Udpegning af kritiske deloplande - Naturstyrelsennaturstyrelsen.dk/media/nst/70048/Udpegning af kritiske deloplande.pdf · Udpegning af kritiske deloplande 1. Indledning 1.1 Målgruppe

Udpegning afkritiske deloplandefor nitratbelastning af økosystemer

via grundvandsforekomster

Kolofon

Titel:

Udpegning af kritiske deloplande for

nitratbelastning af økosystemer via

grundvandsforekomster

Emneord:

Vandrammedirektivet, Grundvandsdi-

rektivet, miljømålsloven, vandplaner,

grundvand, økosystemer, nitrat, til-

stand, tærskelværdier, virkemidler,

Udgiver:

By- og Landskabsstyrelsen

Ansvarlig institution:

De Nationale Geologiske Undersøgel-

ser for Danmark og Grønland

Forfatter:

Klaus Hinsby og Mette Dahl

Sprog:

Dansk

År:

2010

URL:

www.blst.dk

ISBN nr. elektronisk version:

978-87-92617-83-5

Versionsdato:

Marts 2010

Udgiverkategori:

Statslig

Resume:

Rapporten beskriver en enkel og opera-

tionel metode til udpegning af kritiske

deloplande og vandløbsstrækninger for

nitratbelastning af økosystemer via

grundvandsforekomster, og viser kon-

krete eksempler herpå.

Må citeres med kildeangivelse.

By- og Landskabsstyrelsen vil, når

lejligheden gives, offentliggøre rappor-

ter og indlæg vedrørende forsknings-

og udviklingsprojekter inden for miljø-

sektoren, finansieret af By- og Land-

skabsstyrelsen. Det skal bemærkes, at

en sådan offentliggørelse ikke nødven-

digvis betyder, at det pågældende

indlæg giver udtryk for By- og Land-

skabsstyrelsens synspunkter. Offentlig-

gørelsen betyder imidlertid, at By- og

Landskabsstyrelsen finder, at indholdet

udgør et væsentligt indlæg i debatten

omkring den danske miljøpolitik.

http://www.blst.dk/

Indhold

1. Indledning ................................................................................................... 4

1.1 Målgruppe .......................................................................................... 4 1.2 Formål ................................................................................................ 4 1.3 Baggrund............................................................................................ 6 1.4 Følgegruppe....................................................................................... 7

2. Fakta om nitratbelastning af grundvand og overfladevand i Danmark....... 8 3. GOI typologiens opbygning og anvendelsesmuligheder.......................... 12

3.1 Opbygning........................................................................................ 12 3.2 Landskabstype................................................................................. 14 3.3 Ådalstype ......................................................................................... 15 3.4 Strømningstype................................................................................ 19 3.5 GOI Responsenheder ...................................................................... 20 3.6 Anvendelsesmuligheder................................................................... 21

4. Trinvis metode til udpegning af kritiske deloplande for nitratbelastning af økosystemer via grundvandsforekomster .................................................... 24

4.1 Trin 1. Indledende screening til udpegning af nitratbelastende oplande til økosystemer ....................................................................................... 24 4.2 Trin 2. Detaljeret udpegning af kritiske deloplande for nitratbelastning af økosystemer……………………………………………………………….27

5. GOI og nitrat kortlægning i Åkær Å oplandet ........................................... 32 5.1 Tærskelværdier og kemisk tilstand for grundvand........................... 34 5.2 Kritiske deloplande........................................................................... 38 5.3 Naturgenopretning af vådområder i ådale ....................................... 40

6. Konklusion og anbefalinger for videreudvikling........................................ 44 7. Referencer................................................................................................ 46 APPENDIKS: 1. Kort over nitrat og total-N koncentrationer i danske vandløb................... 50 2. Kort over dybden til redoxgrænsen i Danmark......................................... 52 3. Kort over N-reduktionspotentiale mellem rodzone og kyst....................... 54 4. Kort over potentielt dræningsbehov i Danmark ....................................... 56 5. Kort med placering af GRUMO, LOOP og OSD områder ........................ 58 6. Kort over landskabselementer og 3 DMU vandløbsstationer....................56 6a. Total-N og nitrat-N koncentrationer i Vidåen og Kolding Å .................... 62 6b. Nitrat-N og nitrat koncentrationer i Kolding Å......................................... 64 6c. Nitrat-N og nitrat koncentrationer i Åmose Å.......................................... 66 6d. Månedlig vandføring i Vidåen og Kolding Å, 1989-2008…………………64 7. Udvikling i total-N koncentration i danske vandløb, 1989-2006 ............... 70 8. Nitratkoncentrationer i Vidåen og Åkær Å mm., august 2009 .................. 72 9. Eksempel på kortudsnit fra Åkær Å med nitrat i grundvand..................... 74 10. Teknisk anvisning i prøvetagning af vandløb, NOVANA………………....72

