kortlægning af sårbarhed for nitratudledning til ... · jørgen windolf, institut for bioscience,...

vfl.dk

Kortlægning af sårbarhed for nitratudledning til vandmiljøet2012 Samling af bilag fra to workshops afholdt på Videncentret for Landbrug

Forord

I november og december 2011 afholdt Videncentret for Landbrug to workshops med det

formål at få en status for kortlægning af sårbarhed for nitratudledning til vandmiljøet i

Danmark.

I de to workshops deltog følgende medarbejdere fra GEUS, Institut for Bioscience, Institut

for Agroøkologi, NIRAS og Videncentret for Landbrug:

Vibeke Ernsten, GEUS

Birgitte Hansen, GEUS

Jens Christian Refsgaard, GEUS

Gitte Blicher-Mathiesen, Institut for Bioscience, Aarhus Universitet

Jørgen Windolf, Institut for Bioscience, Aarhus Universitet

Charlotte Kjærgaard, Institut for Agroøkologi, Aarhus Universitet

Bo Vangsø Iversen, Institut for Agroøkologi, Aarhus Universitet

Jacob Birk Jensen, NIRAS

Mikkel Kloppenborg Nielsen, NIRAS

Rita Hørfarter, Videncentret for Landbrug

Leif Knudsen, Videncentret for Landbrug

Søren Kolind Hvid, Videncentret for Landbrug

Camilla Lemming, Videncentret for Landbrug

Hans Spelling Østergaard, Videncentret for Landbrug

Flemming Gertz, Videncentret for Landbrug

Denne rapport er en samling af de bilag og præsentationer, der blev diskuteret på de to

workshops. Videncentret for landbrug har yderligere udarbejdet et resumé på baggrund af

de to workshops. Dette fremgår forrest i rapporten.

Notater er samlet her i rapporten, mens præsentationer kan hentes via links i indholdsfor-

tegnelsen.

Samlet af Camilla Lemming og Leif Knudsen, Videncentret for Landbrug, februar 2012. Forsidefoto: SkyTEM-udstyr udviklet i NiCA-projektet til kortlægning af geofysiske data i undergrunden. Foto fra NICA/Flemming Gertz.

Bilag til workshops

1) Kvælstofreduktion mellem rodzone og de marine miljø …………….……………..4 Leif Knudsen, Videncentret for Landbrug Notat

2) Første workshop om sårbarhedskortlægning for nitrat………………...hent indlæg

Leif Knudsen, Videncentret for Landbrug

Indlæg til første workshop

3) Nitratreduktion mellem rodzone og vandløb……………………………...hent indlæg Vibeke Ernstsen, GEUS


4) Vurdering af grundvandsmagasiners nitratsårbarhed………………….…………16

Birgitte Hansen, GEUS

Notat

5) Vurdering af grundvandsmagasiners nitratsårbarhed………………… .hent indlæg Birgitte Hansen, GEUS


6) Hvordan kan modeller hjælpe os med at vurdere nitratreduktion i undergrunden?........................................................................................................25 Jens Christian Refsgaard, GEUS

Notat

7) Mulige feltstudier til vurdering af vandets strømningsveje i relation til nitratreduktion i undergrunden………………………………hent indlæg Jens Christian Refsgaard, Flemming Larsen og Klaus Hinsby, GEUS

Peter Engesgaard, Københavns Universitet

Indlæg til anden workshop

8) Mulige feltstudier til vurdering af vandets strømningsveje i relation til nitratreduktion i undergrunden…………………………………….…...37 Jens Christian Refsgaard, Flemming Larsen og Klaus Hinsby, GEUS


Notat

9) Kortlægning af sårbarhed for nitratudvaskning – detailkortlægning af N-reduktionspotentiale mellem rodzone og vandløb…………………hent indlæg

Jacob Birk Jensen og Mikkel Kloppenborg Nielsen, NIRAS


10) Kortlægning af sårbarhed for nitratudvaskning – detailkortlægning af N-reduktionspotentiale mellem rodzone og vandløb………..………hent indlæg

Jacob Birk Jensen og Mikkel Kloppenborg Nielsen, NIRAS


http://www.landbrugsinfo.dk/Planteavl/Goedskning/Naeringsstoffer/Kvaelstof-N/Kvaelstofudvaskning/Filer/pl_po_12_101_lek20111102_indlaeg.pdf

http://www.landbrugsinfo.dk/Planteavl/Goedskning/Naeringsstoffer/Kvaelstof-N/Kvaelstofudvaskning/Filer/pl_po_12_pl_po_12_101_Vibeke_ernsten_GEUS_Workshop.pdf

http://www.landbrugsinfo.dk/Planteavl/Goedskning/Naeringsstoffer/Kvaelstof-N/Kvaelstofudvaskning/Filer/pl_po_12_101_Birgitte_Hansen_GEUS.pdf

http://www.landbrugsinfo.dk/Planteavl/Goedskning/Naeringsstoffer/Kvaelstof-N/Kvaelstofudvaskning/Filer/pl_po_12_101_JCR_stroemningsveje.pdf

http://www.landbrugsinfo.dk/Planteavl/Goedskning/Naeringsstoffer/Kvaelstof-N/Kvaelstofudvaskning/Filer/pl_po_12_101_VFL_workshop_4_12_2011.pdf

http://www.landbrugsinfo.dk/Planteavl/Goedskning/Naeringsstoffer/Kvaelstof-N/Kvaelstofudvaskning/Filer/pl_po_12_101_VFL_workshop_13_12_2011.pdf

11) Kortlægning af sårbarhed for i nitratudledning………………..………..hent indlæg Gitte Blicher-Mathiesen og Jørgen Windolf, Institut for Bioscience, Aarhus Universitet


12) Notat om status for N-udledning fra lavbundsarealer……………………………..41 Gitte Blicher-Mathiesen, Institut for Bioscience, Aarhus Universitet

Notat

13) Notat sårbarhed for N udledning til vandmiljøet – Videncenter for Landbrug feb. 2012………………………………………………..56 Gitte Blicher-Mathiesen og Jørgen Windolf, Institut for Bioscience, Aarhus Universitet

Notat

14) Afstrømning af vand gennem dræn…………………………………..…...hent indlæg Bo Vangsø Iversen, Institut for Agroøkologi, Aarhus Universitet Indlæg til anden workshop

15) Delprojekt – optegn alle dræn i oplandet til Norsminde Fjord……..…hent indlæg

Rita Hørfarter, Videncentret for Landbrug


http://www.landbrugsinfo.dk/Planteavl/Goedskning/Naeringsstoffer/Kvaelstof-N/Kvaelstofudvaskning/Filer/pl_po_12_101_saarbarhed_for_n_udledning.pdf

http://www.landbrugsinfo.dk/Planteavl/Goedskning/Naeringsstoffer/Kvaelstof-N/Kvaelstofudvaskning/Filer/pl_po_12_101_Nitratrisiko_VFL_BVI.pdf

http://www.landbrugsinfo.dk/Planteavl/Goedskning/Naeringsstoffer/Kvaelstof-N/Kvaelstofudvaskning/Filer/pl_po_12_101_saarbarhedskortlaegning.pdf

Kvælstofreduktion mellem rodzone og det marine miljø Af Leif Knudsen, Videncentret for Landbrug

Resumé

I gennemsnit udledes kun 1/3 af den kvælstof, der udvaskes fra rodzonen, til det marine miljø. Resten for-

svinder under transporten primært ved nitratreduktion i grundvandet. I vandplanerne er der regnet med, at 58

pct. reduceres under transport fra rodzone til vandløb og resten i vandløb og søer under den videre trans-

port. Kvælstofreduktionen betegnes som retentionen, der angiver den del af kvælstofmængden udvasket fra

rodzonen, der i alt fjernes eller midlertidigt tilbageholdes under transporten fra ’jord-til-fjord’.

Størstedelen af reduktionen sker, når overskudsnedbøren siver ned gennem jorden til grundvandsmagasi-

nerne, hvor det passerer reducerende jordlag. En mindre - men væsentlig - del af det udvaskede kvælstof

fjernes dog også ved nitratreduktion i vandløb og søer. Endelig er der i Danmark enkelte områder hvor der

vil ske en betydende midlertidig tilbageholdelse af kvælstof. Det gælder f.eks. visse områder til Limfjorden

samt oplandet til Mariager Fjord. Her varer det op til årtier før fuld effekt af reduceret kvælstofudvaskning fra

rodzonen kan måles i vandløbene.

I dag er retentionen i Danmark kortlagt på vandoplandsniveau. Dette med relativ stor sikkerhed på såkaldte

målte oplande og med mindre sikkerhed på især små og umålte oplande. Kortlægningen bruges i forbindelse

med husdyrgodkendelsesordningen. Retentionen varierer fra områder med over 80 pct. til andre områder

med under 40 pct. Beregninger af retentionen indenfor vandoplande gennemført i forskellige projektsam-

menhænge viser, at retentionen kan variere meget mellem de enkelte områder selv indenfor kortere afstan-

de. Nøglen til kortlægning af variationen af retentionen er forståelse af vandets strømningsmønster indenfor

oplandet. Hvor stor en del strømmer af overfladenært uden at passere nitratreducerende lag?

I sandjordsoplande er det beregnet, at en stor del af landbrugsarealet har en retention af kvælstof op mod

100 pct., mens en mindre del af arealet har en meget lav retention. Placering af målrettede tiltag til reduktion

af kvælstofudledningen på landbrugsarealer med en lav retention vil derfor have langt større effekt end ge-

nerelle tiltag.

I lerjordsoplande vil arealer, der er systematisk drænede, have en retention på mellem 30-75 pct., men oftest

omkring 40-60 pct. Retentionen kan være mindre, hvor den del af afstrømningen, der ikke løber ud gennem

drænene, ikke passerer reducerende jordlag. Fra ikke-drænede lerjorder kan retentionen være højere. Det

må dog antages, at retentionen indenfor lerjordsoplande varierer mindre end indenfor sandjordsoplande.

Mellem lerjordsoplande varierer retentionen især efter, om de befinder sig opstrøms- eller nedstrøms søer,

samt efter vandets opholdstid i søerne, søernes økologiske tilstand og antallet af søer som vand og kvælstof

passerer inden udledning til havet.

I oplande med betydelige andele af lavbundsjord er kendskabet til udledning og retention mindre. Retentio-

nen kan være stor på grund af reduktion af kvælstof i jord med højt indhold af organisk stof og pyrit. Forelø-

bige drænvandsresultater tyder på, at udledningen fra lavbundsjord generelt ikke er større end fra lerjord.

Kortlægningen af retention på mindre skala end oplandsniveau er, med de nuværende værktøjer, behæftet

med stor usikkerhed. En kortlægning med det nuværende vidensniveau vil kunne dele oplandene ind i f.eks.

tre retentionsklasser (Lav retention, Middel retention, Høj retention). Hvis der f.eks. i områder med lav reten-

tion regnes med en gennemsnitlig retention på 30 pct,, ved middel på 65 pct. og ved høj på 85 pct. vil det

Chefkonsulent Leif Knudsen, VFL Bilag fra workshop om sårbarhedskortlægning/VFL

Side 4 af 72

mjg

Maskinskrevet tekst

mjg

Maskinskrevet tekst

mjg

Maskinskrevet tekst

Top

mjg

Maskinskrevet tekst

mjg

Maskinskrevet tekst

mjg

Maskinskrevet tekst

mjg

Maskinskrevet tekst

som udgangspunkt kunne placere tiltag til reduktion af udledningen betydeligt mere målrettet, end det sker i

dag.

Størst betydning af en kortlægning af retentionen må forventes at være på sandjord, fordi retentionen er

meget høj på en stor del af arealet og lav på resten. Størstedelen af de drænede lerjorder nedstrøms søer

må forventes at blive placeret ved middel retention, og kortlægningen vil derfor få mindre betydning end på

sandjord.

I oplande med opsprækket kalk i undergrunden og med dybtliggende redox-zoner kan der være tale om

betydende midlertidige tilbageholdelser af kvælstof (temporær N retention). Det gælder i det såkaldte ’nitrat-

sårbarhedsområde’ i Himmerland, hvor nogle af de første problemer med forhøjede nitratkoncentrationer i

grund- og drikkevand blev erkendt først i 1980’rne. I sådanne oplande vil den kvælstofreduktion, der typisk

sker i andre oplande ved vands passage gennem mere terrænnære redox-zoner ikke ske med samme ha-

stighed. Der vil således i sådanne områder kunne være stor tidslig forsinkelse i effekten af evt. reducerede

kvælstofudvaskninger fra rodzonen og afledt kvælstoftransport i vandløb.

Indledning I gennemsnit reduceres den kvælstofmængde, der udvaskes fra rodzonen med 2/3 inden det når frem til det

marine miljø. Retentionen, som denne reduktion benævnes, varierer meget mellem forskellige vandoplande

og også indenfor de enkelte oplande. Forskelle i retentionen er afgørende for den faktiske kvælstofudledning

fra den enkelte mark. Derfor vil effekten af forskellige tiltag til reduktion af kvælstofudledningen være af-

hængig af, hvor de placeres henne, fordi retentionen af kvælstof er forskellig.

Der er gennemført flere kortlægninger af retentionen i Danmark på vandoplandsniveau. Derimod er der kun i

enkelte projektsammenhænge gennemført kortlægning af retentionen indenfor vandoplande. I denne artikel

gives der med udgangspunkt i to workshops på Videncentret for Landbrug med deltagelse af GEUS, Institut

for Bioscience, NIRAS og Videncentret for Landbrug en status på viden om kortlægning af retentionen i

Danmark.

Potentialet i placering af kvælstofreducerende tiltag efter variation i retentionen Det er i flere sammenhænge foreslået at dele landbrugsarealerne op i robuste og sårbare arealer, og lade

det indgå i reguleringen af landbrugets udledning af kvælstof (se f.eks. Husdyrreguleringsudvalget, 2011,

Agwaplan, 2004 og Ringkøbing Amt, 2006 og 2004)).

I en sårbarhedskortlægning for nitratudvaskning indgår recipientens følsomhed, retentionen og udvasknin-

gen fra rodzonen. Recipientens følsomhed kan udtrykkes i, hvor mange kg kvælstof recipienten må tildeles

pr. ha opland. I de oprindelige udkast til Vandplaner fra januar 2010 varierede målsætningen for landbrugets

tilledning fra 4 kg N pr. ha i Limfjordsoplandet til 19 kg pr. ha for Bornholm. Udvaskningen fra rodzonen er

bestemt af naturgivne forhold som jordtypen og vinternedbøren og af landbrugspraksis på arealet (mest

sædskifte og gødningstilførsel). Dette er søgt illustreret i tabel 1, hvor kvælstofudledningen er beregnet ved

to niveauer af udvaskning fra rodzonen og ved henholdsvis middel (67 %), lav (10 %) og høj (90 %) retenti-

on.


Side 5 af 72

Tabel 1. Udledning til havet fra landbrugsjord ved forskellig udvaskning og retention.

Udvaskning fra rodzo-

nen, kg N/ha1

Retention, pct

Udledning til havet, kg N/ha

40 67 13

70 67 23

40 10 36

70 10 63

40 90 4

70 90 7

1) Udvaskningen i sædskiftekombinationen korn/bar jord.

For at vurdere det samlede potentiale i en sårbarhedskortlægning er det nødvendigt at vide, hvordan udled-

ningen mellem arealerne er fordelt. Dette er illustreret i figur 1. Ved blå kurve er udledningen jævnt fordelt på

landbrugsarealet, dvs. 50 pct. af udledningen kommer fra 50 pct. af arealet. Her er retention x udvaskning

konstant over landbrugsarealet. Rød kurve illustrerer en situation, hvor 50 pct. af udledningen kommer fra 10

pct. af arealet. Her er udvaskning x retention derfor meget varierende mellem landbrugsarealerne.

Figur 1. Principskitse til illustration af betydningen af forskelle i retention. Blå kurve udtrykker en situation,

hvor udvaskning og retention er jævnt fordelt på landbrugsarealet. 50 pct. af udvaskningen kommer fra 50

pct. af arealet. Rød kurve udtrykker en situation, hvor udvaskning og retention varierer meget. 50 pct. af

udledningen kommer fra 10 pct. af arealet. Grøn kurve udtrykker en mellemting.

For at kende potentialet i at regulere landbrugets kvælstofudledning efter variation i retention og udvaskning

skal man kende ovenstående sammenhæng. Hvis kurveforløbet er som rød kurve er der et meget stort po-

tentiale i f.eks. målrettet udtagning af landbrugsjord, hvis forløbet er som grøn kurve, er dette potentiale be-

tydeligt mindre. I dag kender vi ikke kurveforløbet, men vi vil med en vis indsats kunne komme det nærmere,

dog med et usikkerhedsinterval.

Hvor sker retentionen af kvælstof? Retentionen af kvælstof udtrykker her hele forskellen mellem udvaskning fra rodzonen og udledning til det

marine miljø.

Størstedelen af kvælstofreduktionen sker under transporten mellem rodzone og vandløb. Mekanismen er, at

nitrat reduceres til frit kvælstof i forskellige kemiske processer, der involverer organisk stof, pyrit, ferrojern


Side 6 af 72

eller methan. Hvis nitraten passerer den såkaldte redoxgrænse, dvs. overgangen mellem det oxiderede og

reducerede jordlag, reduceres nitraten næsten fuldstændigt. Størrelsen af nitratreduktionen i det vand, som

når vandløbet, afhænger derfor af, hvor stor en andel af vandet, der har passeret redoxgrænsen i jorden.

Redoxgrænsen ligger normalt tæt på rodzonen på lerjord (1-5 m nede), mens den på sandjord kan ligge

betydeligt dybere (normalt 5-30 meter). Redoxgrænsens placering er mere eller mindre præcist bestemt ved

analyser af data fra vandboringer (se figur 2).

På sandjord vil reduktionen af kvælstof normalt være stigende jo længere landbrugsarealet ligger fra vandlø-

bet. Det skyldes, at vandet transporteres dybere ned gennem jorden og en større andel af dette vand vil

passere redoxgrænsen i forhold til vandløbsnære arealer, hvor vandet mere overfladenært transporteres ud i

vandløbet.

På lerjord vil det vand, som ikke transporteres via dræn til vandløb, normalt passere redoxgrænsen og nitrat-

indholdet vil derfor reduceres. I den del af afstrømningen fra lerjord, der sker gennem dræn, vil reduktionen

af nitrat være lav. Dræn fra specielt lavere liggende arealer vil bestå af drænvand med en større eller mindre

andel af grundvand, hvor nitratindholdet kan være reduceret før det løber ud i drænene. På systemdrænede

lerjorder vil 30-75 pct., men oftest omkring 40-60 pct., af afstrømningen ske via drænvand.

På lavbundsarealer kan der ske en stor reduktion af nitratkvælstof ved omsætning med organisk stof. Derfor

vil retentionen på organogene lavbundsarealer typisk være omkring middel. Minerogen lavbundsjord, der

dyrkes i omdrift, vil ofte være drænede. Retentionen på sådanne arealer vil formodentlig være meget varie-

rende. Drænvandsmålinger tyder på, at retentionen kan være høj.

Figur 2.a Principskitse af vandtransport og redox-

grænse gennem jord. Efter GEUS (Ernstsen,

2011)

Figur 2b. Dybden af redoxgrænsen i Danmark. Efter

GEUS (Ernstsen, 2011)

Under transport gennem vandløb og søer frem til det marine miljø sker der en yderligere reduktion af indhol-

det af nitratkvælstof. Denne reduktion sker primært som en denitrifikation i sedimentet i vandløb og søer.

Kvælstof fjernes også i vådområder og ved oversvømmelseshændelser ved denitrifikation i enge mv. Ifølge

tabel 2 foregår 18 pct. af den samlede retention i ferskvand og de 82 pct. i grundvandet.


Side 7 af 72

Tabel 2. Retention i grundvand og ferskvand (Blicher-Mathiesen og Windolf, 2011).

N-udvaskning fra rodzonen ca. 160.000 tons N

N-retention i grundvand 89.000 tons N

N-retention i ferskvand 20.000 tons N

Samlet N-retention ca. 109.000 tons N

N-tilførsel til havet uden spildevand ca. 51.000 tons N

Eksisterende kortlægning af retention på oplandsniveau Retentionen på oplandsniveau er kortlagt af DMU i forbindelse med husdyrgodkendelsesordningen. I hus-

dyrgodkendelsesordningerne er kortlægningen sammen med en sårbarhedsvurdering af recipienten anvendt

til at inddele landet i såkaldte nitratklasser, hvor der er forskellige krav til reduktion af kvælstofudvaskningen

ved udvidelse af husdyrbrug. I figur 3 er vist kortlægningen af retentionen.

Gitte Blicher-Mathiesen & Jørgen Windolf

Institut for BioScience, AARHUS UNIVERSITET

N sårbarhed i oplande

N reduktionskort udarbejdet af DMU, DJF og GEUS

Målte oplande:

Modelberegenet N-

udvaskning for 1989 og

diffus N-afstrømning

Umålte oplande: Model

udviklet for dybde til

redoxgrænse og

vandfluxe over og under

redox fra DK-modellen.

Model kaliberet til målte

oplande. For ca.

halvdelen af de umålte

er retentionen vurderet

ud fra geologi og dybde

til redox

Figur 3. Kortlægning af retention på oplandsniveau (fra Blicher-Mathiesen og Windolf, 2011; Windolf og

Tornbjerg, 2009)

I de målte oplande, dvs. hvor kvælstoftransporten gennem vandløbene er målt, er retentionen beregnet som

forskellen mellem den beregnede udvaskning fra rodzonen i oplandet og kvælstoftransporten i vandløbet. I

de umålte oplande baseres beregning på vandfluxe med DK-modellen og viden om redoxfrontens beliggen-

hed inden for 1x1 km beregningsceller (grids) (Blicher-Mathiesen og Windolf, 2011; Windolf og Tornbjerg

2009). Den anvendte kvælstofudvaskning for disse beregninger er baseret på N-udvaskningen omkring

1989/90. Der er ved disse beregninger anvendt meget forsimplede data omkring dyrkningspraksis og den

vandmængde, der antages at strømme gennem fra markerne og gennem jordlagene mod dræn, vandløb,

søer og kystvande. For de såkaldt ’umålte oplande’ er der for omkring halvdelen af dette areal (22% af lan-

dets samlede areal) alene estimeret grove intervaller for nitratreduktionen i grundvand.

