för Kemiteknik, Lunds Universitet. Galloway, J.N. (1995). Acid deposition; perspectives in time and space. Water, Air, and Soil Pollution 85, Naturvårdsverket (2006). Sweden s National Inventory Report 2007, ISBN ISSN , Naturvårdsverket, Schelin, M. (2006). Överensstämmer anmält och verkligt GROT-uttag? Skogsstyrelsen, Rapport 5, Skogsstyrelsen (2000). Skogliga konsekvensanalyser, Skogsstyrelsen, Rapport 2:

198 BILAGA 10 Bara naturlig försurning Bilaga 10 Underlagsrapport: Potentiella effekter av klimatförändringar på skogsekosystem Salim Belyazid, IVL Svenska Miljöinstitutet AB 197

199 BILAGA 10 Introduktion Det råder en enighet inom forskarvärlden att klimatet förändras, och att sannolikheten är stor att det kommer att förändras ytterligare i framtiden. Klimatmodeller har visat att både temperaturen och nederbörden kommer att öka i framtiden. Nederbördens fördelning över året kommer också att förändras. Hur det framtida klimatet kommer att påverkas beror på hur utsläppen av växthusgaserna kommer att se ut i framtiden. Ett antal framtida scenarier har utvecklats som beskriver möjliga förändringar i globala utsläppstrender och därmed klimatförändringen. IPCC identifierar en rad möjliga framtida scenarier, av vilka scenario A2 (sid. 3) är den mest pessimistiska (Nakicenovic & Swart (Eds.), 2000; Houghton m.fl. (Eds.), 2001). Enligt Max Planks institut för klimatmodellering, kommer den globala temperaturen att öka med mellan 2.5 C och 4.2 C beroende på scenario (Figur 6). Scenario A2 innebär en ökning i medeltemperatur i Sverige med ungefär 4.8 C till 2100 jämfört med medelvärdet för tidsperioden Temperaturen förväntas öka med mellan 4.66 C (min) och 5.02 C (max). Figur 6: Global medeltemperatur under olika framtida klimatscenarier (bilden från Deutsches Klimarechenzentrum, en_us). Nederbörden varierar mellan och inom olika år (Figur 7). 198

200 BILAGA 10 Box TS.1. The Emissions Scenarios of the IPCC Special Report on Emissions Scenarios (SRES) A1. The A1 storyline and scenario family describe a future world of very rapid economic growth, global population that peaks in mid-century and declines thereafter, and the rapid introduction of new and more efficient technologies. Major underlying themes are convergence among regions, capacity building, and increased cultural and social interactions, with a substantial reduction in regional differences in per capita income. The A1 scenario family develops into three groups that describe alternative directions of technological change in the energy system. The three A1 groups are distinguished by their technological emphasis: fossil intensive (A1FI), non-fossil energy sources (A1T), or a balance across all sources (A1B) (where balanced is defined as not relying too heavily on one particular energy source, on the assumption that similar improvement rates apply to all energy supply and end-use technologies). A2. The A2 storyline and scenario family describe a very heterogeneous world. The underlying theme is self-reliance and preservation of local identities. Fertility patterns across regions converge very slowly, which results in a continuously increasing population. Economic development is primarily regionally oriented and per capita economic growth and technological change more fragmented and slower than in other storylines. B1. The B1 storyline and scenario family describe a convergent world with the same global population, which peaks in mid-century and declines thereafter, as in the A1 storyline, but with rapid change in economic structures towards a service and information economy, with reductions in material intensity and the introduction of clean and resource-efficient technologies. The emphasis is on global solutions to economic, social, and environmental sustainability, including improved equity, but without additional climate initiatives. B2. The B2 storyline and scenario family describe a world in which the emphasis is on local solutions to economic, social, and environmental sustainability. It is a world with continuously increasing global population, at a rate lower than in A2, intermediate levels of economic development, and less rapid and more diverse technological change than in the B1 and A1 storylines. While the scenario is also oriented towards environmental protection and social equity, it focuses on local and regional levels. An illustrative scenario was chosen for each of the six scenario groups A1B, A1FI, A1T, A2, B1, and B2. All should be considered equally sound. The SRES scenarios do not include additional climate initiatives, which means that no scenarios are included that explicitly assume implementation of the United Nations Framework Convention on Climate Change or the emissions targets of the Kyoto Protocol. 199