1

Udpegning af kritiske deloplande

2


1. Indledning

1.1 Målgruppe Denne rapport er udarbejdet for By- og Landskabsstyrelsen, og henvender sig primært til kommuner, miljøcentre og rådgivende konsulentvirksomheder. Rap-porten giver en kort anvendelsesorienteret introduktion til en kombineret anven-delse af typologi for Grundvand-Overfladevand-Interaktion (GOI typologien) (Dahl et al., 2007) og nitratmålinger i vandløb og tilløb hertil med henblik på vurdering af grundvandets nitratbelastning af økosystemer (overfladevand og vådområder). Den kan således anvendes i forbindelse med håndtering af det stadigt eksiste-rende behov for reduktion af kvælstofbelastningen af grundvand og økosyste-mer i Danmark, som beskrevet i Vandplanerne, og fastlæggelse af virkemidler hertil. Rapporten kan med fordel læses sammen med rapporten: ”GOI typologi-ens anvendelsesmuligheder – med fokus på beskyttelse af overfladevand og økosystemer i relation til vand- og naturplaner” (Dahl et al., 2010a) samt en syntese-artikel ”Beskyttelse af vådområder og overfladevand” (Dahl et al., 2010b), der er baseret på de to rapporter.

1.2 Formål Formålet med rapporten er at præsentere en relativt enkel og operationel meto-de til udpegning af kritiske deloplande og vandløbsstrækninger for nitratbelast-ning af økosystemer via grundvandsforekomster, samt vise eksempler på me-todens anvendelse i forbindelse med fastlæggelse af virkemidler til reduktion af grundvandsforekomsters nitratbelastning af tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer. Ved tilknyttede akvatiske økosystemer forstås vandløb, søer, fjorde og kystnæ-re marine områder. Ved afhængige terrestriske økosystemer forstås naturtyper, som er direkte afhængige af grundvandstilstrømning som rigkær (7230), kilde-væld (7220), tidvis våde enge (6410), aske/elleskov (91E0), klitlavninger (2190), hængesæk (7140) og avneknippemose (7210). Et økosystem er grundvandsaf-hængigt, når grundvandsspejlet i det tilstødende bagland ligger højere end vandstanden eller grundvandsspejlet i økosystemet, samt når det hydrauliske potentiale i en grundvandsforekomst, der har kontakt med økosystemet, ligger højere end vandstanden eller grundvandsspejlet i økosystemet. Rapporten fo-kuserer på tilknyttede akvatiske økosystemer, men et lignende koncept kan bruges til de afhængige terrestriske økosystemer. Når der i det følgende tales om tilknyttede økosystemer, henvises der både til akvatiske og terrestriske øko-systemer. Metoden er baseret på kombineret anvendelse af GOI typologien og nitrat eller Total-N analyser i vandløb og tilløb hertil (grøfter, dræn, kilder samt evenuelt

4


grundvand) med henblik på prioritering af nitratreducerende virkemidler i de-loplande. Metoden er bygget op i to trin med stigende kompleksitet og arbejds-indsats. Første trin kan gennemføres med en begrænset økonomisk og tids-mæssig indsats, mens det andet trin er mere omfattende.

Trin 1: Indledende screening til afgrænsning af nitratbelastende oplan-de til truede økosystemer.

Trin 2: Detaljeret udpegning af kritiske deloplande for nitratbelastning af det truede økosystem.

Figur 1. Udsnit af Åkær Å oplandet med kortlagte GOI Responsenheder og målte nitrat-

koncentrationer samt indikation af lokaliteter hvor den nuværende nitrat-tærskelværdi for

grundvand (grænseværdien for drikkevand) er overskredet (rød farve). Rapporten be-

skriver hvordan kombineret anvendelse af GOI typologi og nitrat-analyser i vandløb og

tilløb til disse, kan anvendes til udpegning af kritiske deloplande for nitratbelastning af

økosystemer via grundvandsforekomster. Resultater fra hele Åkær Å oplandet, og vurde-

ring af grundvandets tilstand ved hjælp af tærskelværdier, estimeret på baggrund af

miljømål for tilknyttede økosystemer, er vist og beskrevet i kapitel 5. Viser indsamlede data, at miljømål for de truede økosystemer ikke er opfyldt, kan dataene anvendes til at afgøre, hvor der er særligt behov for at nedbringe kvælstofbelastningen og fastsætte strengere tærskelværdier for iltholdigt ter-rænnært grundvand. Tærskelværdierne kan ifølge EU direktiver og tilknyttede vejledninger i princippet variere for de enkelte grundvandsforekomster og dele heraf afhængigt af deres samlede belastning af truede økosystemer (EU, 2006, 2009). De indsamlede data kan derfor også anvendes til at fastsætte tilstanden i terrænnære iltholdige grundvandsforekomster i mindre deloplande. Figur 1 viser et eksempel fra den sydlige del af Åkær Å oplandet vest for Kolding. Åkær Å eksemplet beskrives nærmere i kapitel 5.