Af kortet fremgår, at retentionen er størst (over 80 pct.) i Midtjylland på sandjorden samt hvor vandet passe-

rer større søsystemer under transporten mod fjordene. Tilsvarende er retentionen mindst (under 40 pct.) i

kystnære lerjordsoplande som f.eks. Sydsjælland.

En visuel vurdering af fordelingen af kvælstofretentionen ud fra kortet viser, at oplande med lav udvaskning

fra rodzonen (lerjorder) er koblet med en lav retention, og oplande med stor udvaskning (sandede jorder) er

koblet med en høj retention. Det betyder, at variationen i kvælstofudledningen pr. ha er mindre end variatio-

nen i retention.

Kortlægning af retention indenfor oplande


Side 8 af 72

Forsøg på kortlægning af retention indenfor oplande er foretaget i forskellige projekter. En oversigt over for-

skelige kortlægninger er givet af Refsgaard (2011). Senest har NIRAS gennemført korlægning af to sand-

jordsoplande i Jylland. Princippet i modelleringen er, at fra et givet areal kortlægges vandets og nitratens

partikelbane under transport fra rodzonen og ud i vandløbet. Ud fra en kortlægning af redoxpotentialet i jor-

den i kombination med vandets partikelbane kan retentionen beregnes. Desuden indregnes kvælstofredukti-

on i tørv under transporten til vandløbet.

Figur 4.1. Kortlægning af kvælstofretention i et sand-

jordsopland. Fra NIRAS (2011).

Figur 4.2 Beregning af kvælstoftilførsel til vandløb i

et sandjordsopland. Fra NIRAS (2011).

Fra kortet i figur 4.1 ses, at for en betydelig del af oplandet sker der næsten en kvælstofreduktion på 100 pct.

Dvs. at tiltag til reduktion af kvælstofudvaskningen fra disse arealer ikke vil have effekt. Arealerne med lavest

kvælstofreduktion er typisk vandløbsnære. I figur 4.2 er kvælstoftilførslen til vandløbet beregnet for de enkel-

te marker ud fra en beregning af udvaskningen fra rodzonen og fra retentionen på arealet. Fra ca. halvdelen

af arealet (arealet uden farve) vil der ikke ske en udledning til vandløbet, mens udledningen er høj fra arealer

med lav retention. Der er også arealer med en forholdsvis lille udledning af kvælstof på arealer med lav re-

tention. Det skyldes formentlig, at det er vedvarende græsarealer med en lav udvaskning fra rodzonen.

Hvis retentionen på sandjordsoplande generelt fordeler sig som beregnet af NIRAS vil der være en stor po-

tentiel gevinst i at regulere kvælstofudledningen fra landbruget ud fra dette. Ifølge NIRAS’ beregninger

stammer ca. 60 pct. af kvælstofudledningen fra 15 pct. af arealet. Ved målrettet at tage disse 15 pct. ud af

dyrkning eller dyrke vedvarende afgrøder her med en lav udvaskning, vil kvælstofudledningen kunne reduce-

res 60 pct.

Modellen for NIRAS’ kortlægning er valideret ud fra kvælstofkoncentrationer i vandløb og ud fra den bereg-

nede udvaskning fra rodzonen. Som for de andre typer af kortlægning, er det vanskeligt at kortlægge, hvor

stor en andel, som afstrømmer overfladenært via grøfter og dræn. Indtil videre egner modellen sig derfor

bedst til kortlægning af sandjordsoplande, hvor der er en lille andel, som afstrømmer overfladenært. Der er

derfor behov for at validere modellen yderligere på drænede oplande.

Indenfor lerjordsoplande er der gennemført forsøg på kortlægning af retentionen f.eks. i oplandet til Odense

Fjord. Det må forventes, at retentionen mellem rodzone og vandløb vil afhænge af, hvor intensivt oplandet er

drænet. Ca. 50 pct. af landbrugsjorden er systematisk drænet (Olesen, 2009). Erfaringer fra et projekt med


Side 9 af 72

kortlægning af dræn i et lerjordsopland i Østjylland i 2011 viser imidlertid, at det drænede areal sandsynligvis

er mindre. Mange marker er tilsyneladende kun drænet med enkelte ledninger, der typisk afvander lavninger.

Hvis lerjorden er systemdrænet vil typisk 50-60 pct. af afstrømningen ske gennem dræn, hvor retentionen er

lav. Den del af afstrømningen, der sker via grundvandet, må antages at passere reducerede jordlag og der-

med bliver nitraten reduceret. Retentionen frem til vandløbet må derfor på systemdrænede arealer antages

at være ca. 50 pct. Retentionen på ikke-drænede lerjorder må forventes at være højere. Årsagen til, at de

ikke er drænede kan imidlertid være, at vandet løber af gennem sand- eller kalklag, og der derfor ikke er

behov for dræning. Her må retentionen også forventes at være lav.

Retentionen må forventes at variere mindre inden for et lerjordsopland end inden for et sandjordsopland,

men kendskabet til den reelle variation er begrænset. Variationen fremkommer dels fordi andelen af af-

strømning gennem dræn varierer, og der kan være variation af reduktionen i den andel, der ikke strømmer

gennem dræn. Den samlede retention afhænger af, hvorvidt der sker en retention under transport gennem

vandløbet ud til fjorden herunder specielt, hvor mange søer, der passeres undervejs.

Modelleringen af retentionen i et lerjordsopland er vanskeligere end i et sandjordsopland, fordi geologien er

mere blandet. Se f.eks. den senere beskrivelse af NICA-projektet.

Kortlægning på lavbundsjord På lavbundsjord er der heller ikke gennemført en samlet korlægning af retention indenfor et opland. Land-

brugsjord på lavbundsjord udgør ca. 450.000 ha, hvoraf 114.000 er organogen (humusjord). Udvaskning og

udledning af kvælstof fra lavbundsjord er meget dårligt bestemt og beskrevet. Det skyldes bl.a., at hydrologi-

en er så varierende. Samtidig betyder det høje indhold af organisk stof kombineret med temporære vand-

mættede forhold muligheder for en stor denitrifikation. Det antages normalt, at udvaskningen og udledningen

fra drænet organogen lavbundsjord er stor. Foreløbige tal fra Blicher-Mathiesen (2011) tyder dog på, at ud-

ledningen fra drænet lavbundsjord kun er lidt større end fra drænet mineraljord. Udledningen fra nydrænet

organogene jorder kan dog være stor lige efter dræningen. Ved målinger af kvælstofkoncentrationen i dræn

på lavbundsjord findes tilsyneladende lave værdier. Det kan skyldes, at en betydelig del af drænvandet

kommer fra grundvandet, hvor der har fundet en denitrificering af kvælstof sted. Denitrificering i dræn og

afvandingsgrøfter kan også ske i de perioder, hvor vandstanden i vandløbet forhindrer afvanding. I figur 5 er

vist foreløbige resultater af målinger i 60 dræn i Vendsyssel taget ved udløb i vandløbet, hvorfor det antages

at langt hovedparten af lokaliteterne er lavbundsjord. 1/3 af prøverne indeholder mindre end 1,0 mg nitrat og

halvdelen af prøverne indeholder mindre end 3,5 mg nitrat. Hvis det antages, at afstrømningen er ens pr.

arealenhed gennem disse dræn, sker ca. 50 pct. af udledningen fra 20 pct. af drænene. Skal kvælstofudled-

ningen reduceres med 50 pct. kan man i princippet tage 20 pct. af jorden ud af drift for at nå dette mål.

De foreløbige resultater af drænvandsmålingerne i 2011/12 tyder således ikke på, at det generelt er jord, der

betegnes lavbundsjord, hvorfra den store udledning af kvælstof sker. Men der er tilsyneladende et stort be-

hov for viden om, hvordan udledningens størrelse fordeler sig inden for oplande, hvor lavbundsarealer udgør

en væsentlig andel af arealet.


Side 10 af 72

Figur 5. Nitratkoncentration af målinger i dræn med frit udløb

til vandløb i Nordjylland. Gns. af 2 målinger. Foreløbige resultater.

Forbedring af kortlægningen af kvælstofretentionen Retentionen på oplandsniveau kan forbedres ved at anvende mere opdaterede geografiske data for udvask-

ning af kvælstof fra landbrugsjorden, ved at inddrage flere måledata fra vandløbsstationer samt forbedre

modellerne til beregning af retention i umålte oplande. Derudover skal beregningen af retentionen i vandløb

gøres mere specifik og vidensgrundlaget herfor om muligt styrkes. Yderligere bør i vandløb tages hensyn til

eventuel effekt af reduceret grødeskæring. I søer kan beregningerne forbedres ved mere specifikke kædebe-

tragtninger, inddragelse af små søer mv. Desuden vurderes det, at den nuværende beregning af retentionen

undervurderer effekten af oversvømmelser (Blicher-Mathiesen et. al., 2011). Inddragelse af bedre viden om

hvor og hvor længe, der sker midlertidige oversvømmelser af de vandløbsnære arealer/ådale vil her være

nødvendig. Endelig vil det være nødvendigt med en systematisk og fuldgyldig oversigt over de retablererede

vådområder/søer o.l. de senere år samt deres forventede eller målte effekt som ’nitrat-fjernere’.

Muligheder for forbedring af kortlægning af retentionen med dynamisk modellering er beskrevet er Refs-

gaard, 2011. Med udgangspunkt i en gennemgang af foretagne nitratmodelleringer i Danmark konkluderes:

1. Hydrologiske modeller er i stand til at simulere vand og nitrattransport i vandløb for oplande,

hvor de er blevet kalibreret. Dette er dokumenteret for oplande mellem 5 km2 og mere end

1000 km2. Set fra en forvaltningsmæssig synsvinkel er det dog ikke i sig selv interessant,

fordi det for de store oplande med vand- og nitratdata vil være nemmere og mere nøjagtigt at

benytte måledata direkte i stedet for modeller.

2. Hydrologiske modeller har med det datagrundlag, vi har benyttet hidtil, generelt ikke vist sig i

stand til at simulere vandføringer og nitrattransport for oplande der er mindre end dem, de er

blevet kalibreret for.

3. Partikelbanemodeller anvendt ovenpå koblede overfladevands-grundvandsmodeller er ifølge

GEUS det mest velegnede værktøj til udpegning af sårbare og robuste områder. Med det

nuværende datagrundlag overlokale geologiske forhold vil partikelbanemodeller dog have

meget store prædiktionsusikkerheder.

De ovennævnte modeltyper har dog hidtil haft vanskeligheder med at simulere niveau for kvælstofkoncentra-

tioner og disse koncentrationers variation indenfor større oplande

NIRAS har vist en mulig model baseret på beregninger af partikelbaner for kortlægning af kvælstofretention i

sandjordsoplande. Denne model kan umiddelbart sættes op til beregning i andre sandjordsoplande. Der


Side 11 af 72

synes dog behov for at få valideret modellen yderligere. Der sættes desuden spørgsmålstegn ved, om mo-

dellen tager nok højde for overfladenær afstrømning gennem grøfter, gamle grøfter og dræn. Ideelt set bør

det overvejes, om modellen kan valideres ved at gennemføre studier ved anvendelse af tracere, som kan

følges fra jordoverflade frem mod vandløbet (Refsgaard, 2011).

I lerjordsoplande er nøglen til kortlægning af retentionen en bedre kortlægning af geologien og vandtranspor-

ten gennem dræn. Aktuelt gennemføres et projekt kaldet NiCA i to lerjordsoplande (Norsminde og Lillebæk).

NiCA vil udvikle nye geofysiske metoder til at kortlægge lokale geologiske strukturer og variationer i geologi-

en på meget lille skala og med fokus på de øverste 30 m af undergrunden. NiCA vil desuden udvikle meto-

der til avanceret hydrologisk modellering (modeller for hvordan vandet strømmer i jorden) i programmer som

MIKE SHE, DAISY og HydroGeoSphere. Disse modeller viser, hvordan transport og nedbrydning af nitrat

sker i undergrunden. NiCA vil også vurdere betydningen af datatæthed og geologisk heterogenitet for hvor

godt, de hydrologiske modeller faktisk beskriver virkeligheden. I projektet afprøves et system med kortlæg-

ning af jordens elektriske ledningsevne, der med det valgte system kan give informationer om fordeling af

jordlagene til 30 meters dybde (Transient Electromagnetic Method (TEM)). Foreløbige vurderinger tyder på,

at der i praksis kun kan kortlægges med en detaljeringsgrad på fra 10 til 1.000 ha alt efter krav til nøjagtig-

heden. Systemet anvendes allerede til grundvandskortlægning. Et vigtigt element i NiCA-projektet er be-

stemmelse af usikkerheden ved partikelbaner mv. Hypotesen er, at hvis sikkerheden i kortlægning af kvæl-

stofretentionen kan forbedres, kan kortlægningen foretages på et større detaljeringsniveau (mindre skala).

Det vil give yderligere muligheder for at placere tiltag til reduktion af kvælstofudvaskningen målrettet. Prin-

cippet er vist på figur 6.

Figur 6. Principskitse fra NICA-projektet. Hvis usikkerheden på retentionskortlægning kan reduceres ved

anvendelse af mere detaljerede data, kan kortlægges på et mere detaljeret niveau (mindre skala). Fra

Refsgaard et. al. (2011)

Dynamisk modellering vil kræve et robust datagrundlag for vandløbenes N-transport, målt eller op-

gjort/modelleret med stor sikkerhed. Nogle arealer og vandløbsopland er der en væsentlig tidsforsinkelse fra

kvælstof forlader rodzonen til det strømmer ud i vandløbet, som skal indarbejdes i opgørelser/modellering.

Det er vist af flere (f.eks. Windolf & Tornbjerg 2009), at der kan udvikles simple empiriske N-

retentionsmodeller der på oplandsniveau alene fordrer kendskab til hydrologiske nøgledata eller andre sim-

ple oplandskarakteristika for at estimere N-retentionen. Under forudsætning af, at der kan tilvejebringes til-

strækkeligt nøjagtige hydrologiske informationer fra f.eks. dynamisk modellering af vandkredsløbet, kan der

sandsynligvis udvikles simple empiriske retentionsmodeller på målte oplande og disse modeller kan så an-

vendes på umålte oplande som supplement til øvrige tiltag og forsøg på estimering af retention i oplande

uden måledata fra vandløbsstationer. Sådan ’concerted modelling’ kan bidrage til at belyse og mindske usik-

kerheden i forhold til det nuværende N-reduktionskort.


Side 12 af 72

Yderligere kortlægning af kvælstofretentionen

Hvis der skal gennemføres en regulering af landbrugets udledning af kvælstof målrettet mod de mest sårba-

re arealer indenfor de enkelte oplande til fjorde m.v., er der behov for en detaljeret kortlægning af hele lan-

det. Detaljeringsniveauet vil afhænge af sikkerheden for bestemmelse af retentionen. I sidste ende vil der

være behov for en kvantificering af usikkerheden ved fastsættelse af retentionen på markniveau. Kortlæg-

ningen vil have store økonomiske konsekvenser for den enkelte landmand, og derfor er det vigtigt, at sikker-

heden ved kortlægningen er stor.

Der kan anvendes flere strategier for en sådan kortlægning. Man kan forbedre sikkerheden i kortlægningen

ved at afvente forskellige forsknings- og projektresultater. Konsekvensen er, at en deltaljeret kortlægning af

retentionen først kommer om en årrække. En anden strategi er, at kortlægningen foretages snarest med den

viden og sikkerhed, der er i dag. Kortlægningen kan så ske i form af inddeling i områderne (markerne) i gro-

vere klasser som ”sikker lav retention”, ”sikker høj retention” og ”middel retention”. På denne måde kan den

eksisterende viden tages i anvendelse med det samme, og kortlægningen kan med årene forfines. Den skit-

serede relativering af retentionen kan så indenfor større oplande sikres tilpasset den samlede retention der

er bestemt for det større opland. Enten ved anvendelse af måledata fra vandløb eller ved rene modellerin-

ger.

Konklusion Ud fra ovenstående gennemgang er følgende vurdering af et resultat af en fremtidig retentionskortlægning

opstillet:

Jordtype Landbrugsareal

Anslået

Variation i retention

Sandjordsoplande 900.000 ha Gns. retention ligger i sandjordsoplande mellem 60-

80 pct. Det kan antages, at 75 pct. af arealet har en

retention på 90 pct. og derover. Resten har i gen-

nemnit en retention på 30 pct. (75 pct. i gennemsnit).

Der er store muligheder i en retentionskortlægning.

Lerjordsoplande, ned-

strøms søer

1.000.000 ha Gns. retentionsprocent ligger i sådanne oplande ty-

pisk fra under 40 til 60 pct. I gennemsnit ca. 45 pct.

Retentionskortlægning vil give nogen differentiering,

men ikke så stor som på sandjordsoplande

Lerjordsoplande, op-

strøms søer

300.000 80 pct. retention i gennemsnit. Variationen er lav,

fordi en stor del af retentionen kommer som følge af

søerne

Lavbundsjord 450.000 Variationen er ubekendt.

Størst potentiale i kortlægning af retentionen for at målrette placeringen at tiltag til reduktion af udledningen

af kvælstof (efterafgrøder, udtagning mv.), synes at være i sandjordsoplande, hvor relativt store arealer har

en meget stor retention og tilsvarende en lille retention og dermed en stor udledning af kvælstof. På dræne-

de arealer nedstrøms søer vil retentionen og variationen i retentionen være mindre. En opdeling af system-

drænede lerjordsarealer vil formodentlig placere arealerne i grupper med lav retention og middel retention,

men der vil næppe være betydende arealer i gruppen med høj retention. En del af lerjordsarealer er ikke

eller kun sporadisk drænet og en del af disse arealer vil formentlig have en stor retention. Kendskabet til

variationen i retention på lavbundsarealer er så beskedent, at det er vanskeligt at vurdere konsekvensen af

en kortlægning af retentionen.


Side 13 af 72

Selvom udvaskningen fra rodzonen på sandjord er betydeligt større end på lerjorder, bevirker den meget

høje retention på en betydelig del af sandjorden, at udledningen af kvælstof fra disse arealer er mindre end

fra lerjorderne. Effekten af tiltag til at reducere udledningen af kvælstof vil derfor have større effekt på lerjord

end på denne del af sandjorden. Der kan imidlertid opnås allerstørst effekt ved at placere tiltag til reduktion

af kvælstofudledning på sandjorder med en lav retention. Da dette oftest er vandløbsnære områder må det

dog forventes, at en del af disse arealer allerede dyrkes med vedvarende græs eller græs i omdrift. Derfor

kan det ikke umiddelbart estimeres, hvor stor en udledningsreduktion, der kan opnås ved omlægning af dis-

se arealer. På lavbundsarealer er der imidlertid potentiale i at bruge dem til kvælstoffjernelse af drænvand

fra højereliggende arealer ved anlæg af vådområder, minivådområder mv..

Litteratur Blicher-Mathiesen, G., Bøgestrand, J., Kjeldgaard, A., Ernstsen, V., Højberg, A.L., Jakobsen, P.R., von Platen, F., Tougaard, L., Hansen, J.R. & Børgesen, C.D. 2007: Kvælstofreduktionen fra rodzonen til kyst for Danmark. Fagligt grundlag for et nationalt kort. Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet Faglig rapport fra DMU nr. 616.. 68 s.

http://www.dmu.dk/Pub/FR616.pdf

Miljøstyrelsen, 2011: Anbefalinger fra Husdyrreguleringsudvalget, 2011.

http://www.mst.dk/Virksomhed_og_myndighed/Landbrug/Husdyrreguleringsudvalg/

AGWAPLAN (2004): Et pilotprojekt om implementering af Vandrammedirektivet ved øget dialog mellem landbrug, forsk-

ning og miljømyndigheder. LIFE-projekt.

http://ec.europa.eu/environment/life/project/Projects/index.cfm?fuseaction=home.showFile&rep=file&fil=LIFE05_ENV_D

K_000155_LAYMAN_DK.pdf

Ringkøbing Amt 2004: Oplandsmodel for N-belastning af Ringkøbing Fjord. DHI og Ringkøbing Amt.

Ringkøbing Amt 2006: Oplandsmodel for N-belastning af Nissum Fjord. DHI og Ringkøbing Amt.

Ernstsen, V., 2011: Nitratreduktion mellem rodzone og vandløb. GEUS. Præsentation til workshop. I: Kortlægning af

sårbarhed for nitratudledning til vandmiljøet. Bilag fra workshops samlet af Videncentret for Landbrug.

Blicher-Mathiesen, G. og Windolf, J. (2011): Kortlægning af sårbarhed for N-udledning. Institut for Bioscience, Aarhus

Universitet. Præsentation til workshop. I: Kortlægning af sårbarhed for nitratudledning til vandmiljøet. Bilag fra workshops

samlet af Videncentret for Landbrug.

Blicher-Mathiesen, 2012. Notat om status for N-udledning fra lavbundsarealer. Notat fra DCE – Nationalt Center for Miljø

og Energi. I: Kortlægning af sårbarhed for nitratudledning til vandmiljøet. Bilag fra workshops samlet af Videncentret for

Landbrug.

Blicher-Mathiesen, G. og Windolff, J. (2012): Notat sårbarhed for N udledning til vandmiljøet – Videncenter for Landbrug,

feb. 2012. Notat fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi. I: Kortlægning af sårbarhed for nitratudledning til vand-

miljøet. Bilag fra workshops samlet af Videncentret for Landbrug..

NIRAS (2011): Kortlægning af sårbarhed for nitratudvaskning, detailkortlægning af N-reduktionspotentiale mellem rodzo-

ne og vandløb. Præsentation af Jakob Birk Jensen og Mikkel Kloppengaard Nielsen til workshop. I: Kortlægning af sår-

barhed for nitratudledning til vandmiljøet. Bilag fra workshops samlet af Videncentret for Landbrug.


Side 14 af 72

http://www.dmu.dk/Pub/FR616.pdf

http://www.mst.dk/Virksomhed_og_myndighed/Landbrug/Husdyrreguleringsudvalg/

http://ec.europa.eu/environment/life/project/Projects/index.cfm?fuseaction=home.showFile&rep=file&fil=LIFE05_ENV_DK_000155_LAYMAN_DK.pdf

http://ec.europa.eu/environment/life/project/Projects/index.cfm?fuseaction=home.showFile&rep=file&fil=LIFE05_ENV_DK_000155_LAYMAN_DK.pdf

Olesen, S.E. (2009): Kortlægning af potentielt dræningsbehov på landbrugsarealer opdelt efter landskabselement, geo-

logi, jordklasse, geologisk region samt høj/lavbund. Intern rapport fra Det Jordbrugsvidenskabelige Fakultet, DJF Mark-

brug Nr. 21, side 31.