201 BILAGA 10 Figur 7: Medelnederbörd (mm/månad) för perioderna och , Högbränna. För att studera de möjliga effekterna av klimatförändringarna enligt scenario A2, används den dynamiska skogsekosystemmodellen ForSAFE-VEG (Belyazid, 2006; Belyazid m.fl., 2006; Sverdrup m.fl., 2007) för att simulera sex skogstillstånd som representerar den stora klimat- och depositionsvariationen i Sverige. Ytor och scenarier Figur 8: Sex skogsytor, utvalda för att täcka olika klimat- och depositionsregioner i Sverige. Sex skogsytor i Sverige valdes ut för att modellera effekterna från klimatförändringar under de kommande 100 åren (Figur 8). Ytorna har även använts för att modellera effekterna från skogsbruk, bland annat med avseende på försurning. Ytorna täcker in klimat- och depositionsgradienten i Sverige. Ytorna Högbränna, Blåbärskullen och Timrilt är granbestånd, medan Brattfors, Höka och Söstared är tallbestånd. 200

202 BILAGA 10 Två scenarier studerades: Sce 1- ingen klimatförändring efter år Sce 2- klimatet förändras efter år 2000 i enlighet med klimatscenario A2 som är beräknat av Max Plank-institutets modell (sid. 3). Även klimatet före år 2000 är baserat på Max Plank institutets beräkningar. Klimatscenarierna förutsäger en ökning i temperaturen, och en förändring i nederbörd men utan tydlig trend. Modellvalidering ForSAFE-modellen är kalibrerad på markens basmättnad (BS). För att validera modellens utförande, jämförs utvalda modellutdata med mätdata (Figur 9, Figur 10). Överensstämmelsen mellan de modellerade värdena för biomassa, markkol, kväve, C/N kvoten i humus, och marklösningens ph indikerar att osäkerheterna i modellen är relativt små. Figur 9: Modellerad och uppmätt biomassa, organiskt material och C/N kvot i marken. 201

203 BILAGA 10 Figur 10: Modellerat ph i marklösningen i markprofilen. Punkterna är mätvärden. Modellerade effekter av klimatförändring på biomassa Modellberäkningarna visar en ökad biomassaproduktion under klimatförändringsscenariot (Sce 2). Skillnaden är störst i de norra ytorna, både när det gäller granoch tall-bestånd (Figur 11). Tillväxten främjas framför allt av den varmare temperaturen, som ger en längre tillväxtperiod samt större näringstillförsel genom högre vittringshastighet och ökad nedbrytning av organiskt material. Effekterna på biomassa är störst i de norra ytorna eftersom den låga temperaturen begränsar både nedbrytning och vittring, men förlängningen av tillväxtperioden är den mest avgörande faktorn. Figur 11: Stående biomassa innan skörd vid de två klimatscenarierna. 202

204 BILAGA 10 Effekter på organiskt material i marken Vinsten i kolfixering i den ökade biomassan (Figur 11) uppvägs av den ökade nedbrytningshastigheten. Medan biomassan ökar betydligt, ökar också förnafallet, men ökningen i det senare syns inte i modellresultatet (Figur 12). Anledningen till detta är att det varmare klimatet leder till en högre nedbrytningshastighet, och därmed minskar markens kol- och kväveförråd. C/N kvoten förändras inte mycket i de centrala och södra ytorna, men ökar i de norra ytorna, båda för gran och tall. Mineraliseringen av kväve bidrar till en ökande biomassatillväxt. Figur 12: Förändringar i organiskt kol och kväve i marken, samt C/N kvoten i förnan vid de två scenarierna. Effekter på alkalinitet och baskatjonshalter i marken Tillgängligheten av baskatjoner ökar under klimatscenario 2. Detta syns speciellt tydligt i de centrala och södra ytorna, både för gran och tall (Figur 13). Både den ökande vittringen och nedbrytningen bidrar till den ökande alkaliniteten i de centrala och södra ytorna. I båda de norra ytorna minskar alla alkalinitetsindikatorer. Detta beror på att den ökande kvävetillgången och längre tillväxtperioden i dessa ytor leder till en så stor ökning i tillväxt att den kräver mer baskatjoner än de som frigjorts på grund av klimatförändringen. 203

205 BILAGA 10 Figur 13: Alkalinitet och tillgängligheten av baskatjoner ökar i de centrala och södra ytorna, medan den minskar i de två norra ytorna. Effekter i ytvatten Balansen mellan kväve och den ökade tillgängligheten av baskatjoner reflekteras i det avrinnande vattnet. ANC i det avrinnande vattnet ökar under scenario 2 (Figur 14) i de centrala och södra ytorna, men inte i de norra ytorna. Figur 14: ANC i det avrinnande vattnet är högre i de centrala och södra ytorna under scenario 2 medan det inte förändras i de norra ytorna. 204