5


1.3 Baggrund Forvaltning af grundvand og overfladevand skal ifølge EU's Vandramme- og Grundvandsdirektiver integreres i danske vandplaner. Grundvandets kvantitati-ve såvel som kemiske tilstand skal bestemmes ud fra miljømål og miljøstandar-der for legitime anvendelser (drikkevand, markvanding, industri m.m.) såvel som for tilknyttede økosystemer. Der skal eksempelvis fastsættes maksimal udnyttelsesgrad og kemiske tærskelværdier for grundvandet, der sikrer, at til-knyttede økosystemer kan opfylde deres fastlagte miljømål. Den strengeste tærskelværdi skal således anvendes til at bestemme grundvandets kemiske tilstand for at sikre optimal beskyttelse af tilknyttede økosystemer. Målet er at sikre god kemisk og økologisk tilstand for henholdsvis alle grundvandsforekom-ster og økosystemer i 2015 (EU, 2006; EU, 2009). Nitratforurening identificeres generelt i EU landene som den forureningspara-meter, der hyppigst truer grundvandsforekomsters kemiske tilstand (EU, 2010). Samtidigt har den nuværende kvælstofbelastning i Danmark såvel som globalt alvorlige konsekvenser for økosystemerne (Rockström et al., 2009), ikke mindst i de indre danske farvande og Østersøen (Diaz og Rosenberg, 2008). Kvælstof-belastningen af vandmiljøet betragtes i dag, som en af de største miljøproble-mer på global skala (Rockström et al., 2009). Denne rapport fokuserer derfor på at videreudvikle et konceptuelt værktøj der kan:

Understøtte vurdering af grundvandsforekomsters kemiske tilstand ved hjælp af tærskelværdier fastlagt på basis af miljømål for tilknyttede øko-systemer

Udpege deloplande med for høj tilførsel af nitrat via grundvandsfore-komster til tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer.

Sæsonvariationer i nitratkoncentrationer samt dræn- og vandløbsafstrømning inddrages i vurderingen, da det primært er den totale tilførte kvælstofmængde, der er relevant for tilstanden i tilknyttede akvatiske økosystemer, omend nitrat i lave koncentrationer (ned til få mg/l) også kan have toksiske effekter på såvel terrestriske (Ejrnæs et al., 2009) som akvatiske økosystemer (Camargo og Alonso, 2006). Karakteren af grundvand-overfladevand interaktionen er af stor betydning ved vurdering af grundvandets kemiske og kvantitative påvirkning af tilknyttede øko-systemer, samt ved udarbejdelse af strategier for reduktion af nitratbelastningen i et givet opland. GOI typologien karakteriserer denne interaktion på forskellige skala (Dahl et al., 2007).

6


7

GOI typologien kan derudover med fordel anvendes som støtteværktøj ved vurdering af grundvandets kvantitative tilstand på basis af påvirkning af vand-løbsafstrømningen, men anvendelsen hertil ligger uden for rammerne af dette projekt (Dahl et al., 2010a).

1.4 Følgegruppe Forfatterne takker for konstruktive bidrag fra projektets følgegruppe, der bestod af: Martin Skriver (formand) By- og Landskabsstyrelsen (nu Kommunernes Lands-forening), afløst af Thomas Hansen (BLST) under projektet Jens Asger Andersen, Miljøcenter Roskilde Rasmus Ejrnæs, Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet. Ellen Langfrits og Kirsten Harbo, Miljøcenter Ringkøbing Lars Kjellerup Larsen, By- og Landskabsstyrelsen Lærke Thorling, De Nationale Geologiske Undersøgelser for Danmark og Grønland Jette Vindum, Kolding Kommune (nu Vejle Kommune).


2. Fakta om nitratbelastning af grundvand og over-fladevand i Danmark

Danmark er et landbrugsland med intensivt landbrug, hvilket blandt andet af-spejles i markant forhøjede nitratkoncentrationer i det terrænnære iltholdige grundvand under landbrugsjord (Figur 2). Det forhøjede nitratindhold truer både drikkevandsressourcer og økosystemer i områder, hvor redoxgrænsen ligger dybt, hvilket typisk er i sandede nord- og midtjyske regionale grundvandsfore-komster (Appendiks 2). Hvor redoxgrænsen derimod ligger højt i de terrænnære grundvandsforekomster truer nitratindholdet generelt kun tilstanden i økosyste-mer. Dette er tilfældet i f.eks de lerede østdanske morænelandskaber. Her er der to kritiske situationer, hvor nitratholdigt terrænnært grundvand føres direkte til de nærmest beliggende økosystemer (Figur 4). Det finder dels sted, hvor sandede grundvandsforekomster, der har kontakt til økosystemerne, forekom-mer helt oppe i terræn, og dels hvor grundvandsforekomsterne ved terræn er dækkede af et relativt tykt lag moræneler, der er intensivt drænet. Intensiv dræ-ning finder desuden sted på lavtliggende terrænnære grundvandsforekomster, der har en meget lille hældning, som f.eks. i hævede havaflejringer i Nordjyl-land, eller i tynde sandmagasiner med underliggende lerlag i få meters dybde (se eksempel i kapitel 5 og Appendiks 4). Denne rapport fokuserer på moræne-landskaber, omend nitratdata fra et opland på en smeltevandsslette præsente-res til sammenligning i Appendiks 6.

Figur 2. Middel nitratkoncentrationer i umættet (UZ) og mættet zone i udvalgte dybder.