Refsgaard, J.C. (2011): Hvordan kan modeller hjælpe os med at vurderer nitratreduktion i undergrunden? GEUS. Notat

til workshop. I: Kortlægning af sårbarhed for nitratudledning til vandmiljøet. Bilag fra workshops samlet af Videncentret

for Landbrug.

Refsgaard, J.C., Larsen, F., Hinsby, K. og Engesgaard, P. (2011): Mulige feltstudier til vurdering af vandets strømnings-

veje i relation til nitratreduktion i undergrunden. GEUS og KU. Præsentation til workshop. I: Kortlægning af sårbarhed for

nitratudledning til vandmiljøet. Bilag fra workshops samlet af Videncentret for Landbrug.

Windolf, J. & Tornbjerg H. (2009): Kvælstofreduktion. Vand og Jord nr. 2, 2009, p. 74-79.


Side 15 af 72

Vurdering af grundvandsmagasiners nitratsårbarhed Birgitte Hansen, GEUS, november 2011 Note til workshops d. 4. november og 13. december 2011 ved Videncenter for Landbrug

Indledning I dette indlæg vil der blive fokuseret på vurdering af grundvandsmagasiners nitratsårbarhed og følgende emner vil blive omtalt:

‐ Udviklingen i nitrat koncentrationer i grundvandvandet ‐ Monitering af det overfladenære grundvand i LOOP ‐ Kortlægning af de dybe magasiner med indvindingsinteresser i Den Nationale

Grundvandskortlægning

Afslutningsvis vil perspektiver for at kortlægge oplande og vurdere overfladerecipienters nitratsårbarhed blive omtalt.

Udviklingen i nitratindholdet i iltet grundvand Når udviklingen i nitratindholdet i grundvandet skal vurderes fokuseres der på det iltede grundvand. I det iltede grundvand findes der nitrat i grundvandet overalt i Danmark (se figur 1). Dog er der områder hvor nitratforureningen af grundvandet er mere udbredt som f.eks. i området fra Djursland til Himmerland. Forekomsten af de høje koncentrationer af nitrat i iltet grundvandet skyldes sandsynligvis en kombination af: 1) dårlig beskyttelse af grundvandsmagasiner fra oven liggende dæklag, 2) lille nitratreduktionskapacitet af grundvandsmagasinet, 3) stor grundvandsdannelse og 4) stor udvaskning af nitrat fra arealanvendelsen. De 3 første kriterier ligger bl.a. til grund for vurdering af grundvandsmagasiners nitratsårbarhed i forbindelse med Den Nationale Grundvandskortlægning og har betydning for udbredelsen af nitrat i grundvandsmagasinerne (MST, 2000 og Hansen m.fl., 2009a). Det 3. og 4. kriterium spiller en rolle for koncentrationsniveauerne af nitrat i grundvandsmagasinerne.

Birgitte Hansen, GEUS Bilag fra workshop om sårbarhedskortlægning/VFL

Side 16 af 72

mjg

Maskinskrevet tekst

Top

Figur 1. Interpoleret geografisk fordeling af nitratindholdet i iltet grundvand baseret på 3757 analyser fra 1890‐2010. Udviklingen i nitratindholdet i iltet dansk grundvand reflekterer tydeligt udviklingen i det nationale kvælstofoverskud med et knækpunkt omkring 1980 (se figur 2). Regulering og tekniske forbedringer i det intensive danske landbrug har succesfuldt resulteret i en reduktion af kvælstofoverskuddet med 40 % siden 1980’erne. Opbremsningen omkring 1980 i dansk landbrugs kvælstofoverskud og nitratindholdet i iltet grundvand optræder dermed før igangsættelse af den 1. vandmiljøplan i 1985 og de efterfølgende aktionsplaner i 1987, 1991, 1998, 2000, 2001. 2004 osv. som har fokuseret på reduktion af landbrugets kvælstofoverskud som den vigtigste kilde til kvælstofudvaskning.


Side 17 af 72

Figur 2. Den generelle nitrattrend i dansk iltet grundvand (Hansen m.fl., 2011). Resultaterne fra grundvandsovervågningen viser at der i det alleryngste iltede grundvand (0‐15 år gammelt) er der flest filtre med en faldende trend i nitratindholdet i forhold til ældre iltet grundvand (15‐50 år gammelt) (se figur 3). Samtidig er der dog også boringer, som moniterer det alleryngste iltede grundvand, hvor nitratindholdet er stigende. Dette er en tydelig indikation på at regulering af landbruget har en målbar effekt på grundvandskvaliteten.

Figur 3. Andel af statistisk signifikante (p<0,05) stigende og faldende nitrattrends i iltet grundvand inddelt i 3 aldersgrupper (Hansen m.fl., 2011).

Monitering af det øvre grundvand i Landovervågningen (LOOP) I Landovervågningen (LOOP) overvåges nitratindholdet i det øverste grunvand, som både kan være iltet, anoxisk nitratreducerende eller reduceret.


Side 18 af 72

Overordnet set afhænger grundvandets nitratindhold af hvor dybt i grundvandsmagasinet vandprøven er udtaget (se figur 4). Nitratholdigt vand stammer altid fra den øvre iltede eller anoxiske del af grundvandsmagasinet. I modsætning hertil stammer nitratfrit vand oftest fra den nedre reducerede zone i grundvandsmagasinet. Imidlertid optræder reduceret grundvand tæt på terræn i områder, hvor nitratfronten er tæt på terræn som følge af de hydrogeologiske forhold med f.eks. sedimenter med stor reduktionskapacitet, ånære områder eller udstrømningsområder for grundvand, hvor grundvandsspejlet findes tæt på terræn. Nitrat som udvaskes til grundvandet, opfører sig som et kemisk inert stof under iltede forhold og den generelle lave reaktivitet af organisk stof under rodzonen. Derfor er iltholdigt grundvand særdeles velegnet til overvågning af nitratudvaskningen fra landbruget.

Figur 4. Principskitse over de overordnede redoxforhold i grundvandet. De omkring 100 grundvandsovervågningsboringer som indgår i Landovervågningen har for nylig gennemgået en faglig vurdering, som er rapporteret i Hansen m.fl. (2010). Rapporten kan downloades fra GEUS hjemmeside (www.geus.dk) under grundvandsovervågningen. Det fremgår at: 16 % moniterer iltholdigt og nitratholdigt grundvand af vandtype A, 44 % moniterer nitratholdigt grundvand af vandtype A eller B, 12 % moniterer ikke‐nitratholdigt grundvand af vandtype C og 27 % af boringer moniterer grundvand, hvor redoxforholdene varierer og vandtypen veksler derfor mellem A, B, C eller D. Det konkluders, at ikke alle grundvandsboringerne i LOOP er velegnet til overvågning af landbrugets kvælstofpåvirkning af grundvandet. Der er brug for optimering af feltarbejdet og iltmålinger fra alle boringer før det præcis kan afgøres, hvor mange boringer det drejer sig om.


Side 19 af 72

Overordnet set moniteres det overfladenære grundvand i udstrømningsområder i LOOP. Grundvandsspejlet og nitratfronten ligger tæt på terræn, og det moniterede grundvand har derfor varierende redoxforhold. Dette afspejles i figur 3 hvor de højere koncentrationer af nitrat i rodzonevandet i forhold til det øvre grundvand hovedsagelig skyldes nitratreduktion i grundvandszonen. Den gennemsnitlige nitratværdi for grundvandet hvert år repræsenterer et gennemsnit af nitratindholdet i filtre med varierende redoxforhold. Hvis der kun anvendes data fra grundvandsboringer i LOOP, som moniterede iltholdigt grundvand, så vil nitratkurverne i figur 5 for rodzonen og øvre grundvand nærme sig hinanden. I øvrigt kan det tilføjes at de øvre grundvandsmagasiner i LOOP alle er nitratsårbare.

Figur 5. Udviklingen i målte nitratkoncentrationer i perioden 1990/91 til 2008/2009 for rodzonevand og det øvre grundvand i tre lerjord og to sandjorsoplande i Landovervågningen (Grant m.fl.., 2010).

Kortlægning af dybe grundvandsmagasiner i Grundvandskortlægningen I Den Nationale Grundvandskortlægning kortlægges de dybe grundvandsmagasiner med nuværende og fremtidige indvindingsinteresser. Her er vurdering af grundvandsmagasiners


Side 20 af 72

nitratsårbarhed en hel central opgave i den afsluttende fase, idet denne vurdering ligger til grund for udpegning af nitratfølsomme indvindingsområder og indsatsområder mht. nitrat. I grundvandskortlægningen anvendes begrebet ”nitratsårbarhed” i forbindelse med grundvandsmagasiners nitratsårbarhed, som er en rummelig (3‐D) udpegning i undergrunden. Begrebet ”nitratfølsomhed” bruges i forbindelse med udpegninger på jordoverfladen (2‐D). Kort fortalt består grundvandskortlægningen af en række basiskortlægninger (den grønne bund i trekanten i figur 6) som inkluderer: geofysisk kortlægning, geologisk kortlægning, kemisk kortlægning, hydrologisk kortlægning og beskrivelse af indvindingsforhold samt klima. Denne basiskortlægning danner grundlag for at udtrække viden om 4 faktorer (det blå mellemstykke i figur 6) som inkluderer: drikkevandsressourcens kvalitet, 2) egenskaber ved dæklag, 3) egenskaber ved grundvandsmagasin og 4) grundvandets strømningsforhold. Viden om de 4 faktorer danner dernæst grundlag for den endelig syntese nemlig vurdering af grundvandsmagasinernes nitratsårbarhed, som er illustreret ved det øverste orange lag i trekanten i figur 6.

Figur 6. Skematisk illustration af sammentolkningen af kortlægningsdata ved vurdering af grundvandsmagasiners nitratsårbarhed (Hansen m.fl., 2009a). Vurderingen af grundvandsmagasinernes nitratsårbarhed er en samlet helhedsvurdering, som består i en afvejning af betydningen af de 4 faktore (se figur 7). Vægtningen af hver af de 4 faktorer for vurderingen af grundvandsmagasinernes nitratsårbarhed er afhængig af den


Side 21 af 72

lokale geologiske opbygning af kortlægningsområdet, men det er vigtig at viden om alle 4 faktorer indgår. Et nitratsårbart grundvandsmagasin kan f.eks. være et magasin, hvor dæklagene er gennem‐iltede og uden nitratreduktionskapacitet, dæklagene har en tykkelse som er < 5 m, selve magasinet er også uden større nitratreduktionskapacitet, grundvandet er nitratholdigt, grundvandsdannelse er stor og der foregår en nedadrettet grundvandsstrømning.

Figur 7. Faktorer til vurdering af grundvandsmagasiners nitratsårbarhed (Hansen m.fl., 2009). Metoderne som anvendes i Den Nationale Grundvandskortlægning er dels beskrevet i Zoneringsvejledningen fra Miljøstyrelsen i 2000 (MST, 2000) og i en række Geo‐vejledninger, som GEUS har udarbejdet i samarbejde med Naturstyrelsen, Miljømiljøministeriet:

‐ Geo‐vejledning 1. Jordprøver fra grundvandsboringer (Ditlevsen m.fl., 2008).

‐ Geo‐vejledning 2. Udpegning af indvindings‐ og grundvandsdannende oplande (Iversen m.fl., 2008).

‐ Geo‐vejledning 3. Opstilling af geologiske modeller til grundvandsmodellering

(Jørgensen m.fl., 2008).

‐ Geo‐vejledning 4. Potenialekortlægning (Mielby m.fl., 2009).

‐ Geo‐vejledning 5. Vurdering af grundvandsmagasiners nitratsårbarhed (Hansen m.fl., 2009a).

‐ Geo‐vejledning 6. Kemisk Grundvandskortlægning (Hansen m.fl., 2009b)


Side 22 af 72

‐ Geo‐vejledning 7. God Praksis i hydrologisk modellering (Refsgaard m.fl., 2011)

‐ Geo‐vejledning 8. Kortlægning af kalkmagasiner (Vangkilde‐Pedersen m.fl.,

2011) Geo‐vejledningerne kan downloades fra GEUS hjemmeside: http://gk.geus.info/grundvandskortlaegning/index.html

Perspektiver for vurdering af overfladerecipienters nitratsårbarhed Den Nationale Grundvandskortlægning foretages i Områder med Særlige Drikkevandsinteresser (OSD), som udgør 40 % af Danmarks areal. Omkring 15 % af Danmarks areal er udpeget som nitratfølsomme indvindingsområder i forbindelse med Den Nationale Grundvandskortlægning. Af Danmarks areal er ca. 2/3 opdyrket. Det bør vurderes hvordan resultaterne fra den detaljerede grundvandskortlægning kan anvendes til vurdering af overfladerecipienters nitratsårbarhed med henblik på en differentieret regulering af landbrugsarealerne i oplandene. Dette kræver at den detaljerede grundvandskortlægning i OSD‐områderne, som ligger i de hydrologiske oplande, retolkes i forhold til at vurderer overfladrecipienters nitratsårbarhed.

Referencer

Ditlevsen, C., Sørensen, J., Pallesen, T.M., Pedersen, D., Nielsen, O.B., Christiansen, C., Hansen, B. & Gravesen, P., 2008. Jordprøver fra grundvandsboringer. Vejledning i udtagning, beskrivelse og geologisk tolkning i felten. Geo‐vejledning 1, Særudgivelse, GEUS, 108 pp.

Grant, R., Blicher‐Mathiesen, G., Pedersen, L.E., Jensen, P. G., Hansen, B. & Thorling L., 2010. Landovervågningsoplande 2008. NOVANA. Faglig rapport fra DMU nr. 762.

Hansen, B., Iversen, C.H., Nielsen, A.M. & Søndergaard, V., 2009a. Vurdering af grundvandsmagasiners nitratsårbarhed. Geo‐vejledning 5, 38 pp.

Hansen, B., Mossin, L., Ramsay, L., Thorling, L, Ernstsen, V., Jørgensen, J. & Kristensen, M., 2009b. Kemisk grundvandskortlægning. Geo‐vejledning 6, 112 pp.

Hansen, B., Rasmussen, B.B., Sivertsen, J., Sørensen, E., Kristoffersen, V. & Christensen, K.S., 2010. Faglig vurdering af grundvandsboringer og pejleboringer i Landovervågningen (LOOP). Særudgivelse fra GEUS.

Hansen, B., Thorling, L., Dalgaard, T. and Erlandsen, M., 2011. Trend Reversal of Nitrate in Danish Groundwater – A Reflection of Agricultural Practices and Nitrogen Surpluses since 1950. Environmental Science & Technology, 45, 228‐234. Iversen, C.H., Lauritsen L.U., Nyholm, T. & Kürsteinm J., 2008. Udpegning af indvindings‐ og grundvandsdannende oplande (Del 1). Geo‐vejledning 2. Særudgivelse fra GEUS. Jørgensen, F., Kristensen, M., Højberg, A.L., Klint, K.E.S., Hansen, C., Jordt, B.E., Richardt, N. & Sandernen, P., 2008. Opstilling af geologiske modeller til grundvandsmodellering. Geo‐vejledning 3. Særudgivelse fra GEUS.


Side 23 af 72

Mielby, S., Ditlevsen, C. & Olesen, H., 2009. Potentialekortlægning. Geo‐vejledning 4. Særudgivelse fra GEUS. MST, 2000. Zoneringsvejledningen. Miljøstyrelsen, Miljøministeriet. Refsgaard, J.C., Troldborg, L., Henriksen, H.J., Højberg, A.L., Møller, R.R. & Nielsen, A.M., 2011. God praksis i hydrologisk modellering. Geo‐vejledning 7. Særudgivelse fra GEUS. Vangkilde‐Pedersen, T., Mielby, S., Hansen, B., Jakobsen, P.R., Iversen, C.H., Nielsen, A.M., 2011. Kortlægning af kalkmagasiner. Geo‐vejledning 8. Særudgivelse fra GEUS.


Side 24 af 72

Hvordan kan modeller hjælpe os med at vurdere nitratreduktion i undergrunden?

Jens Christian Refsgaard

GEUS

Projektleder NiCA

December 2011

www.nitrat.dk

Jens Christian Refsgaard, GEUS Bilag fra workshop om sårbarhedskortlægning/VFL

Side 25 af 72

http://www.nitrat.dk/

mjg

Maskinskrevet tekst

Top

Problemstilling – vandets strømningsveje, differentieret regulering Opgørelser af nitratbalancen i Danmark viser, at ca. 2/3 af den nitrat, der udvaskes fra markernes rodzone, reduceres, dvs. omdannes til andre N-forbindelser, inden det når frem til fjorde og kystnære vande. Langt hovedparten af reduktionen sker i undergrunden, mens en del også fjernes i vandløb, vådområder og søer på vej mod havet. Reduktionen i undergrunden sker, når vand med opløst nitrat ved transporten mod vandløbene bevæger sig igennem jordlag, der geokemisk set er reducerede, hvilket indebærer at nitraten reduceres til luftformigt nitrogen (N2). Figur 1 viser en principskitse for vandets strømning og nitratreduktionen i et morænelersområde. Grænsen mellem den oxiderede og den reducerede zone (redoxgrænsen) varierer fra et par meters dybde til mere end 50 m under terræn. Beliggenheden af redoxgrænsen er vanskelig at fastlægge på grund af relativt få data.

Figur 1 Principskitse for vandets strømningsveje, redoxgrænsen og nitratreduktion i et morænelersområde

Nitratudvaskningen fra landbruget er gennem de sidste par årtier blevet halveret i forbindelse med Vandmiljøplanerne. Nitratudvaskningen skal imidlertid yderligere reduceres ganske betydeligt med implementeringen af det Europæiske Vandrammedirektiv gennem de danske Vandplaner. Den hidtidige danske regulering har været ens for alle områder uden skelen til, at de naturlige betingelser for nitratreduktion i undergrunden varierer betydeligt afhængig af de geologiske forhold. De generelle reguleringer rammer derfor også de dele af det danske landbrugsareal, hvor de ingen effekt får, fordi nitraten her alligevel bliver nedbrudt i jordlagene mellem rodzonen og vandløbene. En differentieret indsats med fokus på arealer med lille nedbrydningskapacitet vil derfor være langt mere omkostningseffektiv. Med den nuværende viden kan vi dog ikke med tilstrækkelig sikkerhed udpege, hvilke geografisk afgrænsede områder, der har en stor hhv. lille naturlig nedbrydningskapacitet.


Side 26 af 72

Modellering af nitrat

Rodzonemodeller – udvaskning fra landbrugsdrift Numeriske modeller har været benyttet i Danmark i mange år til simulering af udvaskning fra rodzonen. De to mest anvendte modeller hertil er N-LES (Simmelsgaard, 1988; Simmelsgaard et al., 2000) og DAISY (Hansen et al, 1990; Hansen et al., 1991; Abrahamsen and Hansen, 2001). N-LES er en empirisk, statistisk model, som beregner årlig nitratudvaskning afhængig af klima, jordtype, afgrøde, markbearbejdning, mv. DAISY er en fysisk baseret dynamisk model, der simulerer vand og nitratprocesser i rodzonen på timebasis. Begge modeller er særdeles veldokumenterede med deres respektive styrker og begrænsninger, og de har begge været anvendt rutinemæssigt i forbindelse med Vandmiljøplanerne.

Koblede overfladevands-grundvandsmodeller på oplandsskala Den første modellering af nitrat på oplandsskala i Danmark skete under NPO projektet (Storm et al., 1990; Styczen and Storm, 1993), hvor nitratomsætningen i oplandene til Karup Å og Langvad Å blev modelleret ved at benytte output fra DAISY simuleringer som input til en oplandsmodel baseret på MIKE SHE (Abbott et al., 1986; Refsgaard and Storm, 1995). Siden er der blevet gennemført modelleringer med samme koncept for bl.a. oplandene til Ringkøbing Fjord (DHI, 2004), Nissum Fjord (Ringkøbing Amt, 2006) og Odense Fjord (Nielsen et al., 2004; Hansen et al., 2007, 2008, 2009; van der Keur et al., 2008). Det samme modelkoncept er endvidere anvendt ved modellering af fire LOOP oplande (Hansen et al., 2006; Alectia 2009, 2010; Hansen, 2010). Modellerne for de store oplande (Karup, Ringkøbing, Odense) er typisk sket med et 500 m grid, mens de små LOOP oplande er modelleret med et 50 m grid. Oplandsmodellerne er typisk blevet kalibreret mod observationer for trykniveauer i grundvandet og vandføringer i vandløb, mens DAISY typisk er kalibreret mod høstudbytte for at sikre at nitratbalancen simuleres bedst muligt. Nitratreduktionen i grundvandszonen er simuleret ved at indlægge en redoxgrænse, som i nogle modeller er blevet fastlagt alene ud fra tolkning af boringsdata (farveskift) fra GEUS’ boringsdatabase Jupiter, mens den i andre tilfælde er justeret for at få nitrattransporten til at stemme mod observationer fra vandløbsstationer. I enkelte tilfælde er der også inkluderet nitratreduktion i form af en første ordens nedbrydning i zonen over redoxgrænsen.

Erfaringerne fra de hidtidige modelleringer viser flere forhold:

• Modellerne er i stand til at beskrive både vandføringer og nitratindhold for de vandløbsstationer, hvor de kalibreres. Det gælder både for store oplande på flere hundrede km2 og små LOOP oplande på 5-10 km2.

• Det er ikke dokumenteret, at modellerne er i stand til at simulere vandføringer og nitrattransport for deloplande indenfor de kalibrerede oplande. Det blev fx testet i Odense Fjord studiet (Nielsen et al. 2004), hvor modellen blev kalibreret for et 486 km2 opland, men efterfølgende ikke var i stand til at simulere forskelle i reduktionsfaktor (nitrattransport i vandløbet divideret med udvaskning fra rodzonen i det tilhørende opland) mellem forskellige mindre deloplande, hvor der fandtes nitratmålinger, som ikke var anvendt til kalibrering. En sådan test svarer til at undersøge, hvor god modellen er til at simulere nitrattransport i umålte opland, som er det modellen i forvaltningssammenhæng skal anvendes til.