Data fra overvågningsprogrammerne LOOP (Grant, 2003, 2007) og GRUMO. Efter

Hinsby og Jørgensen (2009). I figur 3, herunder, vises årlige gennemsnitsværdier af nitratkoncentrationer i iltholdigt grundvand og vandløb i Danmark i perioden 1990 - 2004. Der er en

8


langsomt faldende tendens i nitratkoncentrationerne gennem årene som følge af Vandmiljøplanerne, men midtvejsrapporten fra Vandmiljøplan III (Waagepe-tersen et al., 2008) viser, at den ikke har haft den ønskede effekt, og at yderli-gere tiltag er nødvendige. Forskellen i nitratkoncentrationer mellem det terræn-nære iltholdige grundvand, der viser gennemsnitsværdier for boringer under både natur- og landbrugsområder (sammenlign med Figur 2), og koncen-trationer i vandløb, afspejler primært reduktion af nitrat i grundvandsforekom-sternes dybere dele. I intensivt drænede morænelandskaber, som f.eks. Oden-se Fjord oplandet, spiller reduktionen i vådområder langs vandløb generelt en mindre rolle (Hansen et al., 2009), da drænene fører vandet direkte ud i vand-løbet.

Figur 3. Nitratkoncentrationer i iltholdigt grundvand (Thorling, 2007) og vandløb (af-

strømningsvægtede, Kronvang et al., 2008) i Danmark, 1990 – 2004 . De stiplede linier

ved 50 og 20 mg/l nitrat indikerer hhv. grænseværdien for drikkevand og en tærskelvær-

di for iltholdigt grundvand i Odense Fjord oplandet baseret på miljømål for Odense Fjord

(Hinsby et al. 2008a, Hinsby og Dahl, 2009) . Efter Hinsby og Jørgensen (2009). I Danmark kan nitratreduktionen variere betydeligt mellem forskellige dele af landet afhængigt af regionale geologiske og hydrologiske forhold (Appendiks 3). I den hidtil mest grundige modelbaserede undersøgelse af nitratudvaskning fra et større opland (Odense Fjord) blev det estimeret, at godt halvdelen af nitrat-udvaskningen fra rodzonen under landbrugsjord blev nedbrudt mellem rodzone og vandløb (Hansen et al., 2009). Et lignende resultat blev senere opnået ved hjælp af en hydrokemisk baseret vurdering af samme opland (Hinsby et al., 2008a). Iltfrie dele af grundvandsforekomsterne nedbryder effektivt nitratindhold i grund-vand (Postma et al., 1991). Derfor er beliggenheden af redoxgrænsen (græn-sen mellem iltholdigt og iltfrit grundvand) af afgørende betydning for nitratbe-

9


10

lastningen af grundvand og økosystemer (Ernstsen et al., 2006, 2008; Hinsby et al., 2008a). Generelt forekommer de laveste vandløbskoncentrationer i udræ-nede sandede oplande af stor udstrækning, hvor det nedsivende vand fra rod-zonen strømmer dybest og længst gennem regionale grundvandsforekomster. Især hvor redoxgrænsen ligger højt (Appendiks 2), er der mulighed for en effek-tiv nedbrydning af nitrat i grundvandsforekomsterne inden udstrømning til til-knyttede økosystemer som for eksempel vandløb. Ved at sammenholde dan-markskortene i Appendiks 1, 2, 3 og 4, der illustrerer regionale forskelle i nitrat-koncentration i vandløb, dybde til redoxgrænsen (iltfrit grundvand), relativ nitrat-reduktion mellem rodzone og kyst, samt potentielt drænbehov i Danmark, fås et overordnet indtryk af fordelingen af væsentlige påvirkende faktorer for nitrattil-førslen til vandløb. Kortene må imidlertid kun anvendes til at give et overordnet indtryk af, hvad man kan forvente i en region. De kan ikke erstatte konkrete undersøgelser i mindre oplande, hvor der forekommer langt større variation end de landsdækkende kort illustrerer. For at opnå en tilstrækkeligt detaljeret forstå-else, der på mindre skala ligger til grund for udpegning af kritiske deloplande for nitratbelastning af økosystemer, må en metode som beskrevet i det følgende med kombineret anvendelse af GOI typologien og nitratanalyser tages i brug. I det følgende kapitel skitseres kort GOI typologiens opbygning med fokus på dens anvendelsesmuligheder i relation til beskyttelse af økosystemer.


3. GOI typologiens opbygning og anvendelsesmu-ligheder

En effektiv indsats for at beskytte, retablere eller overvåge truede økosystemer kræver en grundlæggende forståelse for økosystemernes placering indenfor det hydrologiske kredsløb og for økosystemernes afhængighed af udveksling med grundvand. GOI typologien karakteriserer dette på en systematisk måde. Ifølge Vandrammedirektivet skulle truede tilknyttede økosystemer allerede være identificede og afgrænsede i basisanalyser samt fremgå af vandplanerne. Øko-systemerne kan være truede af enten kvantitative eller kemiske påvirkninger. I denne rapport fokuseres på beskyttelse og retablering af økosystemerne i for-hold til nitratbelastning. For at kunne udpege kritiske deloplande for nitratbe-lastningen indenfor vandløbsoplande og tilrettelægge en effektiv indsats og overvågning i kommunernes handleplaner er der en række styrende forhold, der er meget vigtige at forholde sig til. De er karakteriseret i GOI typologien på for-skellig skala (Nilsson et al., 2003, Dahl et al., 2005, Dahl et al., 2007, 2010a,b, Dahl og Hinsby, 2008, 2009).

3.1 Opbygning GOI typologiens hierarkiske opbygning på gradvist mindre skala samt den an-vendte terminologi fremgår af Figur 4. Klassifikationskriterierne og en praktisk anvisning i GOI kortlægning på de tre skalaer er præsenteret i Dahl et al. (2010a). Landskabstypen (Figur 4A) karakteriserer de forhold, der på oplandsskala styrer kompleksiteten af grundvandsudstrømning til tilknyttede økosystemer. Jo flere geologiske lag med forskellig evne til at lede vandet og jo mere kuperet terræn-overfladen er, jo større variation vil der være i både mængde og kvalitet af grundvandsudstrømningen til tilknyttede økosystemer indenfor et vandløbsop-land. Ådalstypen (Figur 4B) karakteriserer de forhold, der på strækningsskala styrer grundvandsudstrømningens mængde, årstidsvariation og til dels kvalitet til de tilknyttede økosystemer. Det er især økosystemernes kontakt til grundvandsfo-rekomster og typen af grundvandsforekomst, der er afgørende på denne skala. Disse forhold karakteriseres i den hydrogeologiske opbygning nær det tilknytte-de økosystem. Ådalstyperne er især egnede til at karakterisere den kvantitative udveksling mellem en grundvandsforekomst og et tilknyttet økosystem.

12


Figur 4. Begreber og terminologi anvendt i GOI typologiens tre skalaer. A)

Landskabsstype, her morænelandskab med terrænnær, regional og dyb grundvandsfo-

rekomst, der udveksler med tilknyttede økosystemer. Typiske redoxforhold er også vist.

B) Ådalstype med hydrogeologiske opbygninger nær ådal af lavpermeable lag og grund-

vandsforekomster. C) Strømningstype med fire karakteristiske strømningsveje, Q1 til Q4.

Efter Dahl et al. (2007).

Strømningstypen (Figur 4C) karakteriserer endelig på lokal skala den måde, strømningen foregår gennem et ådalsmagasin eller et vådområde på vej mod overfladevandet. Dette er meget afgørende for vandkvaliteten, der strømmer ud i overfladevandet. Fordelingen af strømning langs fire strømningsveje er meget

13


vigtig, dels fordi de modtager vand af meget forskellig mængde og kvalitet fra oplandet via dræn, terrænnær og dybere grundvandstilstrømning, dels fordi de påvirker vandkvaliteten meget forskelligt under passagen. Fordelingen styrer derfor både ådalens samlede ’nitratreduktionskapacitet’ samt i stor udstrækning udbredelse og tilstand af plantesamfund, der eventuelt skal beskyttes i ådalen eller vådområdet.

3.2 Landskabstype På oplandsskala (mere end 5 km2) klassificerer Landskabstypen både strøm-ningssystemer og grundvandssystemer som en overordnet ramme, der styrer kompleksiteten af udstrømningen til tilknyttede økosystemer. Klassifikationskri-terierne er henholdsvis regional geomorfologi (terrænform) og regional hydro-geologisk opbygning. Regional geomorfologi styrer i stor udstrækning hvilken skala af strømningssy-stemer, der udvikles indenfor et vandløbsopland (Figur 5). Under udbredte flade arealer, hvor grundvandsstrømningen er lille, udvikles ingen strømningssyste-mer. Hvor terrænet har mange små bakker (som i morænelandskaber og klit-landskaber) domineres grundvandsstrømningen af små lokale strømningssy-stemer, der har indstrømningsområde på bakketoppe og udstrømningsområde i det nærmest beliggende økosystem. Hvor terrænet derimod domineres af en lille regional hældning (som på smeltevandssletter og hævet havbund) domine-res grundvandsstrømningen af regionale strømningssystemer, der har ind-strømningsområde nær det regionale vandskel og udstrømningsområdet i øko-systemer længere nedstrøms i vandløbsoplandet. Tilknyttede økosystemer påvirkes af disse strømningssystemer, da de kontrollerer en række vigtige for-hold såsom beliggenhed af ind- og udstrømningsområder, mængde og årstids-variation af udstrømmende grundvand, samt nedtrængningsdybde og opholds-tid indenfor forskellige kemiske miljøer langs strømningsvejen, som påvirker kvaliteten af det udstrømmende vand. Regional hydrogeologisk opbygning har også stor indflydelse på den udstrøm-mende mængde af grundvand samt vandets opholdstid i forskellige kemiske miljøer. Opbygningen styrer desuden den fysiske kontakt mellem grundvandsfo-rekomster og tilknyttede økosystemer, hvorved den har stor betydning for den geografiske variation af grundvandsudstrømning til økosystemerne indenfor et opland.

14


Figur 5. Placering af ind- og udstrømningningsområder for lokale, intermediære og regi-

onale strømningssystemer. Efter Dahl et al. (2007).