• De gennemførte modelstudier i LOOP oplandene er specielt interessante med henblik på at vurdere modellernes evne til at simulere afstrømning og nitrattransport for små områder, fordi der her er


Side 27 af 72

detaljerede data både for nitratbelastning på markniveau og for afstrømning i vandløb og drænrør. Modellerne er i alle studier blevet kalibreret mod den nedstrøms vandløbsstation med anvendelse af konstante hydrauliske parametre indenfor de enkelte geologiske enheder inden for hele oplandet. Resultaterne for simuleringer af små oplande, som fx drænvandsstationer, er efterfølgende blevet sammenlignet med observationer, som ikke er anvendt til kalibrering, hvilket er en stærk test af modellernes evne til at simulere forhold i ikke-målte oplande. For de to LOOP oplande, hvor der findes flere drænvandsstationer, viser resultaterne i alle tilfælde, at modellerne ikke er i stand til at give gode simuleringer af vand- og nitrattransport for de 2-5 ha små drænoplande (Alectia, 2009; Hansen, 2010).

Vandets strømningsveje - partikelbaneberegninger Koblede overfladevands-grundvandsmodeller kan, med tilføjelse af partikelbanemoduler, benyttes til at simulere vandets strømningsveje. Herved følges vandets strømningsveje fra rodzonen til vandløbet og kan dermed benyttes til at estimere, hvorvidt nitraten transporteres under redoxgrænsen og reduceres. Figur 2 viser et eksempel fra Odense Fjord modellen. Figuren viser en opdeling i tre typer af arealer: (i) områder hvorfra <33% af nitraten reduceres i undergrunden, (ii) områder hvor mellem 33% og 67% af nitraten reduceres, og (iii) områder hvor >67% af nitraten reduceres. De tre arealtyper svarer til, hvad man forvaltningsmæssigt kunne kalde (i) sårbare, (ii) mellem, og (iii) robuste i forhold til nitratbelastning fra landbrugsdrift. Figuren viser endvidere, hvor stor en del af vandet der, ifølge modellen, når frem til vandløbet via dræn. Drænvandet består dels af vand, der perkolerer ud af rodzonen og direkte, via det (frie) højtliggende grundvand(spejl) i morænen, ned i drænene og dels af vand, der siver ned gennem jordlagene i baglandet og presses op mod vandløbene i lavtliggende områder, hvor det så ”fanges” af dræn, inden det når frem til vandløbene.

Der er lavet partikelbaneberegninger og produceret kort som Figur 2 i mange af de studier, der har benyttet koblede overfladevands-grundvandsmodeller. Problemet med sådanne kort, er at vi ikke kan dokumentere, at modellernes angivelse af sårbare og robuste områder er korrekte. Vi ved fra andre studier, at alternative, plausible geologiske tolkninger af det samme områder kan føre til vidt forskellige simulerede partikelbaner (Højberg and Refsgaard, 2005; Troldborg et al., 2007). Partikelbanemodeller er et meget stærkt værktøj til udpegning af sårbare og robuste områder. Usikkerheden indebærer dog, at hvis det ud fra én model kan udledes at eksempelvis 15% af et opland bidrager med 60% af nitratbelastningen til vandmiljøet, er de 60% en teoretisk øvre grænse, som ikke vil holde i virkeligheden. Hvis vi inddrager flere alternative, plausible geologiske tolkninger i analysen kan det eksempelvis ende med, at bidraget fra det 15% areal udpeget af den ene model har et usikkerhedsbånd på måske fra 30% til 60%. Det usikkerhedsinterval kan indsnævres jo bedre geologiske data vi har. Dvs. vi ved at partikelbanemodeller baseret på kun én mulig tolkning af geologien er unøjagtig, men vi kan ikke på forhånd vide, hvor stor fejlmargenen i virkeligheden er.


Side 28 af 72

Figur 2 Resultater fra partikelbaneberegninger for Odense Fjord oplandet. Figuren viser modellens opfattelse af både hvor stor en andel af vandet, der har været under redoxgrænsen, og dermed er nitratfrit, inden det når frem til vandløbene, og dels hvor stor en andel af vandet, der når vandløbet via dræn (Hansen et al., 2009).

Et komplicerende aspekt er, at geologien udviser meget stor heterogenitet på lokal skala, som illustreret fra et feltforsøg med 10 boringer inden for et område på ca. 1 km2 (Figur 3). Figuren viser, at der er store variationer, både i jordlagenes sammensætning og i dybden til redoxgrænsen. Denne variation forekommer på en længdeskala, der er mindre end den ofte benyttede gridstørrelse på 500 m, og selv med et 50 m grid vil det i praksis være umuligt at beskrive hele heterogeniteten.


Side 29 af 72

Figur 3 Geologi og redox-karakterisering af 10 boringer fra et lille område ved Søndersø på Fyn (Hansen et al., 2008).

Overfladevandsmodeller på oplandsskala Udover det grundvandsbaserede DAISY/MIKE SHE modelkoncept er der i EU projektet EUROHARP gennemført oplandsmodellering med tre overfladevandsmodeller for Odense Å oplandet (Kronvang et al., 2009). Endvidere er DMU i øjeblikket ved at opstille en SWAT model for Danmark, bl.a. med henblik på simulering af nitratudvaskning. Disse overfladevandsmodeller betragter alle grundvandsmagasinet som et stort badekar, hvor nitratreduktionen beregnes med en konstant reduktionsfaktor. Modellerne opererer ikke med et regulært grid som fx MIKE SHE, men opdeler et topografisk opland i såkaldte ”hydrological response units (HRU)” som er en aggregering af delområder med samme jordtype, vegetation, klimainput, mv. Rodzonebeskrivelsen på HRU niveau kan være en separat rodzonemodel som fx N-LES eller en indbygget rodzonemodel som fx i SWAT. Outputtet fra rodzonen i de forskellige HRUer adderes indenfor et opland, og den del der nedsiver til grundvandet, går alle i det samme grundvandsbadekar.

Overfladevandsmodeller kan simulere lige så god vandføring og nitrattransport som de koblede overfladevands-grundvandsmodeller. Men da de ikke indeholder en beskrivelse af vandets strømningsveje i grundvandszonen, bruger de den samme reduktionsfaktor for alle områder indenfor et vandløbsopland (typisk flere hundrede km2) og kan derfor ikke skelne mellem arealer, hvorfra nedsivende nitrat reduceres i undergrunden, og arealer, hvor det ikke er tilfældet.

Konklusioner - status i dag med hensyn til anvendelse af modeller til at udpege sårbare og robuste områder Når vi skal vurdere en models evne til et givet formål, er det nødvendigt, at den på forhånd er testet for sådanne typer anvendelser for at dokumentere, hvor pålidelig den er (Refsgaard et al., 2010). Modeller der kun testes på data, som også har været brugt i kalibrering, har ikke nødvendigvis nogen pålidelighed til andre typer simuleringer, fordi en model kan producere det rigtige svar af mange forskellige forkerte grunde.


Side 30 af 72

Konklusionerne fra de mange års nitratmodelleringer i Danmark er:

1. Hydrologiske modeller er i stand til at simulere vand og nitrattransport i vandløb for oplande, hvor de er blevet kalibreret. Dette er dokumenteret for oplande mellem 5 km2 og mere end 1000 km2. Set fra en forvaltningsmæssig synsvinkel er det dog ikke i sig interessant, fordi det for de store oplande med vand- og nitratdata vil være nemmere og mere nøjagtigt at benytte måledata direkte i stedet for modeller.

2. Hydrologiske modeller har med det datagrundlag, vi har benyttet hidtil, generelt ikke vist sig i stand til at simulere vandføringer og nitrattransport for oplande der er mindre end dem, de er blevet kalibreret for.

3. Partikelbanemodeller anvendt ovenpå koblede overfladevands-grundvandsmodeller er det mest velegnede værktøj til udpegning af sårbare og robuste områder. Med det nuværende datagrundlag om lokale geologiske forhold vil partikelbanemodeller dog have meget store prædiktionsusikkerheder.

I NiCA projektet (www.nitrat.dk) har PhD studerende Anne Lausten Hansen arbejdet videre med den indledende modelopstilling rapporteret i Hansen (2010). Det videre arbejde har omfattet invers modellering (= automatisk modelkalibrering), hvor modellens hydrauliske parametre estimeres, så den giver bedst muligt overensstemmelse med observationsdata. Observationsdata er udnyttet i tre trin:

• Kalibrering mod trykniveauobservationer. Der er 13 observationsboringer med tidsserier, der bl.a. viser fine årstidsfluktuationer.

• Kalibrering mod trykniveauer + vandføringer fra to stationer med daglige vandføringsdata i vandløbet.

• Kalibrering mod trykniveauer + vandføringsdata + daglige data for afstrømning i fem 2-5 ha store drænoplande.

Resultaterne (Hansen, 2011) viser, at inddragelse af drænvandsdata forbedrer den generelle modelsimulering lidt, men at modellen ikke er i stand til at simulere forskelle i vandføringer mellem drænoplandene. Tilsvarende viser en analyse af observationer og simuleringer af trykniveaufluktuationer i de 13 boringer, at modellen ikke simulerer store henholdsvis små fluktuationer på de samme lokaliteter som observationerne. Hvis en model ikke kan simulere lokale trykniveauforhold præcist, vil den heller ikke simulere en korrekt afstrømning gennem dræn, der netop er aktive, når det lokale grundvandsspejl er højere end drændybden. Modellen vil derfor simulere en forkert opsplitning af rodzone perkolationen mellem horisontal strømning til dræn og vertikal strømning til de dybere grundvandsmagasiner med mulighed for nitratreduktion.

Alt i alt viser analyserne, at en model der er opstillet med konstante hydrauliske parametre gennem et helt geologisk lag, dvs. en model baseret på en relativ homogen geologi, ikke er i stand til at simulere lokale strømningsforhold og derfor må antages heller ikke at være pålidelighed med hensyn til at forudsige, hvor stor en andel af den udvaskede nitrat, der bliver reduceret på vej fra rodzonen til vandløbet. Med baggrund heri, samt i andre tilsvarende studier, er det vores opfattelse, at den begrænsende faktor for en models evne til at forudsige strømningsforhold på lokal skala, herunder drænvandsafstrømning, er den rumlige skala indenfor hvilken, vi kan beskrive den geologiske heterogenitet. Dvs. at den rumlige opløsning af geologiske data sætter en absolut nedre grænse for den rumlige skala på hvilken en model teoretisk set har


Side 31 af 72


mulighed for at have en prædiktiv evne. Det er den grundlæggende hypotese, som vi tester i NiCA projektet.

NiCA konceptet – fremtidsperspektiver

Et strategisk forskningsprojekt NiCA projektet er finansieret af Det Strategiske Forskningsråd med en bevilling på 14,5 millioner kr. for perioden 2010-2013. Projektet har 12 partnere:

• De Nationale Geologiske Undersøgelser for Danmark og Grønland (GEUS) - koordinator • Institut for Geografi og Geologi, Københavns Universitet • Geologisk Institut, Aarhus Universitet • Aarhus Geophysics Aps • Videncentret for Landbrug • Fødevareøkonomisk Institut, Københavns Universitet • Laval University, Quebec, Canada • Alectia A/S • Aarhus Kommune • Odder Kommune • SkyTEM • DHI

Formål og koncept NiCA vil udvikle nye geofysiske metoder til at kortlægge lokale geologiske strukturer og variationer i geologien på meget lille skala og med fokus på de øverste 30 m af undergrunden. NiCA vil desuden udvikle metoder til avanceret hydrologisk modellering (modeller for hvordan vandet strømmer i jorden) í programmer som MIKE SHE, DAISY og HydroGeoSphere. Disse modeller viser, hvordan transport og nedbrydning af nitrat sker i undergrunden. NiCA vil også vurdere betydningen af datatæthed og geologisk heterogenitet for hvor godt, de hydrologiske modeller faktisk beskriver virkeligheden.

Værktøjerne testes i to oplande:

• Lillebæk (5 km2) på Sydøstfyn. Lillebæk oplandet er et såkaldt landovervågningsopland (LOOP), hvor der i mere end 20 år er indsamlet data fra vandløb, dræn og det øvre grundvand i det nationale overvågningsprogram NOVANA.

• Norsminde (101 km2) ved Odder. Norsminde oplandet har tidligere været benyttet som studieområde i et EU LIFE projekt AGWAPLAN om nitratudvaskning. Området benyttes endvidere i et forskningsprojekt om konstruerede minivådområder (SupremeTech) samt et tilhørende demonstrationsprojekt under Grønt Udviklings- og Demonstrations Program (GUDP).

NiCA og GUDP projektet vil samarbejde tæt i Norsminde området med udveksling af data og modellering af drænvandsafstrømning.


Side 32 af 72

I Norsminde oplandet vil de mulige økonomiske gevinster ved anvendelse af de udviklede metoder og en differentieret indsats blive undersøgt i et tæt samarbejde med landmænd, og der vil blive udarbejdet anbefalinger til en målrettet vandforvaltningsstrategi på oplandsskala.

SkyTEM - nyudvikling Denne geofysiske metode er baseret på Transient Electromagnetic Method (TEM). I NiCA sker der en videreudvikling af det helikoptorbårne SkyTEM system, der bl.a. har været anvendt til grundvands-

kortlægning. Videreudviklingen giver en forbedret rumlig opløsning i de øverste 30 m af jordlagene.

Systemet er færdigudviklet og blev testet på de to oplande i juni 2011. Data herfra er i øjeblikket under bearbejdning. Tæt på terræn forventer vi at kunne beskrive sand/lerlegemer med en rumlig opløsning på ned til 30-50 m horisontalt og et par m vertikalt, mens den rumlige opløsning bliver grovere med dybden.

Figur 4 Det nye SkyTEM udstyr udviklet i NiCA.

Geologisk og hydrologisk modellering NiCA vil opnå den bedst mulige tolkning af geologien ved at kombinere geofysiske data (SkyTEM) med boringsinformationer. Herudover vil usikkerhederne på den geologiske tolkning blive estimeret og benyttet som grundlag for beregninger med stokastiske geologiske metoder med henblik på at generere flere alternative realisationer af plausible geologier. For hver af disse geologiske modeller vil der bliver opstillet en numerisk strømningsmodel, og den andel af perkolationen fra rodzonen, der transporteres ned under redoxgrænsen inden det når vandløbet (nitrat reduktionsfaktor), vil blive beregnet med partikelbanemodeller. Ved at sammenligne reduktionsfaktorer for de forskellige geologiske modeller kan usikkerheden på modelprædiktionen som følge af ukendt geologisk heterogenitet estimeres. Denne metodik er illustreret i Figur 5. Vi forventer at nå frem til en sammenhæng mellem usikkerhed på forudsigelse og rumlig skala som vist nederst på figuren, dvs. at for små områder vil der være stor usikkerhed, mens der for store områder vil være mindre usikkerhed. Spørgsmålet om en models prædiktive evne bliver således koblet sammen med både den rumlige skala og den ønskede nøjagtighed (= acceptabel fejlmargen).


Side 33 af 72

Figur 5 Overordnet koncept for geologisk og hydrologisk modellering og analyser af prædiktiv skala (RES) i NiCA.

Eftersom datagrundlaget for vurdering af dybden til redoxgrænsen langt de fleste steder er mangelfuldt vil usikkerheden på redoxgrænsens beliggenhed blive medtaget i analyserne. Desuden vil NiCA forsøge at finde sammenhænge mellem geologien og redoxrænsen for herigennem at kunne reducere denne usikkerhedskilde.

Today NiCA


Side 34 af 72

NiCA perspektiver Hvis forventningen om, at den bedre geologiske detaljering, der kan opnås med SkyTEM, kan forbedre hydrologiske modellers evne til at forudsige strømningsforhold på lokal skala, giver det mulighed for, at vi kan identificere de arealer, hvor naturen selv sørger for nedbrydningen af nitraten i undergrunden, dvs. de robuste områder, hvor almindelig landbrugsdrift ikke vil medføre stor nitratbelastning til miljøet.

De foreløbige vurderinger af de nye SkyTEM data er meget positive, men dataene er endnu ikke endeligt bearbejdede, og der er endnu ikke gennemført grundige test mod feltdata. Vi mangler endvidere at bruge dataene i hydrologiske modeller. Før vi har gennemført disse analyser, kan vi ikke sige på hvilken skala og med hvilken sikkerhed, vi vil kunne foretage udpegningen af sårbare og robuste områder. Den absolut nedre grænse vil være den rumlige opløsning af SkyTEM dataene, dvs. ca. en ha, Men eftersom geofysiske data er indirekte målinger og skal transformeres til elektriske ledningsevner, geologiske enheder og hydrauliske ledningsevner vil der uundgåeligt være ”støj”, der betyder, at vi formentlig ikke kommer ned i nærheden af en ha. På nuværende tidspunkt forventer vi, at konklusionen bliver et sted mellem 10 ha og 10 km2, bl.a. afhængig af den ønskede nøjagtighed.

NiCA vil beregne usikkerhederne for hvert enkelt beregningspunkt i partikelbanesimuleringer. Dvs. at vi vil kunne producere usikkerhedskort, som kan lægges ovenpå partikelbaneresultater med procent nitratreduktion i undergrunden (som figur 2). Sådanne resultater vil formentlig vise, at der er nogle områder, hvor partikelbaneberegningerne vil være rimeligt sikre, mens der vil være andre områder, hvor usikkerhederne er meget store. Dvs. at vi kan forvente, at det vil være muligt i nogle dele af et opland at udpege robuste og sårbare områder med tilstrækkelig sikkerhed, mens det måske ikke vil være muligt i andre dele af det samme opland.

Under alle omstændigheder vil NiCA kunne give værdifuld information om den fejlmargen, der kan forventes ved at benytte koblede overfladevands-grundvandsmodeller og partikelbaneberegninger til udpegning af robuste og sårbare områder.


Side 35 af 72

Referencer Abbott MB, Bathurst JC, Cunge JA, O'Connel PE, Rasmussen J (1986) An introduction to the European Hydrological System - Systeme

Hydrologique Européen "SHE", 1: History and philosophy of a physically-based distributed modelling system. Journal of Hydrology, 87, 45-59.

Abrahamsen P, Hansen S (2000) Daisy: An Open Soil-Crop-Atmosphere System Model. Environmental Modelling & Software, 15, 313-330.

Alectia (2009) Oplandsmodel for landovervågningsopland 1 - Beregning af nitratomsætning i oplandet. Delrappport til Miljøcenter Nykøbing Falster.

Alectia (2010): Oplandsmodel for landovervågningsopland 6 - Fase 3: Nitrattransport. Rapport til Miljøcenter Ribe. DHI (2004) Oplandsmodel for N-belastning af Ringkøbing Fjord. Rapport udarbejdet af DHI for Ringkøbing Amt. Hansen AL (2010) Modelling of flow and nitrate transport from root zone to stream system in Lillebæk catchment (LOOP4),

Denmark. Master thesis, Department of Geography and Geology, University of Copenhagen. www.nitrat.dk Hansen AL (2011) Poster til AGU, december 2011. www.nitrat.dk Hansen JR, Rasmussen P, Christensen BSB (2006) Modellering af vand og nitrat i mættet zone og vandløb i

landovervågningsoplandet Odderbæk (LOOP2). Delrapport. GEUS Hansen JR, Refsgaard JC, Hansen S, Ernstsen V (2007) Problems with heterogeneity in physically based agricultural catchment

models. Journal of Hydrology, 342 (1-2), 1-16. Hansen JR, Ernstsen V, Refsgaard JC, Hansen S (2008) Field scale heterogeneity of redox conditions in till - upscaling to a catchment

nitrate model. Hydrogeology Journal, 16, 1251-1266. Hansen JR, Refsgaard JC, Ernstsen V, Hansen S, Styczen M, Poulsen RN (2009) An integrated and physically based nitrogen cycle

catchment model. Hydrology Research, 40(4), 347-363. Hansen S, Jensen HE, Nielsen NE, Svendsen H (1990) DAISY – Soil Plant Atmosphere System Model. NPO-forskning fra Miljøstyrelsen

nr. A10, 272 pp. Hansen S, Jensen HE, Nielsen NE, Svendsen H (1991) Simulation of nitrogen dynamics and biomass production in winter wheat using

the Danish simulation model DAISY. Fertilizer Research, 27, 245-259. Højberg AL, Refsgaard JC (2005) Model Uncertainty - Parameter uncertainty versus conceptual models. Water Science and

Technology, 52(6), 177-186. Kronvang B, Borgvbang SA, Barkved LJ (2009) Towards European harmonized procedures for quantification of nutrient losses from

diffusive sources – the EUROHARP project. Journal of Environmental Monitoring, 11, 503-505. Nielsen K, Andersen HE, Larsen SE, Kronvang B, Stjernholm M, Styczen M, Poulsen RN, Villholth K, Krogsgaard J, Dahl-Madsen KI,

Friis-Christensen A. Uhrenholdt T, Hansen IS, Pedersen SE, Jørgensen O, Windolf J, Jensen MH, Refsgaard JC, Hansen JR, Ernstsen V, Børgesen CD, Wiggers L (2004) Odense Fjord. Scenarier for reduktion af næringsstoffer. Danmarks Miljøundersøgelser. Faglig rapport fra DMU 485.

Refsgaard JC, Troldborg L, Henriksen HJ, Højberg AL, Møller RR, Nielsen AM (2010) God praksis I hydrologisk modellering. Geo Vejledning 7. GEUS. http://vandmodel.dk/vm/materiale/index.html

Refsgaard JC, Storm B (1995) MIKE SHE. In Singh, V.P. (Ed.): Computer Models of Watershed Hydrology, Water Resources Publication, 809-846.

Ringkøbing Amt (2006) Nissum Fjord og opland – analyse af miljøtilstand og næringsstortransport. Simmelsgaard SE (1998) The effect of crop. N-level, soil type and drainage on nitrate leaching from Danish soil. Soil Use and

Management, 14, 30-36. Simmelsgaard SE, Kristensen K, Andersen HE, Grant R, Østergård H (2000) Empiriske modeller til beregning af kvælstofudvaskningen

fra rodzonen. DJF rapport nr. 32 Markbrug. Danmarks Jordbrugsforskning. Storm B, Styczen M, Clausen T (1990) Regional model for næringssalttransport og –omsætning. NPO-forskning fra Miljøstyrelsen,

B15. Styczen M, Storm B (1993) Modelling of N-movments on catchment scale – a tool for analysis and decision making. 2. A case study.