Danmark kan forsimplet inddeles i fem forskellige Landskabstyper: moræne-landskab, smeltevandsslette, hævet havbund, klitlandskab og større fersk-vandsaflejringer (Dahl et al., 2007). Figur 6 viser fordelingen heraf i Danmark. Figur 3A viser et eksempel på et morænelandskab med et grundvandssystem, der er opbygget af en vekslende sekvens af sandede grundvandsforekomster og lavpermeable lag af leret moræne. Den regionalt hældende og lokalt kupe-rede terrænoverflade skaber både lokale, intermediære og regionale strøm-ningssystemer (Figur 5). Grundvandsudstrømningen til tilknyttede økosystemer indenfor et opland varierer meget såvel geografisk, mængdemæssigt, årstids-mæssigt og kvalitetsmæssigt. På en smeltevandsslette er grundvandssystemet opbygget af en enkelt fri san-det grundvandsforekomst og terrænoverfladen hælder kun svagt. Disse forhold skaber et dominerende regionalt strømningssystem, selvom mindre udtalte lokale strømningssystemer også findes nær tilknyttede økosystemer. Grund-vandsudstrømningen til økosystemerne indenfor et vandløbsopland varierer her ikke nær så meget. 3.3 Ådalstype På strækningsskala (1-5 km) klassificerer Ådalstypen den hydrogeologiske op-bygning nær ådalsmagasinet eller vådområdet. Denne skala karakteriserer udvekslingen af grundvand mellem en grundvandsforekomst og et ådalsmaga-sin (de ofte organiskholdige aflejringer i selve ådalen) eller et vådområde. Den hydrogeologiske opbygning defineres ved en kombination af to karakteristika: kontakttype og type af bidragende grundvandsforekomst.

15


Figur 6. Fordeling af Landskabstyper i Danmark (Bornholm undtaget). Åkær Å oplandet i

østjylland, der beskrives nærmere i kapitel 5, ligger i et leret morænelandskab fra

Weichsel istiden. Efter Dahl et al. (2007). Kortet er udarbejdet ved hjælp af DJFs kort

over landskabelementer (www.djfgeodata.dk, Appendiks 6) og GEUS’ jordartskort

1:200.000 (www.geus.dk, se eksempel i Appendiks 8). Kontakttype GOI typologien skelner mellem fem kontakttyper (Figur 4B), der klassificerer den hydrogeologiske opbygning nær ådalen. Kontakttypen karakteriserer den fysiske kontakt mellem en grundvandsforekomst og et ådalsmagasin eller et vådområde, og derved vandets mulighed for udveksling mellem de to magasi-ner. Kontakttyperne er arrangeret i rækkefølge fra ingen kontakt (Afbrudt, type 1) over delvis kontakt (Helt dækket, type 2; Side, type 3 og 4; Bund, Type 5 og 6) til fuld kontakt (Fri, type 7 og 8).

16

http://www.djfgeodata.dk/

http://www.geus.dk/


Type af grundvandsforekomst Typologien omfatter to typer af grundvandsforekomster (Figur 4A), der kontrol-lerer den tidslige kontakt, årstidsvariation og til dels kvantitet af grundvandstil-strømning til et ådalsmagasin eller et vådområde. Terrænnær grundvandsforekomst. En terrænnær grundvandsforekomst, der gennem et lokalt strømningssystem bidrager med grundvand til det nærmest beliggende tilknyttede økosystem. Grundvandsforekomsten har en stor grund-vandsdannelse, og vandet er kort tid undervejs til økosystemet. Grundvandsud-strømningen varierer meget i løbet af året, hvilket medfører en lille baseflow udstrømning, der endda kan ophøre i den tørre tid. Grundvandet er i den ter-rænnære del oxideret og ofte forurenet med nitrat og pesticider. Denne type blev oprindeligt kaldt en lokal grundvandsforekomst i Dahl et al. (2007).

Regional grundvandsforekomst. En dybereliggende grundvandsforekomst, der gennem et regionalt strømningssystem typisk bidrager med grundvand til tilknyt-tede økosystemer, der ligger længere nedstrøms i vandløbsoplandet. Grund-vandsdannelsen er ofte mindre, og grundvandet er mange år undervejs til øko-systemet. Grundvandsudstrømningen er vedvarende og ret stabil. Grundvandet er oftest reduceret og uforurenet. Når en grundvandsforekomst ligger i stor dybde og grundvandet gennem et regionalt strømningssystem kun har kontakt med kystvande (fjorde og havom-råder) kaldes grundvandsforekomsten for dyb (Figur 4A). Da en dyb grund-vandsforekomst ikke udveksler vand med vådområder, vandløb og søer er den ikke omfattet af GOI typologien.

17


BEMÆRK VEDRØRENDE DEFINITION OG AFGRÆNSNING AF GRUNDVANDSFOREKOM-

STER

Begrebet grundvandsforekomster er anvendt forskelligt i GOI typologien (Dahl et al., 2007) og i de statslige vandplaner (Villumsen et al., 2007). GOI typologien arbejder med hydrologiske enheder, mens vandplanerne arbejder med admini-strative enheder. Dette påvirker såvel definitioner som rumlig afgrænsning. I begge klassifikationer defineres tre typer af grundvandsforekomster: 1) ter-rænnære (oprindeligt kaldt lokale i GOI typologien), 2) regionale og 3) dybe grundvandsforekomster. Begge klassifikationer sigter primært på at kunne vur-dere grundvandsforekomsters kvantitative og kemiske påvirkning af overflade-vand. I GOI typologien vurderes dog også påvirkningen af vådområder. Fælles for klassifikationerne er, at terrænnære og regionale grundvandsforekomster har kontakt til vandløb (vådområder og søer), mens dybe grundvandsforekomster kun har kontakt til fjorde og havområder. Den største forskel findes i afgræns-ningen af terrænnære grundvandsforekomster, mens afgrænsningen af regiona-le og dybe grundvandsforekomster i højere grad er overensstemmende. I GOI typologien, der anvendes i denne rapport, defineres terrænnære grund-vandsforekomster på basis af grundvandsmagasiners faktiske fysiske udbredel-se og grundvandets strømningsdynamiske karakteristika i forhold til interaktion med tilknyttede økosystemer. Lokale strømningssystemer fører således grund-vandet fra indstrømningsområdet nær et lokalt vandskel til det nærmest belig-gende udstrømningsområde (se Figur 5). Denne information har stor betydning, når effektive lokale indsatser skal planlægges. Den administrative definition af terrænnære grundvandsforekomster, der anven-des i statslige vandplaner, er mere generel og finder sted på meget stor skala. Terrænnære grundvandsforekomster defineres her som forekomster af sand fra terræn. De er overordnet afgrænsede efter landskabselement og omfatter såvel smeltevandssletter som sandmagasiner i andre landskabstyper. Hvor et sand-magasin findes i større sammenhæng opdeles den i deloplande efter vandløb (smeltevandsslette). Hvor sandet derimod findes som små lokale magasiner, er disse samlet i én grundvandsforekomst (morænelandskab). I lerede moræne-landskaber er der ikke anvendt samme kortlægningsteknik i Jylland og på øer-ne. Typisk når forekomsterne dybder til højst 25 m under terræn.

18


3.4 Strømningstype På lokal skala (10-1000 m) klassificerer Strømningstypen den dominerende strømningsvej gennem ådalen til vandløbet. Fire strømningsveje er identificere-de som de vigtigste (Figur 4C).

Q1: Diffus strømning gennem ådalsmagasin. Grundvandet strømmer langsomt gennem ådalsmagasinet oftest under reducerende forhold.

Q2: Overfladisk strømning henover ådalsmagasin. Vandet kommer kun i kontakt med ådalsmagasinet i kort tid under skiftende oxiderende og reducerende forhold.

Q3: Direkte strømning gennem vandløbsbund. På kort tid passerer strømningen, eventuelt gennem ådalsmagasinet, lodret op i vandløbet.

Q4: Strømning i dræn og grøfter gennem ådal. Grundvandet har ingen væsentlig kontakt med ådalsmagasinet.

Tabel 1. ’Nitratreduktionskapaciteter’ for strømningsveje gennem ådal (Dahl et al., 2007).

’Reduktionskapaciteten’ ved forskelligt organisk indhold er angivet i % af den tilførte

nitratkoncentration til strømningsvejen.

Strømningsvej Organisk indhold i ådalsmagasin

(%)

’Nitratreduktionskapacitet’

(%)

< 3 0 Q1: Diffus

> 3 100

Q2: Overfladisk 50

< 3 0 Q3: Direkte

> 3 100

Q4: Dræn og grøfter 0

Modtager ådalsmagasinet eller vådområdet nitratforurenet grundvand, er van-dets strømningsveje gennem ådalen afgørende for ådalens samlede ’nitratre-duktionskapacitet’ og derved afgørende for, hvilket nitratindhold vandet har, når det strømmer ud i det tilknyttede overfladevand. I Tabel 1 er de fire strømnings-vejes ’nitratreduktionskapaciteter’ angivet med runde tal baseret på en analyse af hidtil udførte danske feltstudier i ådale (Nilsson et al., 2003; SNS, 2003). ’Nitratreduktionskapaciteten’s størrelse afhænger dels af, at nitratholdigt grund-vand under reducerende forhold kommer i kontakt med aflejringer i ådalsmaga-sinet eller vådområdet, der indeholder mere end 3% organisk materiale, dels af grundvandets nitratkoncentration.