Fertilizer Research, 36, 7-17. Troldborg L, Refsgaard JC, Jensen KH, Engesgaard P (2007) The importance of alternative conceptual models for simulation of

concentrations in multi-aquifer system. Hydrogeology Journal, 15, 843-860. van der Keur P, Hansen JR, Hansen S, Refsgaard JC (2008) Uncertainty in Simulation of Nitrate Leaching at Field and Catchment Scale

within the Odense River Basin. Vadose Zone Journal, 7, 10-21.


Side 36 af 72



http://vandmodel.dk/vm/materiale/index.html

1

Mulige feltstudier til vurdering af vandets strømningsveje i relation til nitratreduktion i undergrunden?

Jens Christian Refsgaard, Flemming Larsen og Klaus Hinsby, GEUS


December 2011

Problemstilling – vandets strømningsveje, differentieret regulering Opgørelser af nitratbalancen i Danmark viser, at ca. 2/3 af den nitrat der udvaskes fra markernes rodzone,

reduceres, dvs. omdannes til andre N-forbindelser, inden det når frem til fjorde og kystnære vande. Langt

hovedparten af nitratreduktionen sker i undergrunden, mens en del også fjernes i vandløb, vådområder og

søer på vej mod havet. Reduktionen i undergrunden forekommer, når vand med opløst nitrat ved

transporten mod vandløbene bevæger sig igennem jordlag, der geokemisk har en reducerende kapacitet,

hvilket indebærer, at nitraten reduceres til luftformigt nitrogen (N2). Figur 1 viser en principskitse for

vandets strømning og nitratreduktionen i et morænelersområde. Grænsen mellem den oxiderede og den

reducerede zone (redoxgrænsen) varierer fra et par meters dybde til mere end 50 m under terræn.

Beliggenheden af redoxgrænsen er ofte vanskelig at fastlægge på grund af relativt få data.

Figur 1 Principskitse for vandets strømningsveje, redoxgrænsen og nitratreduktion i et morænelersområde

Jens Christian Refsgaard m.fl. Bilag fra workshop om sårbarhedskortlægning/VFL

Side 37 af 72

mjg

Maskinskrevet tekst

Top

2

Nitratudvaskningen fra landbrugsarealer er gennem de sidste årtier blevet halveret i forbindelse med

Vandmiljøplanerne. Nitratudvaskningen skal imidlertid yderligere reduceres ganske betydeligt med

implementeringen af det Europæiske Vandrammedirektiv, og dette skal ske gennem de danske Vandplaner.

Den hidtidige danske regulering har været ens for alle arealer uden skelen til, at de naturlige betingelser for

nitratreduktion i undergrunden varierer betydeligt afhængig af de lokale geologiske forhold. De generelle

reguleringer rammer derfor også de dele af det danske landbrugsareal, hvor de ingen effekt får, fordi

nitraten her alligevel bliver nedbrudt i jordlagene mellem rodzonen og vandløbene. En differentieret

indsats med fokus på arealer med lille nedbrydningskapacitet vil derfor være langt mere omkostnings-

effektiv.

Identifikation af geografiske områder med stor hhv. lille naturlig nedbrydningskapacitet kan i princippet

gennemføres ved hjælp af hydrologiske modeller kombineret med partikelbane beregninger, hvor vandets

strømningsveje beregnes for alle punkter i oplandet, og hvor det således beregnes, hvor mange af

vandpartiklerne der strømmer ned under redoxgrænsen på vejen fra rodzone til vandløb. Et væsentligt

problem er dog, at partikelbaneberegninger kan være temmelig usikre (Refsgaard, 2011). Et andet

fundamentalt problem er, at vi ikke har data til direkte at validere modelberegninger og partikelbaner

imod. Selv detaljerede datasæt for nitrat i vandløb fortæller ikke, hvor i oplandet vandet og nitraten i

virkeligheden kommer fra.

Grundvandsdateringer med forskellige miljøtracere og transportsimuleringer af disse, er her det bedste

alternativ og vil i mange situationer kunne anvendes til formålet. Herudover vil de give yderligere indblik i

både de hydrauliske og geokemiske forhold i det undersøgte opland samt om fysiske og kemiske processer

under infiltrationen ved vandspejlet.

Formål med denne note Formålet med denne note er at beskrive ideer til, hvordan vi kan få forbedret viden om vandets strøm-

ningsveje i undergrunden fra rodzone til vandløb.

Hovedideen består af etablering af et eller flere eksperimentelle områder, hvor der gennemføres

specialiserede feltmålinger og modelberegninger. Vi forventer, at resultatet af sådanne undersøgelser vil

kunne fortælle, hvor nøjagtig hydrologiske modeller og partikelbaneberegninger er til at forudsige vandets

strømningsveje indenfor længdeskaler mellem 50 m og 1000 m.

Nærværende note er begrænset til beskrivelse af ideer og koncepter, mens en detaljeret plan for

feltarbejdet og analyserne må afvente en egentlig projektbeskrivelse med konkrete lokaliteter, budgetter

mv.

Feltstudier For at skaffe information om vandets strømningsveje vil vi benytte flere forskellige kemiske data

(fingeraftryk), som kan fortælle noget om hvor vandet har bevæget sig, hvor længe det har været undervejs

samt hvilke geokemiske processer, der er foregået.


Side 38 af 72

3

Forsøgsområdet vil være et område fra et vandskel til et vandløb, fx en bakkeskråning som skematisk

illustreret på Figur 1. Det vil have en udstrækning på måske af størrelsesorden 1 -2 km vinkelret på

vandløbet og være nogle hundrede meter bredt. Her vil vi etablere en række boringer med filtersætninger i

forskellige dybder. Desuden vil vi kortlægge og lave målinger i drænrør og evt. grøfter samt i selve

vandløbet.

Vi foreslår bl.a. følgende typer af observationer:

Kemiske fingeraftryk:

Generel grundvandskemi til bestemmelse af kemiske reaktioner og dokumentation af analysekvalitet ved

hjælp af ionbalancer er vigtig – herunder:

K+ og Cl-. -. Kalium og klorid, samt andre uorganiske parametre, er almindeligvis forhøjede i

grundvands under landbrugsjord, og kan fortælle om vandet er infiltreret under en mark, der er

gødet.

SO4—og HCO3 Sulfat og bikarbonat kan fortælle om der er foregået nitratreduktion ved henholdsvis

oxidation af pyrit og organisk materiale.

Forholdet mellem opløst N2 og Ar i grundvand. Da begge gasser findes naturligt i atmosfæren,

opløses disse i infiltrerende grundvand, og det "naturlige" opløst N2/Ar forhold vil være svagt

temperaturafhængig. Hvis der forekommer tilførsel af N2 som følge af nitratreduktion, vil N2/Ar

forholdet blive ændret, og den tilførte N2 burde kunne kvantificeres. Disse bestemmelser af

nitratreduktion kan sammenlignes med uafhængige bestemmelse, da reduktionen vil ske enten ved

oxidation af pyrit (produktion af sulfat og opløsning af kalk), eller ved oxidation af organisk

materiale (produktion af TIC, alkalinitet, etc.).

N2O som indikator for igangværende nitratreduktion.

O2 som indikator for hvorvidt nitratreduktion overhovedet kan foregå.

Ædelgasser (He, Ne, Ar, Kr, Xe). Estimerer infiltrationstemperatur og mængden af ”excess air” i en

vandprøve, der ikke hidrører fra denitrifikation (særlig kritisk ved datering af grundvand der er

yngre end 5 år)

18O og 2H. Ilt – og brint-isotoper kan fortælle noget om hvor overfladenær transporten har været.

Infiltrerende vand har ofte et årstidssignal, som i nogle situationer kan spores.

Landbrugs fingeraftryk:

Der er måske muligheder for at kunne henføre nitratudvaskningen til en specifik mark, i et

morænelandskab med hældninger ned mod en ådal, ved at vælge marker med forskellige afgrøder, der så

skulle have forskellige "fingeraftryk på vandet", som fx:

Stabile isotoper (δ15N og δ18O) er forskellige for forskellige typer gødning (kunstgødning og gylle) og

kan derfor hjælpe med at spore fra hvilken mark en vandprøve stammer.

Marker med forskellige afgrøder kan have forskellig opdeling af evapotranspiration i transpiration

og jordfordampning, hvilket kan give forskellige fingeraftryk på forholdet mellem stabile isotoper.

Vi har dog ikke megen erfaring med brug af isotoper på disse områder, så vi er usikre på, hvor langt disse

teknikker kan give supplerende data til vurdering af nitratreduktionen.


Side 39 af 72

4

Aldersdateringer:

Såkaldte miljøtracere, som har stigende eller faldende koncentrationer i nedbøren, eller radioaktive

isotoper med kendt naturlig baggrund, benyttes ofte til aldersdateringer af grundvand. De hyppigst

anvendte miljøtracere til datering af ungt grundvand (~1- 50 år) er tritium-helium (3H/3He), og CFC

gasser. I det her tilfælde, hvor vandet vil være relativt ungt (få år) er 3H/3He metoden den mest

oplagte metode. Koncentrationen af CFC-gasser i atmosfæren har været konstant eller aftagende

gennem nogle år, og de nedbrydes desuden under redoxgrænsen, så de er ikke hensigtsmæssige i

dette tilfælde. En ny metode (SF6 datering) testes i øjeblikket af GEUS på VAP-markerne i St.

Jyndevad og Tylstrup i samarbejde med fire laboratorier i USA og Tyskland, men det er endnu

uklart, om denne metode er anvendelig under danske forhold – foreløbige undersøgelser viser, at

der tilsyneladende kan være hyppig kontamination med denne industrigas i Danmark.

Tracerforsøg:

Den mest direkte metode til at kortlægge vandets strømningsveje er at tilføre en tracer på nogle

marker og følge tracerens strømning. Det kræver imidlertid, at projektet har en varighed, så man

kan forvente et gennembrud af denne tracer, og metoden er, så vidt vi ved, endnu ikke afprøvet i

den ønskede skala.

Modelanalyser af data fra feltstudier Med undtagelse af tracerforsøg er alle de foreslåede dataindsamlinger indirekte metoder. De vil derfor

blive udsat for en omfattende analyse med anvendelse af modeller. Det vil eksempelvis blive testet, hvor

godt en ”standard” hydrologisk model med tilhørende partikelbaneberegning kan reproducere feltdataene,

og hvorledes supplerende geologiske og geofysiske data kan forbedre den hydrologiske model. Vi

forventer, at en kombination af disse data og modelanalyser vil kunne give et godt billede af strømnings-

vejene i undergrunden, og hvor der forekommer nitratreduktion i undergrunden med henblik på

udarbejdelse af en strategi for en differentieret indsats på dette område.

Reference Refsgaard JC (2011) Hvordan kan modeller hjælpe os med at vurdere nitratreduktionen I undergrunden. NiCA note, 12 sider, GEUS,

www.nitrat.dk


Side 40 af 72


Notat om status for N-udledning fra lavbundsarealer Bidrag til diskussion af landbrugsarealers sårbarhed med hensyn til N-udledning til vandmiljøet. Workshop afholdt 13. december 2011 hos Videncenter for Landbrug

Notat fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi Dato: 22. februar 2012 Gitte Blicher-Mathiesen Institut for Bioscience Rekvirent: Videncenter for Landbrug Antal sider: 16 Faglig kommentering: Ruth Grant, Charlotte Kjærgaard Kvalitetssikring, centret: Poul Nordemann Jensen

Tel .: +45 8715 0000 E-mail: [email protected] http://dmu.au.dk

DCE – NATIONALT CENTER FOR MILJØ OG ENERGI

AARHUS UNIVERSITET AU

Gitte Blicher-Mathiesen, Institur for Bioscience Bilag fra workshop om sårbarhedskortlægning/VFL

Side 41 af 72

mjg

Maskinskrevet tekst

Top

3

Resumé Ådalen er central, når der skal udtages areal fra landbrugsproduktion med det formål at formindske N-udledningen til vandmiljøet. Vi har dog meget lidt viden om, hvor meget kvælstof disse lavbundsarealer i landbrugsdrift udleder og dermed viden om, hvor meget kvælstofudledningen til vandlø-bet reduceres, hvis der udtages specifikke lavbundsarealer fra landbrugs-produktion.

Lavbundsarealet udgør ca. 667.800 ha ifølge den Danske Jordklassificering, heraf udnyttes ca. 70 pct. som landbrug, hvilket arealmæssigt svarer til 17 pct. af landbrugsarealet i landet. Heraf er ca. ¾ opgjort som værende i om-drift, hvor det meste forventes at være veldrænet. Den restende del er ikke i omdrift og hvor meget af dette, der er drænet og grøftet, er uvist.

Hovedparten af den danske lavbundsjord er minerogen. Ny kortlægning af humusjordene viser at kun 177.231 ha har mere end 3 pct. kulstof, mens 107.000 ha har mere end 12 pct. kulstof.

Fra NPo-forskningsprogrammet blev N-udvaskning fra 3 lavbundsområder i omdrift målt. Der var tale om nydrænet tørvejord, og derfor er resultaterne ikke repræsentative for tørveholdigt lavbundsjord, der har været drænet en årrække. Der er kun et enkelt forsøg, hvor N-udledningen på et nydrænet tørvejord er målt over 14 år. Resultaterne viser, at den årlige drænafstrøm-ning af kvælstof falder fra ca. 57-237 kg N/ha til 38-67 kg N/ha over disse 14 år, intervallet er afhængig af drænafstand. Der har desuden været enkelte punktmålinger af N i drænvand fra lavbundsområder, men en præcis kvan-titativ opgørelse af N-udledning kræver at både vandafstrømning og N-koncentration måles forholdsvis hyppigt – ca. 1 gang pr uge, idet der kan strømme reduceret grundvand til fra andre arealer og dermed fortynde N-koncentration i lavbundsområder.

Hvis lavbundsområdet dyrkes som varigt græs og ikke omlægges men sta-dig drænes, forventes N-udvaskningen via dræn at ligge forholdsvis lav, hvilket foreløbige målinger (1-10 kg N/ha/år) fra 2 arealer i oplandet til Gjern å indikerer (Hoffmann & Grant, 2004). Data fra NPo forskningspro-grammet indikerer, at lavbundsjorde, der ikke drænes og ikke gødes, synes at have en meget lav N-udvaskning til vandmiljøet.

Ofte har der været fokus på, om tørveholdige lavbundsjorde i omdrift (og dermed drænede) vil have en stor N-udledning til vandløb. I dag har vi ikke målinger, der underbygger dette. Målinger på en lokalitet over 14 år, som nævnt ovenfor, er ikke tilstrækkelig til at drage konklusioner med hensyn til N-udledning. Vi har ikke målinger, der viser, hvordan nitratholdigt grund-vand transporteres eller omsættes under strømning gennem lavbundsområ-der til vandløb. Det kan vise sig, at de lavbundsområder, der er minerogene, kan have en stor N-udledning til vandløb, hvis let omsættelig organisk stof er nedbrudt af mange års tilstrømning af nitratholdigt grundvand. Da grundvand i ådalen ofte strømmer i små lag af grus, sand eller i grænsen mellem tørv og andet materiale, ofte med høj hydraulisk ledningsevne og hvis N-reduktionen er opbrugt i denne strømningskanal, vil nitratholdigt grundvand kunne strømme direkte ud til vandløbet. I sådanne tilfælde vil man kunne opnå en stor reduktion i N-udledningen/ha ved at udtage om-driftsarealer.


Side 42 af 72

4

Konklusionen fra denne udredning er, at datagrundlaget for at opgøre N-udledning fra lavbundsarealer er begrænset, men de minerogene lavbunds-arealer (eller hvor tørven er omsat) kan måske vise sig at være meget sårbare og evt. give anledning til stor N-udledning.

Derimod kan denitrifikationen i områder, hvor der stadig er tørv tilstede, være stor med en deraf resulterende lav udledning til vandløbene indtil tør-ven er omsat.

N-fjernelse via denitrifikation på lavbundsarealer afhænger af sedimentets indhold af organisk stof og/eller pyrit samt af grundvandsstand, flow og evt. tilstrømning af grundvand fra højjord. Derfor vil N-markbalancer ikke kunne give et retvisende billede af N-tabspotentialet for lavbundsarealer.

Videngrundlaget vedr. effekten på N-udledningen af at udtage arealer i åda-lene herunder mulighed for i højere grad at målrette en udtagning bør der-for styrkes, såfremt dette virkemiddel ønskes bragt i anvendelse.

Indledning Videncenter for Landbrug har bedt Institut for BioScience, Aarhus Universi-tet om en vidensbaseret udredning om landbrugsarealer vurderede sårbar-hed for udledning af kvælstof til ferskvand og havmiljø. Institut for BioSci-ence har i nærværende notat beskrevet det nuværende vidensgrundlag med hensyn til N-udledning fra lavbundsarealer.

N-udledning fra lavbundsarealer er primært knyttet til omsætningen af or-ganisk stof og den overfladenære transport bl.a. via dræn og grøfter. I nota-tet beskrives hvordan lavbundsjordene er afgrænset og hvor meget de are-almæssigt udnyttes til landbrug. Hidtil har der ikke været så meget fokus på hvor stor N-udledningen er på minerogen lavbundsjord, der udnyttes land-brugsmæssigt. Disse typer af lavbundsjord kan måske vise sig at blive meget kritiske med hensyn til N-udledning til vandmiljøet og bliver gennemgået nedenfor.

Selvom en relativ lille andel af lavbundsjordene er organogen og i omdrift har der ofte været fokus på eller en forventning om at disse arealer giver et relativt stort bidrag af kvælstof til vandløb og grøfter, primært fordi jordens organiske stof omsættes, når dræning og ompløjning lufter og ilter jorden. Nedenfor gennemgås lavbundsjordenes N-udledning til grøfter og vandløb, og der skelnes mellem kvælstofudledning via dræn og udledning, som er grundvandsbetinget. Den grundvandsbetingede N-udledning er svær at må-le. I dag findes der ikke specifikke danske målinger, der redegør for hvor stort dette bidrag udgør fra lavbundsjord hvilket jo så også gælder for de arealer, der udnyttes landbrugsmæssigt.

Ådalen er attraktiv både for landbruget og til rekreative formål. Land-brugsmæssigt er lavbund og ådalen attraktive idet disse arealer har et stort udbyttepotentiale betinget af god vandforsyning til afgrøder og fra de orga-nogene jorde også ekstra N forsyning til planterne, når tørven omsættes.

Med hensyn til N-udledning gør vand og stofstrømme samt interne proces-ser for N-fjernelse i ådalen det muligt at udnytte naturens naturlige hydro-logi og stofomsætning til at fremtidssikre og forbedre retentionen af både N


Side 43 af 72

5

og P på vandets og stoffernes transportvej til vandmiljøet. I det sidste afsnit gennemgås kort de mulige processer der kan fjerne N fra lavbundsområder-ne.

Landbrug i og uden for omdrift på Lavbundsarealer Lavbundsjord har naturligt et relativt højtliggende grundvandsspejl, da dis-se arealer ligger relativ lavt i forhold til den nærliggende recipient. I den Danske Jordklassificering (Madsen et al., 1992) udgør lavbundsjordene 667.800 ha. Der findes ikke nogen entydig naturvidenskabelig definition på lavbundsjord. I jordklassificeringen blev lavbund afgrænset på Geodætisk Instituts målebordsblade 1:20.000, ud fra kortenes eng-, mose- og marsksig-natur. Også landskabselementerne marsk, tørlagt inddæmmet areal og lit-torina inkusiv marint forland er klassificeret som lavbund. Det betyder at lavbundsjordene dækker over den lavbund, der eksisterede i den første halvdel af 1900’erne. Da en del af littorina fladen ligger så højt at det for-mentlig ikke er grundvandpåvirket er det aktuelle lavbundsareal mindre end ovenfor angivet.

Landbrug dækker knap 70 pct. af lavbundsområderne og er opgjort ud fra ansøgte hektar til Enkeltbetalingsordningen i 2010, svarende til at 17 % af landbrugsarealet for hele landet ligger på lavbund (tabel 1).

Af landbrug på lavbund er ca. ¾ opgjort som værende i omdrift, hvor det meste forventes at være veldrænet. Den øvrige ca. ¼ er ikke i omdrift og hvor meget af dette, der er drænet og grøftet er uvist. Landbrugsarealet på lavbund i omdrift er opgjort med to metoder. Dels for de markblokke, hvor hele arealet udgøres af lavbund og dels for det landbrugsareal hvor også de-le af markblokke udgøres af lavbund og hvor den andel af markblokken der ligger i lavbund er vægtet med hele markblokkens omdriftsandel. Begge me-toder kan overestimere andel af arealet i omdrift, det er dog uvist hvor me-get. For de markblokke hvor hele arealet udgør lavbund vil en stor andel ligge i Store og Lille Vildmose, begge har en stor andel af omdrift. I opgørel-sen hvor kun dele af markblokke ligger i lavbund vil man forvente at om-driftsarealet primært ligger uden for lavbundsområdet.

Hovedparten af den danske lavbundsjord er minerogen. Ifølge ny kortlæg-ning af humusjordene i Danmark udgør jord med mere end 3 pct. kulstof 177.231 ha, hvoraf 73 % er i omdrift, mens 107.000 ha har mere end 12 % C, hvoraf 65 % er i omdrift (Mogens Greve pers. komm.).

Nye målinger af netto nedbrydning af kulstof på drænede organogene og ugødede landbrugsjord på lavbund udgør mellem 35 og 136 kg C/ha/år og var ca. en faktor 1,7 højere på arealer i omdrift end på permanente græsarea-ler omend denne opdeling ikke var signifikant (Elsgaard et al., 2012 in prep.). Nedbrydning af tørven vil forventelig være noget større på gødede arealer. F.eks. fandt Pedersen (1978) at omsætning af tørven årligt fjernede 1 cm tørv i Store Vildemose for perioden 1930-1974, derudover var der en me-kanisk sammensynkning af tørven på yderligere 176 cm.


Side 44 af 72

6

Kvælstofudvaskning fra lavbundsarealer via dræn Vores viden om hvor stor N-udledning via dræn er fra lavbundsjorde er for-holdsvis lille både for lavbundsarealer med natur og de lavbundsarealer der udnyttes landbrugsmæssigt.

N-udvaskning fra gødede humusholdige lavbundsjorder i omdrift viser stor spredning som ud over mængden af gødning og sædskifte påvirkes af tør-vens omsætningsgrad og vandpåvirkning. Vandstanden i tørven og N-udledning er betinget af hvor detaildrænet og grøftet områderne er. I Dan-mark er der meget få målinger af N og P udvaskning på humusholdige lav-bundsjorde. Og på nogle af de målte lokaliteter er N-udvaskningen via dræn meget høj, fordi området er drænet lige inden eller få år inden målinger star-tede (tabel 2).

Tabel 1. Arealpotentialet for landbrugsjord er opgjort hvor hele markblokke er dækket af lavbundsjord og hvor også en del af

markblokke er vægtet i forhold til, hvor stor en andel af markblokken der er dækket af lavbund. Summen af det ansøgte land-

brugsjord i alt og i omdrift er vist for de 23 hovedvandopland.

Markblokke med 100 % areal

inden for lavbund

Lavbund på ansøgt areal

inkl. del af markblokke

Område

Mark-

blokke

Ansøgt

areal

Omdrift på

ansøgt areal

Pct.

omdrift

Ansøgt

areal

Omdrift på

ansøgt areal

Pct.

omdrift

n (ha) (ha) (%) (ha) (ha) (%)

1.1. Nordlige Kattegat 3651 21358 17671 83 42132 31855 76

1.2. Limfjorden 8822 63927 54999 86 141861 111333 78

1.3. Mariager Fjord 352 4138 3761 91 7918 6475 82

1.4. Nissum Fjord 672 3028 2400 79 16266 13133 81

1.5. Randers Fjord 1450 7394 5155 70 26485 18958 72

1.6. Djursland 756 4721 3696 78 11539 8517 74

1.7. Århus Bugt 65 244 59 24 3481 2241 64

1.8. Ringkøbing Fjord 1122 6463 5053 78 38796 31426 81

1.9. Horsens Fjord 121 482 242 50 4339 2917 67

1.10. Vadehavet 1715 12470 8065 65 57719 41016 71

1.11. Lillebælt-Jylland 224 549 170 31 9500 5751 61

1.12. Lillebælt-Fyn 122 530 152 29 3677 1957 53

1.13. Odense Fjord 249 1328 983 74 6253 4510 72

1.14. Storebælt 52 142 92 65 1696 1156 68

1.15. Sydfynske 103 587 84 14 2794 1292 46

2.1. Kalundborg 373 1900 757 40 6849 3485 51

2.2. Isefjord og Roskilde Fjord 828 6327 4787 76 15252 10543 69

2.3. Øresund 130 798 578 72 3457 1216 35

2.4. Køge Bugt 252 2202 415 19 3307 1040 31

2.5. Smålands-farvandet 412 3051 1999 66 15640 10714 69

2.6. Østersøen 227 2522 1696 67 8033 5381 67

3.0. Bornholm 4 3 2 58 502 353 70

4.0. Kruså 1055 6844 4506 66 21568 16412 76

Sum 22757 151007 117323 78 449067 331683 74


Side 45 af 72

7

N-udvaskning via dræn fra en gødet lavbundsjord der er i omdrift og som for nylig er blevet drænet med tilsvarende landbrugsmæssige udnyttelse er for en 14 årig periode målt til gennemsnitlig 126 kg N/ha. Den høje udvask-ning skyldes at området blev drænet lige før målingerne startede, hvorved der foregik en stor mineralisering af tørven, og hvor udvaskningen primært var ammonium. I løbet af de 14 år falder ammonium koncentrationen fra ca. 50 mg N/l i de første 6 år til 15-17 mg N/l de sidste 3 måleår. Drænafstrøm-ningen for det hydrologiske år stiger i forhold til hvor intensiv arealet er drænet, gennemsnitlig 395, 350 og 227 mm med en drænafstand på hen-holdsvis 7½, 15 og 30 m. Ganges den gennemsnitlige ammoniumkoncentra-tion på 17 mg N/l målt for det sidste måle år, giver det et overslag over N-udvaskningen via dræn på henholdsvis 67, 60 og 38 kg N/ha for det hydro-logiske år. Til sammenligning udgør den årlige drænafstrømning for land-brugsjord 10-30 kg N/ha målt på 15 lokaliteter igennem 7 eller 10 år (Peder-sen, 1983, Simmelsgaard, 1994).

Også de 3 lokaliteter der er målt i Hansen et al. (1990) er forholdsvis nydræ-nede og N-udvaskningen via dræn udgør 21 og 27 kg N/ha for lokaliteten Skovsbjerg og 45 og 111 for lokaliteten Volsted, hvor den høje udvaskning

Tabel 2. Målt N-udvaskning fra humusholdige lavbundsjorde med og uden dræning i Danmark

Lokalitet Jordtype N-tilførsel N-udvaskning (kg total N/ha/år) Dræn

(kg N/ha/år) Dræn Nedsivning Måleår

Gødet og drænet i omdrift

Moræne1 22 lille 14

Marsk, Højer1 12 % ler 50-200 28 lille 14

Tørv, Skjernådalen1 26 % C 30-120 126 lille 14 Nydrænet

Volsted3

85-90 % humus Græs slet

/Vinterhvede

110-285

45 & 111 43 & 50 2 Nydrænet

Gøderup3* 29 % humus 100 289 1 Nydrænet

Skovsbjerg3 78-89 % humus 100 21 & 27 68 & 84 2 Nydrænet?

Gødet og drænet vedvarende græs

Gjern2 Tørvejord 1 1

Gjern2 Tørvejord 11 1

Ikke drænet vedvarende græs eller mose

Kærhuset3 70-86 % humus 75 - 20 & 35 2 udrænet

Gøderup3 mose 44 % humus - 8 1 udrænet

Reference for deloplande

Fussingø4 Lavbund Skov 50 ha

Eng 59 ha

6 3

Fussingø4 Lavbund 122 ha lavbund

70 ha landbrug

95 ha skov

15 3

LOOP 1 – Lolland5 Lerjord

Lerjord

25

16

90/91-94/95

01/02-09/10

LOOP4 - Fyn5 Lerjord

Lerjord

41

17

90/91-94/95

01/02-09/10

1) Pedersen (1985). 2) Hoffmann & Grant (2004). 3) Hansen et al. (1990). 4) Hoffmann & Ovesen (2003) 5) Grant, R. (Pers.

Kom.)

* høsten druknede idet drænpumpen ikke var sluttet til, vinterhveden blev nedpløjet


Side 46 af 72

8

kan relateres til ompløjning af intensiv dyrket sletgræs efter fulgt af vinter-hvede. Den tredje lokalitet i Hansen et al. (1990) har en meget høj drænud-vaskning på 289 kg N/ha, som kan relateres til at vinterhveden druknede og derfor blev nedpløjet..

Hvis lavbundsområdet dyrkes som varigt græs og ikke er i omdrift men sta-dig drænet forventes N-udvaskningen via dræn at ligge forholdsvis lav, hvilket foreløbige målinger (1-10 kg N/ha/år) fra 2 arealer i oplandet til Gjern å indikere (Hoffmann & Grant, 2004). Lavbundsjorde der ikke drænes og ikke gødes synes at have en meget lav N-udvaskning til vandmiljøet. Må-linger af ammonium og nitrat i jordvand og grundvand for 3 lokaliteter viser meget lave koncentrationer sammenlignet med tilsvarende arealer der gø-des, drænes og er i omdrift (Hansen et al, 1990) (Tabel 3).

Vores vidensgrundlag omkring N-udledning fra lavbund og pumpede om-råder er langt fra fyldestgørende. Blandt andet viser målinger på både dræ-nede og pumplede nordjyske lavbundsarealer meget lave kvælstofkoncen-trationer. Det kan ikke udelukkes at den lave kvælstofkoncentration fra nog-le lavbundsarealer, kan skyldes en stor kvælstofreduktion ved denitrifikati-on. (Charlotte Kjærsgaard pers. komm.). Det er dog væsentligt at der for lavbundsarealer redegøres for vandbalancen da en lav kvælstofkoncentrati-on kan skyldes en stor tilstrømning af reduceret grundvand, hvor en stor af-strømning selv med lav kvælstofkoncentration kan bidrage til en betydende belastning. For kulstofrige arealer kan ammonium og total N udgøre et be-tydeligt bidrag til kvælstoftabet, hvorfor målinger af kvælstoftab også bør inkludere disse former.

Grundvandsbidrag fra lavbundsområder til vandløb og grøfter I dag har vi ikke viden og målinger af hvor meget kvælstof det strømmer til grøfter og vandløb via grundvand fra lavbundsområderne og slet ikke no-gen viden om sammenspillet imellem kvælstofomsætning, vandpåvirkning og udledning for de forskellige typer af lavbundsområder der eksistere i landet. Grundvandsbetinget N-udvaskning til vandløb og grøfter fra lav-bundsområder vil i de områder, hvor der er vandmættet tørv eller pyrit væ-re forholdsvis lav, mens udledningen formentlig vil være højere, hvis tørven er nedbrudt og pyriten allerede er oxideret. Det kan vise sig at de lavbunds-områder der er minerogene kan være kritiske med hensyn til N-udledning til vandløb, hvis let omsættelig organisk stof er nedbrudt gennem mange års

Tabel 3. Nitrat koncentration i jordvand fra tørv og koncentrationer af Total opløst kulstof (TOC), ammonium, nitrat og total N

målt i grundvand på drænede og udrænede humusjorde (efter Hansen et al.1990).

Lokalitet Humus (%)

0-25 75-100

Afgrøder Nitrat i jordvand

(mg NO3-N/l)

Grundvand

(mg /l)

Drænet og gødet 0-25 25-50 50-75 75-100 TOC NH4-N NO3-N t-N cm ut.

1 58 28 Omdrift 42 38 44 25 31 1 13 17 59-72

4 23 34 Omdrift 40 47 35 35 21 7 5 12 34-87

7 13 11 Omdrift 19 24 19 3 29 16 1 21 34-78

8 27 26 Omdrift 8 18 21 16 - 2 17 - 0-30

9 58 51 Varigt græs 3 3 0 0 - 2 8 - 80-150

6 28 19 Omdrift med græs 2 2 1 1 - 2 3 - 65-150

Ikke drænet og uden gødning

2 36 16 Mose 3 0 0 0 8 1 0 2 7-15

3 14 21 Varigt græs 1 1 0 0 18 1 0 3 17-43

5 27 27 Varigt græs 3 3 0 0 - 2 8 - 0-60


Side 47 af 72

9

tilstrømning af nitratholdigt grundvand. Netop fordi grundvand i ådalen of-te strømmer i små lag af grus, sand eller i grænsen mellem tørv og andet ma-teriale, ofte med høj hydraulisk ledningsevne. Når N-reduktionen er op-brugt i denne strømningskanal vil nitratholdigt grundvand kunne strømme direkte ud til vandløbet.

På nydrænet tørvejord i Skjern å dalen blev et relativt stort pyrit-indhold i 0-60 cm’s dybde på mellem 4 og 29 tons/ha nedbrudt i løbet af 14 år, mens indholdet på 66 tons /ha i 60-90 cm’s dybde blev reduceret til ca. ¼ (Peder-sen, 1985). Grundvandsbidrag af kvælstof kan være en ”tikkende bombe” i de tilfælde hvor organisk stof og pyrit er iltet og/eller omsat. I disse iltede og/eller anoxiske miljøer vil der være en risiko for at nitraten ikke blive om-sat inden de når ud til grøfter og vandløb. Pyrit vil dog stadig kunne dannes i anaerobe miljøer, hvis sulfat og jern tilføres med grundvand.

Afhængig af hvor omsat tørven er, vil mineralisering af tørven i sommer-halvåret kunne bidrage med en stor intern N-tilførsel, hvilket ikke i samme omfang vil være tilfældet for de minerogene lavbundsarealer. En ændring i management fx ingen pløjning vil forventelig have en større effekt på dræn-udledningen fra organogen end fra minorogene lavbundsjorde. Omvendt vil man kunne forvente at N-reduktionen defineret som N fjernelse fra bunden af rodzonen og ud til grøfter og vandløb vil være større på organogene jor-de, hvis tørven er dybere end rodzonen og/eller dybere end grundvands-spejlet, mens på minorogen lavbund og lavbund med lille tørvedybde er der måske en lavere N fjernelse hvis der ikke er kulstof fra tørv eller pyrit der kan omsætte nitrat. Som før nævnt har vi ikke danske målinger der kan af-dække N-udledning relateret til mængde af tørv og/eller pyrit og strøm-ningsveje dræn eller grundvandsbetinget. Desuden er det uklart hvor stor dræningseffekten isoleret er på tørvmineraliseringen for fx drænede lav-bundsarealer med vedvarende græs.

N-reduktionspotentialet i vandmættede tørvarealer i vinterhalvåret forven-tes at været betydeligt, mens minerogene / sandede lavbundsarealer ikke har tilsvarende høje N-reduktionspotentialer. I forhold til effekten på N-udledning kan en øget N-mineralisering i sommerhalvåret teoretisk kom-penseres ved et højere N-reduktionspotentiale i vinterhalvåret, hvor den en-delige effekt på N-udledningen vil afhænge af afstrømningsforholdene (se nedenfor). For arealer med høj denitrifikation kan der dog forekomme N-tab i form af NH4-N og/eller organisk-N, igen afhængigt af afstrømningsforhol-dene.

Lavbundsarealer (også drænede) vil i vinterhalvåret typisk være påvirket af til/gennem-strømmende grundvand med deraf følgende højt grundvands-spejl (terræn nært). Afhængigt af grundvandsspejlets beliggenhed, trykpo-tentialer og hydraulisk ledningsevne kan der på lavbundsarealer både fore-komme vertikal nedsivning til dræn og/eller vertikal/horisontal grund-vandstilstrømning. De lokale hydrauliske forhold vil således påvirke af-strømningsforholdene via dræn. Tilsvarende vil vandstanden i grøft/vandløb påvirke afstrømningen fra lavbundsarealet. De lokale (og års-tidsbestemt) hydrauliske forhold vil således kontrollere afstrømningen af vand fra rodzonen.


Side 48 af 72

10

N-markbalancer giver begrænset information om lavbunds-arealers potentielle N-udledning N-markbalancer anvendes ofte til at give et estimat af hvor stor N-udvaskningen er fra rodzonen. Markbalancerne opgøres som tilført kvælstof med handelsgødning, husdyrgødning, slam og affaldsprodukter fra indu-stri, N-fixering, deposition og tilførsel med såsæd minus den kvælstof-mængde der fjernes med høstede produktioner. N-markbalancen er et sam-let udtryk for tabsposterne N-udvaskning fra rodzonen, denitrifikation, ammoniakfordampning og ændringer i de organiske puljer. I nogle tilfælde opgøres N tabet via denitrifikation og ændringer i de organiske puljer med empiriske eller andre modeller (Jensen et al., 2006). Da N-fjernelse via de-nitrifikation på lavbundsarealer som ovenfor nævnt i høj grad afhænger af sedimentets indhold af organisk stof og/eller pyrit samt af grundvands-stand, flow og evt. grundvandstilstrømning fra andre arealer vil disse N-markbalancer ikke give det samme revisende billede af det potentielle N-tab fra rodzonen for lavbundsarealer, som markbalancen giver for minerogen højjord. I dag er der ikke modeller og tilstrækkelig måledata, der kan beskri-ve den heterogene omsætning og vanddynamik, der fjerner N via denitrifi-kation eller nedbryder tørv i lavbundsområderne.

Risiko for P udvaskning fra reetablerede lavbund Den landbrugsmæssige udnyttelse med dræning og gødskning af de ånære lavbundsjorde har bevirket, at mange af disse arealer i dag indeholder bety-delige mængder akkumuleret fosfor (Kjærgaard, 2007), der ved restaurering og med højt grundvandsspejl til følge kan være en potentiel fosforkilde til vandmiljøet.

Kvælstoffjernelse i enge og vådområder I de vandløbsnære arealer kan nitrat fjernes ved overrisling med drænvand, ved oversvømmelse med vandløbsvand, ved gennemstrømning af nitrat-holdigt grundvand i reducerende sedimenter enten i enge eller gennem vandløbsbunden og ved oversvømmelse. Stor N-fjernelse i vådområder op-nås på lokaliteter, hvor meget grundvand med forholdsvis høje nitratkon-centrationer strømmer igennem et vådområde i geologiske lag, som kan re-ducere nitraten.

Grundvandstilstrømning til enge og vandløb I et idealiseret afstrømningsopland vil den største grundvandstilstrømning foregår i midten af vandløbssystemet, mens tilstrømningen øverst i et vand-løbssystem er lille og evt. fra sekundære grundvandsmagasiner (Grootjans (1985) (Figur 1).

Tilstrømningen nederst i vandløbssystemet kan også være forholdsvis stor, men hovedparten af tilstrømningen foregår i vandløbsbunden, således at de vandløbsnære arealer mere er påvirket af oversvømmelse end direkte af grundvands-gennemstrømning. På vandløbsnære arealer findes ofte et me-get heterogent jordbundsprofil med varierende lag; bånd af tørv og tynde lag af grus, sand, ler eller silt som kan være aflejret ved oversvømmelse af vandløbet eller ved erosion af ådalsskrænten.


Side 49 af 72

11

Målinger af vand- og total N-afstrømningen i 35 deloplande i Gjern å viser stor variation i mellem deloplandene (Kronvang et al., 1999a)(Figur 2 og 3). Deloplandene er optegnet som typografiske oplande. Grundvandsdannel-sen foregår i grundvandsoplande, der er relateret til placering af vandskel og udbredelsen af vandførende geologiske sedimenter. Til et sårbarhedskort for N-udledning opdelt på deloplande i oplandet til Gjern å vil det ikke være nok at kigge på de topografiske deloplande fordi grundvandet er dannet på tværs af deloplandenes topografiske skel.

Karakteristik for vådområder er at transportvejen til vandløbet oftest er me-get kompliceret. Grundvand kan løbe under selve engen eller vådområdet og først strømme til vandløbet i vandløbsbunden eller grundvand kan strømme mere eller mindre parallelt med vandløbet eller i specielle geologi-ske lag, hvor stor gennemstrømning foregår i små lag af grus eller sand. En-delig kan det forekomme at vand strømmer fra vandløbet og ind i brink og eng og ud igen til vandløbet. N-fjernelsen i enge og vådområder er derfor variabel primært fordi de geologiske, fysiske og hydrologiske forhold er he-terogene.

Målingerne af vand og kvælstofafstrømningen i oplandet til Gjern å viser at det vil kræve ret nøjagtige målinger og beskrivelser af geologi, vandets strømningsveje og lokalisering af N-reduktionen både i grundvand og i de ånære arealer for at kunne give et realistisk kort over et oplands sårbarhed for N-udledning til vandløb.

Figur 1. Stiliseret grundvandstil-strømning til ådal og vandløb (efter Grootjans, 1985).


Side 50 af 72

12

Figur 2. Årlig afstrømning fra 35 deloplande målt i perioden marts 1994-juni 1996 i oplandet til Gjern Å (figur delvis fra Kronvang et al., 1999a).

Figur 3. Total N afstrømning til 35 deloplande er målt i perioden marts 1994-juni 1996 i oplandet til Gjern Å (figur delvis fra Kronvang et al., 1999b).

0 1 5 km

N

VandløbRørlagt vandløbOplandsgrænseMålestation

Vandføring (l s-1 km-2)>2015-20 10-15 5-10 0-5<0

... .

. . .

.

. . .

.. .

..

..

...

...

..

..

.

....

.

.

.

Søbygård Sø

Gelbæ

k

Voldby Bæk

Begtrup Bæk

Dalby Bæ

k

Gjern Å

Nørbæk

Sminge Møllebæk

Nårup Bæk

Dyb

dal B

æk

Møllebæk

Gudenåen

Sminge Sø

0 1 5 km

N

Water coursesPiped watercoursesSub-catchment boundariesExtensive stream reach

Loss of total-N (kg N ha-1)>2015-20 10-15 <10

... .

. . .

.

. . .

.. .

..

..

...

...

..

..

.

....

.

.

.

Lake Søbygård

River Gjern

River Gudenå


Side 51 af 72

13

Ådalens potentiale for N-fjernelse fra dræn og grundvand Ådalens potentiale for mindre N-udledning til vandløbet kan inddeles i flere elementer i) en mindre N-udledning der er betinget af en ændret landbrugs-drift i ådalen ii) N-fjernelse der potentielt kan opnås ved at stoppe dræn i selve ådalen iii) overrisling af drænvand fra opstrømsarealer hvorved der vil ske en fjernelse af nitrat fra det overrislende drænvand. iv) en N fjernelse ved at nitratholdigt grundvand strømmer igennem et vådområde kan bl.a øges ved at reducere vandløbsvedligeholdelsen eller restaurere vandløbet og dermed øge vandstanden i vandløb og ådal.

Målte N-fjernelser ved overrisling med drænvand dannet i oplandet til åda-len, fjernelse hvor nitratholdigt grundvand strømmer igennem vådområder og oversvømmelse af enge med vand fra vandløbet er beskrevet i Hoffmann og Grant (2004). Resultaterne fra denne gennemgang er kort vist nedenfor.

Overrisling og infiltration af nitratholdigt drænvand (iii) kan fjerne betyde-lig mængder nitrat. Målinger viser fjernelse på 133 – 2.725 kg NO3-N /ha/år. De største procentuelle fjernelser er i de undersøgelser hvor mængden af drænvandet der overrisler engen er afstemt, så vandet kan nå at infiltrere jorden. Dette er tilfældet på engene ved Stevns, mens de målte høje N-fjernelser fra Glumsø skyldes at dette er et forsøg hvor rørskoven har for-skellige vand og nitratbelastninger (tabel 4). Ved for høj belastning eroderer vandet en strømrende i engen og N-fjernelsen bliver mindre og med risiko for sedimenttransport til vandløbet.

Kvælstoffjernelse via denitrifikation af nitratholdigt grundvand der strøm-mer igennem udrænede ånære arealer (iv) er meget effektiv, mellem 50 og 100 % af det tilførte nitrat fjernes under vandets transport igennem eng og/eller vådområde (tabel 5). Fjernelsesraten varierer mellem 10 og 2100 kg N/ha/år hvilket især afhænger af mængden af grundvand og nitratkoncen-tration der strømmer igennem vådområdet. Forudsætning for en god fjer-nelse er at der er organisk stof der fungere som energikilde for de bakterier der omsætter nitraten. I nogle områder primært okkerpotentielle kan pyrit være energikilde til nitratomsætningen.

Tabel 4. Oversigt over nitratfjernelse ved overrislingsforsøg med drænvand eller åvand.

Ved opgørelsen er der taget højde for at drænvand ikke løber hele året, tabel fra Hoff-

mann og Grant (2004).

Lokalitet Kg NO3--N ha-1 år-1 %

Glumsø, rørskov§ 520 65



Glumsø, fuldskala 569 94

Stevns å, eng* 350 99

Stevns å, eng med gammelt drænrør - 99

Syv bæk, eng 300 72

Stor å, genskabt eng 530 48

Gjern å, eng*§ (min) 34 88

Gjern å, eng*§ (max) 200 98

* korttidsforsøg

§ Forskellig hydraulisk belastning og forskellig nitratbelastning.


Side 52 af 72

14

Under Vandmiljøplan II blev N-fjernelsen i re-etablerede vådområder over-våget. Før re-etablering beregnede de daværende amter en N-fjernelse ud fra metoder der er beskrevet i en teknisk anvisning til dette formål (Hoffmann et al., 2000; 2003). Den gennemsnitlige beregnede N-fjernelse udgjorde 257 kg N/ha/år, men den målte fjernelse varierede mellem 39 og 372 kg N/ha/år.

Resultaterne viser at for 4 vådområder (Lindkær, Horne Mølleå, Karlmosen og Snaremose) svarede den målte og den beregnede N-fjernelse nogenlunde til hinanden, dog var de målte fjernelser lidt højere end de beregnede (Tabel 6).

Tabel 5. Oversigt over nitratfjernelse i forskellige vådområder, hvor nitratholdigt grund-

vand løber igennem området.

Lokalitet Kg NO3--N ha-1 år-1 %

Stevns å, eng 57 97

Rabis bæk, eng 398 56

Gjern å:

A, eng, 1992

1993

1994

326

340

119

59

65

68

B, mose (1993) 2100 97

B, mose (5 års målinger) 1079 97

C, eng (5 års målinger) OBS 541 96

D, eng (5 års målinger) OBS 398 97

E, eng * 10.4 100

Brede å, storskala enge (63 ha) 1996 92 71

Brede å, storskala enge (94 ha) 2000 108 96

Gudenåens Kilder, storskala enge (57 ha) 8.4 57

* hertil kommer et bidrag på 52,7 kg N ha-1 år-1 fra oversvømmelse.

Tabel 6. Målt og/eller beregnet N-fjernelse i 10 reetablerede VMP II vådområder (opdateret tabel af C.C. Hoffmann fra Hoff-

mann og Baattrup-Pedersen (2007).

Projektområde Målt N-fjernelse

(kg N ha/år)

Ændret areal-

anvendelse

(kg N ha/år)

Målt og ændret areal-

anvendelse

(kg N ha/år)

Beregnet N

(kg Nha/år)

Egebjerg enge 53 - 53 200

Hellegård å ! - ! 280

Kappel 14 25 39 140

Geddebækken 90 35 125 215

Horne Mølleå 220 35 255 200

Karlsmosen 337 35 372 270

Lindkær 191 35 226 235

Snaremose ”Sø” 256 35 291 200

Frisvad Møllebæk (op til 95) (279)! 279

Ulleruplund 133 37 170 210

Gammelby Bæk 83 22 105 343

Nagbøl Å 163 24 187 300

Hjarup Bæk 170 30 200 475


Side 53 af 72

15

For 6 vådområder (Egebjerg Enge, Kabbel, Geddebækken, Gammelby Bæk, Nagbøl Å og Hjarup Bæk) er der stor forskel imellem den målte og den be-regnede N-fjernelse. En af grundende til den store forskel kan skyldes at vand og kvælstoftilførslen er anderledes end beregnet ud fra den tekniske anvisning. De ovenfor viste målingerne af vand- og N-afstrømningen for deloplande i oplandet til Gjern å viser at der er stor variation inden for et op-land som det ikke er muligt at inddrage i de overordnede beregningsforud-sætninger beskrevet i den tekniske anvisning for beregning af N-fjernelse ved reetablering af vådområder (Hoffmann et al., 2000).

Referencer Elsgaard, L., Schäefer, C.M., Hoffmann, C.C., Blicher-Mathiesen, G., Schelde, K. Og Petersen, S.O. (2012). Net ecosystem exchange of CO2 and carbon bal-ance for eight agricultural and organic soils in Denmark. (In prep).

Grootjans, A.P. (1985). Changes of groundwater regime in wet meadows. Thesis, University of Groningen.

Hansen, B., Hansen, A.C., Hoffmann, C.C. & Nielsen, H.(1990). Vand- og stofbalance på lavbundsjord. NPO forskning fra Miljøstyrelsen no. C14. 74 s.

Hoffmann, C.C., Nygaard, B., Jensen, J.P., Kronvang, B., Madsen, J., Madsen, A.B., Larsen, S.E., Pedersen, M.L., Jels, T., Baattrup-Pedersen, A., Riis, T., Bli-cher-Mathiesen, G., Iversen, T.M., Svendsen, L.M., Skriver, J., Laubel, A.R., 2000. Overvågning af effekten af reetablerede Vådområder Teknisk Anvis-ning fra DMU nr. 19. National Environmental Research Institute, 112 s.

Hoffmann, C.C. & Grant, R. (2004). Ophør af omdrift på lavbundsarealer. I: U. Jørgensen (red.) Muligheder for forbedret kvælstofudnyttelse i marken og for reduktion af kvælstoftab. Faglig udredning i forbindelse med forberedel-sen af Vandmiljøplan III. DJF rapport Markbrug no. 103, Danmarks Jord-brugsforskning, Tjele. S. 180-187.

Hoffmann, C.C. & Baattrup-Pedersen (2007). Re-establishing freshwater wet-lands in Denmark. Ecological Engineering 30, 157-166.

Hoffmann, C.C., Baatrup-Pedersen, A., Kjærgaard, C. og Hasler, B. 2010. Vådområder. I: Kronvang et al. (red.) Kortlægning af risikoarealer for fosfor-tab I Danmark. B6. Arealændringer i risikoområder. Årg. 1, 2010. Tilgænge-lig via http://www.nprisikokort.dk/virkemidler/virkemidler.html (verificeret 7/1 2011).

Petersen, J., Petersen, B. M., Blicher-Mathiesen, G., Ernstsen, V. og Waagepe-tersen, J. 2006. Beregning af nitratudvaskning: Forslag til metode, der sikrer ensartethed i sagsbehandlingen i forbindelse med fremtidig miljøgodken-delse af husdyrbrugs-udvidelser. Danmarks JordbrugsForsk-ning. 144 s. DJF rapport Markbrug nr. 124.

Kronvang, B., Svendsen, L.M., Jensen, J.P. & Dørge, J. (1999a). Scenario anal-ysis of nutrient management at the river basin scale. Hydrobiologia 410: 207-212.


Side 54 af 72

16

Kjærgaard, C. (2007). Fosforstatus, binding og tabsrisiko fra danske organo-gene lavbundsjorde. I: Udpegning af risikoområder for fosfortab til overfla-devand. DFFE-projekt under VMPIII 2004-2006.

Kronvang, B., Hoffmann, C.C., Svendsen, L.M., Windolf, J.W., Jensen, J.P. & Dørge, J. (1999b). Retention of nutrients in river basins. Aquatic Ecology 33, 29-40.

Pedersen, E.F. (1978). Tørvelagets sammensynkning og mineralisering I Sto-re Vildmose. Statens Planteavlsforsøg, Beretning nr.1425.

Pedersen, E.F. (1985). Drænvandsundersøgelser på marsk- og dyb tørvejord 1971-84. Tidsskrift Planteavl 89: 319-329.

Pedersen, E.F. (1983). Drænvandsundersøgelser 1971-91. Tidskrift for Plan-teavls Specialserie. Beretning nr. S1667. 53s.


Side 55 af 72

Notat sårbarhed for N udledning til vandmiljøet – Videncenter for Landbrug feb. 2012 Notat fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi Dato: 20. februar 2012 Gitte Blicher-Mathiesen Jørgen Windolf Institut for Bioscience Rekvirent: Videncenter for Landbrug Antal sider: 18 Faglig kommentering: Ruth Grant Kvalitetssikring, centret: Poul Nordemann Jensen

DCE – NATIONALT CENTER FOR MILJØ OG ENERGI

AARHUS UNIVERSITET AU

Tel.: +45 8715 0000 E-mail: [email protected] http://dmu.au.dk

Gitte Blicher Mathiesen, Jørgen Windolf, Institur for Bioscience Bilag fra workshop om sårbarhedskortlægning/VFL

Side 56 af 72

mjg

Maskinskrevet tekst

Top

3

1 Indledning

Videncenter for landbrug har bedt Institut for BioScience, Aarhus Universi-tet, GEUS og NIRAS om en vidensbaseret udredning om hvordan arealer kan vurderes i forholds til deres sårbarhed for udledning af kvælstof til ferskvand og havmiljøet. Når kvælstof i form af nitrat forlader rodzonen vil en del af nitraten blive omdannet til frit kvælstof under vandets vej frem til vandløb og havet. Nitratfjernelsen finder primært sted i sedimenter under redoxfronten, men også under vandets transport gennem vandløb og søer. Arealers sårbarhed for N udledning skal her forstås som, hvor stor den na-turbetingede N-reduktion er, og som dermed beskriver den andel af et are-als potentielle N-udvaskning fra rodzonen, der transporteres til havet.

Institut for BioScience har i nærværende notat summarisk beskrevet det nu-værende vidensgrundlag med hensyn til at klassificere oplandes sårbarhed for N udledning, altså vidensgrundlaget til at opgøre oplandsspecifikke N-reduktioner. Herunder vidensgrundlag for at vurdere den kvælstoffjernelse og tilbageholdelse, der sker i ferskvand. For 10 danske fjorde er det parallelt med dette notat beskrevet hvorledes markbalancer for N kan relateres til den samlede afstrømningskorrigerede kvælstoftilførsel til fjordene fra diffu-se kilder, (Windolf et al., 2011). Videncenter for Landbrug vil anvende oplæg og vidensinput fra de tre institutioner til at afklare deres faglige perspektiv på arealers sårbarhed for udledning af kvælstof til vandmiljøet.

Endelig perspektiveres viden der kan forbedre beregningen af arealers og oplandes sårbarhed for N udledning til ferskvand og havet.


Side 57 af 72

4

2 N-reduktion i oplande – nuværende kort-grundlag for nitratklasser og regulering af husdyr

Skov- og Naturstyrelsen udarbejdede i 2007 et kortværk over Nitratklasser, som regulerer husdyrbrugenes maksimale husdyrtæthed i forhold til niveau af kvælstofreduktion samt husdyrbrugets placering i oplande til udpeget ni-tratfølsomt natur og Natura 2000 områder. Nitratklassekortet er en kombi-nation af udpegede oplande til nitratfølsomt natur og Natura 2000 områder og et nationalt kort over oplandes N-reduktion. Beregningen af N-reduktionen er foretaget af Danmarks Miljøundersøgelser, GEUS og DJF med 3 forskellige metoder og er beskrevet i Blicher-Mathiesen et al., 2007; Ernstsen et al., 2006). Kort med Nitratklasser og N-reduktion blev opdateret i 2008 (Danmarks Miljøundersøgelser, 2008; Windolf & Tornbjerg, 2010, Ernstsen et al., 2008).

I såvel det gamle reduktionskort (Blicher-Mathiesen et al., 2007) som i det reviderede 2. generationskort (Danmarks Miljøundersøgelser, 2008) blev N-reduktionen beregnet for målte og umålte oplande. I målte oplande med må-linger af kvælstoftransporten kunne de estimerede udvaskninger sammen-holdes med vandløbstransport. Derved blev den samlede reduktionsprocent bestemt ved målestationer i vandløbet. Yderligere reduktion inden udløb i

Figur 1. Kort over N-reduktion for oplande i Danmark (efter Windolf & Tornbjerg, 2009).

Oplandstype

N-reduktionsprocent

Umålt

< 40 %

40 - 60%

60 - 80%

> 80 %


Side 58 af 72

5

fjord/kystnært farvand blev så tillagt. Der blev i 2. generationskortet an-vendt måledata fra 153 vandløbsoplande mod 56 vandløb i den første udga-ve. Det oplandsareal, hvor reduktionsprocenterne var baseret på målinger af N transport i vandløb, blev herved øget fra 43 til 57 %.

N reduktionen for de umålte oplande – altså oplande, hvorfra der ikke fore-ligger målte N transporter i vandløb – blev i såvel 1. som 2. generation’s kor-tet over N-reduktionen baseret på viden om redoxgrænsens beliggenhed og beregninger af vandflukse fra DK-modellen og en deraf udledt empirisk model. Dog manglede i 1. generations-kortet opgørelse af N reduktionen for ca. 13 % af landets areal. Med 2. generationskortet blev der estimeret – varie-rende – N-reduktionsprocenter for hele landets areal. For lige godt 50 % af det umålte opland (svarende til 22 % af landets areal) forelå der ved 2. gene-rations kortlægningen dog alene estimater for Nitrat-reduktionen i grund-vand opgjort for intervaller (Ernstsen et al., 2008; Danmarks Miljøundersø-gelser, 2008). Ved de videre beregninger antoges for disse grundvandsre-duktioner en specifik N-reduktion i grundvandet svarende til intervalgen-nemsnittene (intervaller:0-50;50-75 og > 75 %).

Den nuværende N-reduktion fra bunden af rodzonen til havet er opgjort på forholdsvis grov skala i 3 intervaller på 0-50, 50-75 og 75-100 pct. både for forholdsvis store målte oplande og mange små umålte. Der blev dog også i 2008/9 udarbejdet kort med egentlige specificerede samlede reduktions-procenter ’fra jord til fjord’ til anvendelse i Vandplaner. Seneste version af dette arbejde omfattede estimerede reduktions-procenter for oplande belig-gende nedstrøms nederste sø i de enkelte kystafsnit. Beregningen af disse N-reduktioner er dog ikke publiceret. Når der var et ønske om et hurtigt over-slag over reduktionspotentialet nedstrøms nederste sø i de enkelte kystafsnit skyldtes det selvfølgelig, at det er i disse områder effekten af arealtiltag til reduktion af N tilførslen til fjorde og kystvande alt andet lige vil være størst.

En række usikkerheder er knyttet til beregningerne, herunder modeltekniske usikkerheder og detaljeringsgrad af inputdata. Forudsætningen for at be-regne N reduktionen som procent af at det udvaskede kvælstof fra rodzonen i et givet område er, at der foreligger informationer om den samlede N ud-vaskning fra rodzonen fra såvel de dyrkede som de udyrkede arealer. I det nuværende reduktionskort er anvendt distribuerede estimater for N-udvaskningen baseret på kommuneopgørelserne i 1989/90 ved antaget normal klima. Der blev her anvendt en meget grovkornet geografisk distri-buering af vandperkolationen, der ’bærer’ nitrat-kvælstoffet ud af rodzonen mod grundvand og dræn/vandløb. Udvaskningens størrelse og måske spe-cielt den geografiske variation heri vurderes således at være behæftet med betydelig usikkerhed. Dette medfører selvklart også en betydelig usikkerhed på de efterfølgende estimerede reduktions-procenter.

Størst usikkerhed for N-reduktionen er knyttet til beregningen for de umålte oplande. N-reduktionen for både målte og umålte oplande kan i dag opgø-res mere præcist og mere ensartet distribueret i forhold til oplandenes stør-relse I dag ligger der bl.a. et bedre og mere detaljeret datagrundlag fra hek-tarstøtteindberetningen og gødningsregnskaberne, således at N-udvaskning er beregnet på et meget bedre grundlag. For de umålte oplande er den an-vendte model i det nuværende N-reduktionskort meget usikker, og det vil i dag være muligt at etablere en meget bedre beregningskoncept for disse om-råder.


Side 59 af 72

6

3 N-retention i søer

I de ferske økosystemer sker kvælstoffjernelse hovedsagelig ved denitrifika-tion, hvor nitrat forbruges i den mikrobielle omsætning, og i mindre grad ved akkumulering af organisk kvælstof i søsedimenter o.l.. I de forskellige dele af ferskvandssystemet: Vandløb, søer og fjorde er størrelsen af denitri-fikationen styret af overordnede forhold som størrelsen af nitratbelastnin-gen, af vandets strømning m.m. Den relative N retention (% af tilført N der reduceres) er typisk relateret til vandets opholdstid, vanddybden, tempera-turen samt andre økologiske forhold f.eks. ilt-koncentration og tilgængelig-heden af organisk substrat for bakterierne.

Et landbrugsareals sårbarhed for N-udledning til vandløb vil i høj grad af-hænge af vand og kvælstofs transporttid og vej i ferskvandssystemet. Af en anslået, samlet national, N-udvaskning fra rodzonen på omkring 160.000 tons N er det vurderet (Windolf et al., 2011c) at der sker en samlet N-reduktion på ca. 110.000 tons N. Heraf udgør retentionen i ferskvand over-slagsmæssigt – men med stor usikkerhed - godt 20.000 tons N, hvilket svarer til ca. 20 %. Heraf udgør N-retention i vandløb ca. 13 %-point og i søer 7 %- point, (Windolf et al., 2011c).

Relativ stor arealspecifik N retention foregår i søer, hvor størrelsen af den år-lige N retention bl.a. er relateret til kvælstoftilførslens størrelse, søvandets opholdstid, søens dybde. Den relative kvælstoffjernelse (% af tilført N) er i litteraturen bl.a. beskrevet ved en række empiriske sammenhænge. Den bedste simple, empiriske sammenhæng for søerne er opnået ved at relatere relative kvælstoffjernelser (% af tilført) til vandets opholdstid (Tabel 1 og Fi-gur 2, (efter Windolf et al. 1996), og Jensen et al., 1997). Hen over året er den relative retention af kvælstof (% af tilført N) størst i sommermånederne (Windolf et al., 1996), men er dog i absolutte tal som regel lille om somme-ren, fordi N tilførslen med vandløb her er relativt ringe og betydeligt mindre end i vinterhalvåret.

De empiriske sammenhænge for N retentionen i søerne (Tabel 1) er senest opdateret ved i modelkalibreringen at anvende længere måletidsserier for vand- og kvælstofbalancerne for de søer, der nu indgår i det nationale over-vågningsprogram (NOVANA), og hvor det er muligt at opstille sådanne ba-lancer. Den resulterende empiriske model, der nu anvendes til estimering af kvælstoftilbageholdelser i søer i førnævnte DK-QN model koncept til bereg-ning af N tilførsel til fjorde og kystvande er således (Windolf et al., 2011b):

( ) ( )90152.78 078.0431.0 ≤−××= − NretZTNret w

hvor Nret er årlig tilbageholdelse af N i procent af tilført N. Tw er vandets op-holdstid i søen (år) og Z søens gennemsnitsdybde (meter). Modellen er (jf. Windolf et al., 2011b) baseret på målte vand- og kvælstofbalancer fra 21 søer over en 15 årig periode (n=250), ), r2=0.74 (P<0.0001). For lange vandop-holdstider er det valgt at antage en maksimal procentuel kvælstoftilbage-holdelse på 90 % fordi disse lange opholdstider ellers vil ligge uden for mo-dellens datagrundlag og vil give urealistisk høje N-retentioner (Windolf et al., 2011b).


Side 60 af 72

7

Det bemærkes, at den empiriske N-retentionsmodel ikke nødvendigvis rammer præcist for enkelt søer. Indgår der i et afstrømningsopland derfor f.eks. en større sø, hvor N-retentionen vurderes at være specielt betydende for den samlede N-tilførsel til et givet kystafsnit, vil det ofte være hensigts-mæssigt, at tilvejebringe søspecifikke informationer om N-retentionen ud fra målinger (vand- og stofbalance). Det er f.eks. problemstillingen for den i 2006 retablerede store sø; Vilsted sø, der afvander til Limfjorden. Her ram-mer en ukalibreret N-retentions-model ikke særligt sikkert den estimerede N-retention ud fra målinger.

En typisk dansk sø med en opholdstid på omkring et halvt år, vil fjerne 50-60 % af den tilførte kvælstof. Ved en opholdstid omkring en måned anslår modellen at der vil fjernes 20-30 % af det tilførte kvælstof. Med betydelig usikkerhed beregnes med modellen en fjernelse på omkring 10-15 % af det tilførte kvælstof for vandopholdstider omkring en uge. I det nuværende N-reduktionskort er N-retentionen i søer i de umålte opland antaget gennem-snitligt at være 400 kg N/ha søareal. For søer, der er lokaliseret på vand-løbsstrenge, der opstrøms har en målestation er der dog anvendt modelbe-regnet, søspecifik N-retention

Tabel 1. Simple empiriske modeller for årlig N-retention i danske søer med vandopholdstider mindre end 1 år. (efter Windolf et

al, 1996). a,b,c er modelparametre (med kursiv er anført 95% konfidensgrænser for parametrene). Nind er vandføringsvægtet

årlig indløbskoncentration af total-N (mg N/l). tw er vandets opholdstid (år) og Z er søens dybde (meter). Ligninger udledt på

danske søer 1989-92

Ligning n a B c r2 p

1: Nsø=a*Nind * twb 61 0.32 +/-0.04 -0.18 +/- 0.05 .. 0.81 <0.0001

2: Nsø=a*Nind * twb * Zc 61 0.27 +/-0.06 -0.22 +/- 0.06 0.12 +/-0.11 0.82 <0.0001

3: Nret=a*twb 61 78 +/- 9 0.42 +/- 0.07 .. 0.74 <0.0001

Figur 2. Relationer for danske søer mellem årlig relativ N-retention (% af N-tilførsel) og søvandets opholdstid (tw, (år)). (efter Windolf et al., 1996).


Side 61 af 72

8

Lokalt vil N-retentionen i ferskvand være af stor betydning for hvilke land-brugsarealer, der er såbare med hensyn til N-udledning til havet. Reelt vari-ere søernes N-retentionen og det vil være muligt at opgøre denne N-retention mere søspecifik ved en større anvendelse af modeller. I det nuvæ-rende N-reduktionskort er N-retentionen i vådområder efter Vandmiljøplan II ikke med og N retentioner ved oversvømmelse af vandløbsnære arealer er heller ikke med.

I tabel 2 er anført informationer fra TOP10DK fra Kort og matrikelstyrelsen om danske søer. Deres antal, størrelse samt om de har afløb. I forbindelse med arbejdet med at beregne vand- og kvælstoftilførslen til havet omkring Danmark er nylig udviklet en beregningskoncept (DK-QN) der også omfat-ter forsøg på at kvantificere N tilbageholdelsen i danske søer. Heri er ind-regnet 590 større danske søer, hvor det konkret er vurderet eller har været oplysninger om, at søerne har et afløb. Disse søer udgør i alt ca. 43.000 ha søvandsareal (gns: 72 hektar pr sø). Baseret på den empiriske N-retentionsmodel for søer samt modellerede N tilførsler til disse søer er be-regnet en N-retention på omkring 5.800 tons N/år.

Yderligere er der i dette modelkoncept (DK-QN) forudsat en N-reduktion i yderligere knap 6000 småsøer (søvandsareal:3.200 ha). Vores viden om den samlede kvælstoffjernelse i de helt små søer er noget mangelfuld. I Windolf et al, (2011c) er den skønnet til omkring 500 tons N/år.

En bedre geografisk distribueret beregnet vandtilførsel til de enkelte søer vil kunne forbedre præcisionen på den beregnede N-retention. Hvis dræn og grøfter bliver kortlagt bedre vil der formentlig også kunne identificeres flere søer med afløb end de ca. 46.000 ha søareal, der er inkluderet i beregningen af N-retention i søerne. F.eks. er det uvist, hvor stor N-retention søer uden afløb rent faktisk har og den er pt. ikke med hverken i DK-QN beregningen og i det nuværende N-reduktionskort.

Søernes økologiske tilstand har også betydning for, hvor meget kvælstof der fjernes. Således vil lavvandede søer med klarvandede forhold og under-vands vegetation fjerne en større andel kvælstof end uklare søer (Jeppesen et al., 1998). Derfor vil tiltag til at forbedre vandkvaliteten i søer, herunder også reduceret fosfortilførsel betyde en øget kvælstoffjernelse, hvis der skabes klarvandede forhold.

Betydningen af søer i et givet vandløbssystem er naturligvis betinget af, hvor mange søer der er i systemet. For Gudenåen er fjernelsen i søerne på ca. 50 % af det kvælstof, der total tilføres til vandløbene, hvilket har stor betyd-ning for kvælstoftransporten til Randers Fjord. I andre mindre ’sø-tætte’ op-lande betyder N-fjernelsen i søer selvklart mindre. En faglig korrekt bereg-

Tabel 2. Antal og størrelse af søer i Danmark ud fra Top10DK fra Kort og Matrikelstyrel-

sen.

Sø størrelse Antal ha

Alle søer i Danmark 140.266 67.900

Søer med afløb i alt 6.384

Søer med afløb under 1 ha 5.344 3.200

Søer med afløb 1-5 ha 592

43.100Søer med afløb 5-10 ha 121

Søer med afløb over 10 ha 327


Side 62 af 72

9

ning af N-retentionen i søer i et givet opland fordrer, at der foretages sam-menkædede beregninger. Altså beregninger sekventielt fra sø til sø og frem mod slutfjorden, hvortil vandet strømmer. Sådanne beregninger indgår ikke i det eksisterende N-reduktionskort.


Side 63 af 72

10

4 N-retention i vandløb

Landbruget er den væsentligste kilde til kvælstof i vandløb, hvor land-brugsbidraget udgør langt størstedelen af kvælstoftilførslen. Vores viden om den samlede kvælstoffjernelse i danske vandløb er dog særdeles be-grænset. I vandløb med grøde giver planterne en større overflade, hvor de-nitrifikationen kan foregå på mikrobielle belægninger. Aflejring af fint slam/sediment mellem planterne giver mulighed for organisk omsætning, der forbruger ilt og derfor giver ophav til de iltfrie forhold, hvor denitrifika-tion kan foregår. Når vandløb oprenses fjernes de bakteriebelægninger, der giver mulighed for denitrifikation og først når disse er genskabt, kan der igen fjernes kvælstof. I det nuværende N-reduktionskort er N-retentionen opgjort som 1 pct. af N-udvaskningen fra rodzonen til vandløbet. Der er ikke i nuværende beregninger indregnet nogen effekt af oversvømmelse af de vandløbsnære arealer og heller ikke nogen effekt af vådområder etableret ef-ter Vandmiljøplan II. Også for vandløbene vil N-retentionen som i sømodel-lerne med fordel kunne opdeles bl.a. i forhold til størrelsen af vandløbet og vandets opholdstid.

Denitrifikation er i gamle undersøgelser forsøgt målt i forskellige danske vandløb og fundet at udgøre mellem 5 og 700 kg N/ha vandløbsbund/år, mens gennemsnittet for 10 målinger er ca. 225 kg N/ha vandløbsbund/år (Blicher-Mathiesen et al., 2007). Det totale bundareal i de danske vandløb er vurderet til ca. 8.000 ha (Blicher-Mathiesen, pers) samt omkring 16.000 ha (DK-QN modelkoncept). Arealet afhænger af hvor detaljeret et vandløbsnet der medregnes. De højeste reduktions-rater måles, hvor substratet er mud-der, og hvor der er grøde i vandløbet. Gennemsnittet for disse målinger er 350 kg N/ha vandløbsbund/år, men for vandløb med sand og uden grøde er den gennemsnitlige rate ca. 45 kg N/ha vandløbsbund/år. De danske må-linger ligger på samme niveau som 26 målinger i forskellige vandløb med nogenlunde samme bredde fra andre lande, fortrinsvis USA, Sverige, Norge og et par referencer fra Spanien (Kronvang et al., 2004). Den gennemsnitlige N-fjernelse for alle målinger inklusiv de danske er på 840 kg N/ha/år, mens medianen er noget lavere, 250 kg N/ha/år. Dette gennemsnit for arealspeci-fik N-reduktion er anvendt i det før omtalte DK-QN modelkoncept til be-regning af N reduktion i vandløb, og der kan således beregnes en total N re-tention på omkring 13.000 tons N/år ved et antaget vandløbsareal på 16.000 hektar. Er arealet kun det halve, - ja så bliver den estimerede N-retention i vandløb også reduceret. Til omkring 6.500 tons N/år. Det er ligeledes klart, at anvendes median-værdier (i stedet for gennemsnit) for de refererede N-retentioner i vandløb fås betydelig mindre N reduktion i de danske vandløb.

Undersøgelserne tyder på, at der er mere stabil vandføring og vandtempera-tur i sandjordsoplande end i lerjordsoplande. Det betyder, at i sandjordsop-lande hvor der overvintre en relativ stor del af grødebiomassen, og hvor der er akkumuleret organisk stof, vil være betingelser der kan give denitrifikati-on, mens vandløbene ”spules” rene for organisk stof hvert efterår ved de stor afstrømningshændelser i lerjordsoplande.


Side 64 af 72

11

5 Oplandstema til N-reduktionskort

I det eksisterende N-reduktionskort er vandløbsoplandene baseret på et vandløbstema, der er udarbejdet af GEUS. Vandløbstemaet hedder den hy-drologiske reference og er et sammenhængende og retningsbestem vand-løbsnetværk (Figur 3). Til filen er der tilknyttet topografiske oplandsgrænser som er fladedækkende og uden huller – vandløbsnetværk og oplande er døbt ”Guldfilen”. Til udarbejdelse af N-reduktionskort blev der i Guldfilen tegnet nye oplande til søer over 5 ha samt målsatte søer. Det lykkedes at ko-ordinere oplandsgrænser imellem Miljøcentrene og DMU, således at der var et og samme oplandskort i N-reduktionskortet/ Nitratklassekortet og til den første version af vandplanerne i 2008. Dette koordinerende arbejde er dog ikke fortsat siden, så i dag er der ikke fuldstændig overensstemmelse med oplandsgrænserne i N-reduktionskort/Nitratklassekort og de oplande, der arbejdes med i vandplanerne. Vandløbstemaet i ”Guldfilen er forholdsvis grov set i forhold til et tema hvor både vandløb og grøfter er indtegnet (Fi-gur 4). Til N-reduktionskortet var det kun vandløbene i den hydrologiske re-ference, der var sammenhængende og retningsbestemt, således at det var entydigt hvor vandet strømmede hen. Det var derfor, at dette vandløbstema blev valgt som baggrund for at definere oplande.

Figur 3. Oplande defineret ud fra GEUS’s hydrologiske reference-vandløb – Oplande og vandløbs-netværk er døbt ”Guldfilen”.


Side 65 af 72

12

I 2008 var der et mere detaljeret vandløbstema i AIS (Nielsen et al., 2000), men dette tema var ikke sammenhængende og ej heller retningsbestemt. Ulempen ved den hydrologiske reference var, at kortet er fra midt i 1980’erne og derfor forældet på nogle punkter. Derfor blev ”Guldfilen” op-dateret med forskellige restaureringsprojekter som f.eks. Skjern å, ligesom forskellige afskæringer af spildevand, regnvandsbetingede udløb og pumpe-lag blev opdateret.

Undervejs i arbejdet med vandplanerne har KMS Ålborg startet på at bear-bejde vandløbene i KMStop10dk med henblik på at gøre disse vandløb sammenhængende, men dette arbejder er endnu ikke færdig.

Figur 4. Vandløb og søer i op-landet til Ringkøbing Fjord. Øverst vandløbsstrenge og søer i den hydrologiske reference ”Guldfilen” og nederst vandløb, grøfter og søer fra KMS Top10dk.


Side 66 af 72

13

Det er logisk, at kvaliteten af et kort over arealers sårbarhed for N-udledning afhænger af, hvor detaljeret det er muligt at indarbejde vandløbsstrenge, grøfter og dræn. En kortlægning af, hvor den overfladenære afstrømning er placeret, vil have stor betydning for at udpege hvilke arealer der er sårbare. Kortlægning af dræn og grøfter vil vise de arealer hvor en del af det danne-de grundvand – 30-70 pct. strømmer direkte ud til vandløbet. En god kort-lægning af denne overfladenære transport vil gøre det muligt at sætte ind med forskellige tiltag, der kan reducere N-udledning via den overfladenære afstrømning f.eks. drænfilter teknologier, reguleret dræning, mini vådområ-der m.v.

I landovervågningsoplandet ”Odderbæk” i Himmerland blev vandløbstema fra AIS og grøfter fra Generalstabskort fra 1870’erne stemplet sammen til et sammenhængende vandløb og grøftesystem, som sammen med oplysninger over drænede arealer vil give et godt bud på hvor den overfladenære trans-port foregår i oplandet (Blicher-Mathiesen et al., 2010) (Figur 5). Lokalisering af drænere arealer er dog ikke en nem opgave. En GPS registrering af dræn-udløb langs Odderbæk viste adskillige drænudløb uden at det lykkes at fin-de oplysninger om udstrækning af de drænede arealer (Figur 6)

Figur 5. vandløbstema fra AIS og grøfter fra Generalstabskort fra 1970’erne i oplandet til Odderbæk (efter Blicher-Mathiesen et al., 2010)


Side 67 af 72

14

Figur 6. Drænede areal i oplan-det og lokaliserede drænudløb til Odderbæk.

Dræn

Vandløb og grøfter

Drænet areal

Drænudløb til højre

Drænudløb til venstre

0 1,5 km


Side 68 af 72

15

6 Perspektivering

En forbedring og opdatering af N-reduktionskortet vil ud fra gennemgan-gen i de foregående afsnit består i følgende elementer:

• En opdatering af N-reduktionen for målte oplande, hvor N-udvaskningen er baseret på registerdata og geografisk distribueret til markblokke i forhold til afgrøder indmeldt i enkeltbetalingsord-ningen. Data som allerede er tilgængelige

• Inddragelse af flere målte oplande, hvor der måske ikke er helt så lange tidsserier men hvor eksisterende målinger vil kunne anvendes til at give et estimat for N-reduktionen

• Udvikling af en ny model for de umålte oplande

• Opdatering af oplandskort med et mere detaljeret vandløbsnetværk

• Opdatering af N-retention i søer og vandløb og inddrage N-reduktion i VMP II og III vådområder samt ved oversvømmelse

N-reduktionen for målte og umålte oplande vurderes i dag at kunne opgøres mere præcis og blive mere ensartet distribueret i forhold til oplandenes stør-relse. Bl.a. med en bedre regional og lokal forankret N-udvaskning opgjort ud fra registerdata. Desuden vil vandperkolationer, der jo bærer den model-beregnede N-udvaskning ud af rodzonen opgøres bedre regionalt end ud fra de 6 klimastationer, der er anvendt i det nuværende N-reduktionskort.

Det vil være muligt at inddrage flere målte N transporter i vandløb fordelt ud på mindre deloplande.

Den reduktion af nitrat, der sker i grundvandet er i det nuværende kort ba-seret på en relativ simpel model der er udviklet ud fra aggregerede udtræk fra den nationale vandressourcemodel sådan som den forelå omkring 2006-7. Samt på estimeret dybde til redox-fronten. Det er ved aftestning på fynske vandløbsoplande vurderet, at den model, der i umålte oplande anvendes til at estimere N-reduktionen i grundvand, er behæftet med stor usikkerhed, (Windolf & Tornbjerg, 2009). Det bør her erindres, at den viden, der efter-spørges i virkeligheden er den modsatte. Altså ikke hvad der tilbagehol-des/omsættes af kvælstof, - men snarere hvad der netto tilføres vandmiljøet og derfor der ikke omsættes under vandets transport.

Vandressourcemodellen er blevet bedre siden 2006-7 og en stor indsats in-den for empirisk modellering af ferskvand- og kvælstofafstrømning vil kun-ne understøtte en bedre model for N-reduktion i de umålte oplande.

Afgrænsning af vandløbsoplande bør opdateres således at der anvendes et nyere og mere detaljeret vandløbsnetværk og således at administration af vandplaner og øvrig landbrugsregulering foretaget ud fra et ensartet op-landskort.

N-retentionen i ferskvand anslåes i dag med betydelig usikkerhed at udgøre ca. 20 % af den samlede N-reduktion fra bunden af rodzonen og ud til havet.


Side 69 af 72

16

I den ’gamle’ opgørelse (altså det nuværende tilgængelige reduktions-kort) vurderedes den til at have været betydeligt mindre. Overslagsmæssigt kan det anslås, at N-udvaskningen fra rodzonen fra dyrkede og udyrkede area-ler i 2010 var omkring 160.000 tons N (Windolf et al., 2011c). Af det udva-skede N skønnes 20.000 tons N tilbageholdt i fersk overfladevand og 89.000 tons N tilbageholdt i grundvand (Windolf et al., 2011c.). Dermed vurderes N tilførslen til fjorde og kystnære områder i 2010 fra diffuse kilder at have væ-ret omkring 51.000 tons N. For året som helhed var 2010 vandafstrømningen tæt på gennemsnittet for perioden 1990-2010.

Lokalt vil N-retentionen i ferskvand have stor betydning for hvilke land-brugsarealer, der er sårbare med hensyn til N-udledning til havet. I tilknyt-ning til arbejdet med det nuværende N-reduktionskort blev N-retentionen i søer modelberegnet for en række søer med kendt afløb og vandopholdstid. Har der været manglende informationer er der anvendt en gennemsnitlig antaget retention på 30 % af N-tilførslen. Men i selve reduktionskortet er der for søer i umålte oplande IKKE anvendt modelberegnede N retentioner. Her er i stedet antaget en generel reduktion på 400 kg N/ha søareal.

Der foreligger i dag lidt andre empiriske N-retentionsmodeller for søer idet disse er opdaterede med nye data fra danske søer. Der er også tilvejebragt yderligere viden om søernes dybde, volumen og vandopholdstid, hvilket muliggør anvendelse af retentionsmodeller på flere søer end hidtil. Modelle-ring af vandløbs- og sø-retentionen vil kunne forberede ved at anvende me-re geografisk distribuerede ferskvandsafstrømninger.

For vandløb er der i det nuværende N-reduktionskort opgjort en N-retention som udgør 1 % af N-udvaskningen fra rodzonen mod vandløbet (ca. 2800 tons N/år. Der er ikke kommet yderligere målinger af N-retention i vandløb siden rapportering af N-reduktionskortet. Imidlertid har et større litteratur-studie resulteret i, at man anvender helt andre forudsætninger i den model, der anvendes til beregning af vand- og kvælstoftilførslen til fjorde og øvrige kystvande rundt Danmark, (Windolf et al., 2011b). Denne antagelse medfø-rer, at det nu – for året 2010 – vurderes, at N-reduktionen i vandløb kan væ-re helt op til omkring 13.000 tons N/år. Der antages i dette koncept en areal-specifik fjernelsesrate af N pr m2 vandløbsbund (gennemsnitlig litteratur-værdi). Raten varieres dog fra år til år bl.a. også ud fra år-til-år variationer i den relative tilbageholdelse af N i opstrøms søer. Det ville muligvis være mere hensigtsmæssigt at estimere vandløbenes N-retention ud fra vandop-holdstider på delstrækninger af de enkelte vandløbs deloplande. Sådanne modeller er omtalt i litteraturen og kan forventeligt tilpasses danske forhold. Et sådant koncept fordrer dog dels udvikling og aftestning af modellen og først og fremmest tilstrækkelig og tilgængelig viden om vandløbenes di-mensioner og fordeling i landet. Der savnes dog i umådelig grad danske undersøgelser og data, der dokumenterer N-reduktionen i vandløb samt va-riationen og de styrende faktorer herfor (f.eks. grødens betydning og betyd-ning af ændret grødesammensætning og mængde).

I det nuværende N-reduktionskort er der ikke inkluderet nogen N-retentionen i vådområder efter Vandmiljøplan II, i de små søer under 5 ha og ved oversvømmelse. (Disse processer og retentioner er dog søgt inddra-get i før omtalte DK QN model (Windolf et al., 2011) til beregning af vand og kvælstoftilførsel til fjorde og kystvande rundt Danmark). Desuden er vores viden om hvilke arealer der oversvømmes og hvor længe begrænset og vil kunne forberedes.


Side 70 af 72

17

7 Referencer

Blicher-Mathiesen, G., Mejlhede, P., Pedersen, L.E., Grant, R., Olsen, B.Ø. (2009) Oplandsmodellering af vand og kvælstof i umættet zone for oplandet til Odderbæk. Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet. 90 s. – Faglig rapport fra DMU nr. 740.

Blicher-Mathiesen, G., Bøgestrand, J., Kjeldgaard, A., Ernstsen, V., Højberg, A.L., Jakobsen, P.R., Platen, F. von, Tougaard, L., Hansen, J.R., Børgesen, C.D. (2007) Kvælstofreduktionen fra rodzonen til kyst for Danmark. - Fagligt grundlag for et nationalt kort. Faglig rapport fra DMU nr. 616. Danmarks Miljøundersøgelser Århus Universitet 75 s.

Danmarks Miljøundersøgelser (2008). Nitratklassekortværk. Opdatering af nitratklassifikationen i Danmark. 2. generation. Fagligt notat af 23. oktober, 2008. Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet.

Ernstsen, V., Højberg, A.L., Jakobsen, P.R., Platen, F. von, Tougaard, L., Hansen, J.R., Blicher-Mathiesen, G., Bøgestrand, J. & Børgesen, C.D. (2006) Beregning af nitrat-reduktionsfaktorer fra zonen mellem rodzonen og frem til vandløbet. Data og metode for 1. generationskortet. Danmarks og Grøn-lands Geologiske Undersøgelse, Miljøministeriet, rapport nr. 93.

Ernstsen, V., von Platen & Jakobsen, P.R. (2008): Nitratreduktionsklasser for kystnære arealer (”hvide områder”) – data og metode. Supplement til GEUS rapport 2006/93. Danmarks og Grønlands geologiske undersøgelse rapport 2008/30.

Grootjans, A.P. (1985). Changes of groundwater regime in wet meadows. Thesis, University of Groningen.

Jeppesen. E., J.P. Jensen, M. Søndergaard. T. Lauridsen, P.H. Møller & K. Sandby (1998). Changes in nitrogen retention in shallow eutrophic lakes fol-lowing a decline in density of cyprinids. - Arch. Hydrobiol. 142, 129-151.

Kronvang, B., Hezlar, J., Boers, P., Jensen, J.P., Behrendt, H., Anderseon, T., Arheimer, B., enohr, M. & Hoffmann, C.C. (2004). Nutrient Retention Hand-book. Software Manual for EUROHARP-NUTRET and Scientific review on nutrient retention. EUROHARP report 9-2004, NIVA report SNO 4878/2004, Oslo, Norway, 103 pp.

Nielsen, K., Stjernholm, M., Müller-Wohlfeil, D.-I., Madsen, I.-L., Kjeldgaard, A., Groom, G., Hansen, H.S., Rolev, A.M., Hermansen, B., Skov-Petersen, H., Johannsen, V.K., Hvidbjerg, M., Jensen, J.E., Bacher, V. & Larsen, H. (2000). Areal Information Systemet – AIS. Danmarks Miljøundersøgelser, 110 s.

Windolf, J., Blicher-Mathiesen, G. & Larsen, S.E. (2011a): Markbalancer og den diffuse kvælstofafstrømning. Notat fra Nationsalt Center for Miljø og Energi. Oktober 2011 (opdateret januar 2012).


Side 71 af 72

18

Windolf, J., Thodsen, H., Troldborg, L., Larsen, S.E., Bøgestrand, J., Ovesen, N.B. & Kronvang, B. (2011b). A distributed modelling system for simulation of monthly runoff and nitrogen sources, loads and sinks for ungauged catchments in Denmark. J. Environ. Monit. 13, 2645-2658.

Windolf, J., Wiberg-Larsen, P., Bøgestrand, J., Larsen, S.E., Thodsen, H., Bjerring, R., Ovesen, N.B., Kjeldgaard, A., Kronvang, B. (2011c) Vandløb 2010. NOVANA. Videnskabelig rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi. Nr. 4, 2011. Aarhus Universitet, Institut for BioScience.

Windolf, J., E. Jeppesen, J. P. Jensen and P. Kristensen (1996). Modelling of seasonal variation in nitrogen retention and in-lake concentration, A four-year mass balance study in 16 shallow Danish lakes, Biogeochemistry, 33(1), 25-44.

Windolf, J. & Tornbjerg, H. (2009): Kvælstofreduktion. Vand og Jord nr. 2, 2009, p. 74-79.


Side 72 af 72

T +45 8740 5000F +45 8740 5010vfl.dk

Agro Food Park 15SkejbyDK 8200 Aarhus N

kortlægning af sårbarhed for nitratudledning til ... · jørgen windolf, institut for bioscience,...

Documents