19


3.5 GOI Responsenheder Ovenstående Ådalstyper, der klassificerer den hydrogeologiske opbygning lige omkring ådalen, indgår i den oprindeligt beskrevne GOI typologi (Dahl et al., 2007). Da nitratbelastning af tilknyttede økosystemer tilføres via helt terrænnært iltholdigt grundvand eller drænvand, er det ved udpegning af kritiske deloplande for nitratbelastning centralt at udpege deloplande, hvor disse tilstrømningsveje til økosystemer dominerer. Fordelingen mellem drænvandstilstrømning, terrænnær og dybere grundvands-tilstrømning til økosystemer styres primært af den hydrogeologiske opbygning i det bidragende delopland helt op til det nærmeste vandskel. Da Ådalstyperne kun fokuserer på forholdene lige omkring ådalen, kan de ikke anvendes til ud-pegning af kritiske deloplande for nitratbelastning. Ådalstyperne blev derfor i Dahl (2008) videreudviklet til Hydrologiske Responsenheder, der i Dahl et al. (2010a) omdøbtes til GOI Responsenheder. I lighed med Ådalstyperne define-res GOI Responsenheder ved en kombination af hydrogeologisk opbygning i deloplandet og type af bidragende grundvandsforekomst (Figur 7). Der skelnes her ligeledes mellem terrænnær (oprindeligt kaldt lokal) og regional grund-vandsforekomst. Ved kortlægning af GOI Responsenheder opdeles et vandløbsopland således i deloplande, der 1) har en sammenlignelig hydrogeologisk opbygning, 2) omfat-ter et helt strømningssystem fra grundvandsdannelse til udstrømning i et tilknyt-tet økosystem, og 3) forventes at have en overordnet sammenlignelig fordeling mellem drænvandstilstrømning, terrænnær og dybere grundvandstilstrømning til ådalsmagasiner og vådområder. GOI Responsenhederne forventes derfor at kunne anvendes på strækningsskala til at karakterisere både den kvantitative og den kemiske udveksling mellem en grundvandsforekomst og et tilknyttet økosystem. GOI Responsenhed 2 og 3 er karakteriseret ved, at grundvandsforekomsten er helt dækket af et lavpermeabelt lag, og der ikke er fysisk kontakt mellem grund-vandsforekomst og ådalsmagasin eller vådområde. Tilstrømningen domineres derfor sandsynligvis af drænvandstilstrømning og meget terrænnær grund-vandstilstrømning i de opsprækkede oxiderede øverste meter af dæklaget. GOI Responsenhed 4T, 5T og 6T karakteriseres af, at den terrænnære grund-vandsforekomst helt eller delvist er dækket af et ofte tyndere lavpermeabelt lag i baglandet, og at grundvandsforekomsten har fysisk kontakt med ådalsmagasi-net eller vådområdet. Tilstrømningen udgøres her sandsynligvis i mindre om-fang af drænvand og i større omfang af terrænnær grundvandstilstrømning.

20


GOI Responsenhed 1, 7T og 8T karakteriseres af, at den terrænnære grund-vandsforekomst er fri (ingen dæklag), og at den har god fysisk kontakt med ådalsmagasinet eller vådområdet. Tilstrømningen domineres her af terrænnær grundvandstilstrømning. En nærmere karakteristik af GOI Responsenhederne og anvisning i kortlægning af dem er givet i Dahl (2008) og Dahl et al. (2010a).

Figur 7. GOI Responsenheder. T og R svarer til henholdsvis terrænnær og regional

grundvandsvandsforekomst. Pile angiver grundvandets tilstrømningsveje til ådalsmaga-

siner og vådområder Drænvandstilstrømning er ikke vist. Terrænnær grundvandstil-

strømning forventes af have størst betydning i GOI Responsenhed 1, 7T og 8T. Dræn-

vandstilstrømning forventes at have størst betydning i GOI Responsenhed 2 og 3 og

mindre betydning i GOI Responsenhed 4T, 5T og 6T. Efter Dahl (2008).

3.6 Anvendelsesmuligheder GOI typologien og GOI Responsenhederne kan bidrage til håndtering af en række problemstillinger relateret til grundvandsforekomsters kvantitative og kemiske tilstand baseret på interaktion med tilknyttede økosystemer. GOI kort-lægning kan derfor med fordel anvendes som støtteværktøj i forbindelse med udarbejdelse af handleplaner til beskyttelse af truede tilknyttede økosystemer indenfor vandplanerne (Dahl og Hinsby, 2009, Dahl et al., 2010a), samt til fast-

21


22

sættelse af tærskelværdier for grundvand baseret på miljømål for tilknyttede økosystemer (Hinsby et al., 2008a). GOI Responsenhederne er velegnede som støtteværktøj til en række opgaver som for eksempel udpegning af kritiske deloplande for nitratbelastning af tilknyt-tede økosystemer via grundvandsforekomster. Til forskellige formål vil det som regel være nødvendigt at kombinere GOI kortlægning med andre værktøjer som indsamling af vandkemiske data, geologisk modellering og numerisk hydrolo-gisk modellering. I det følgende kapitel beskrives en trinvis metode til udpegning af sådanne kritiske deloplande, der kombinerer anvendelse af GOI Responsen-heder og nitratanalyser.


4. Trinvis metode til udpegning af kritiske deloplan-de for nitratbelastning af økosystemer via grund-vandsforekomster

I det følgende gennemgås en trinvis metode til udpegning af grundvandsfore-komster og deloplande heraf, der bidrager med en for høj kvælstofbelastning til tilknyttede truede økosystemer. Metoden indledes i Trin 1 med en indledende screening af kvælstofbelastningen fra oplandet, som danner grundlag for at afgrænse nitratbelastende oplande, hvori der er behov for nitratreducerende tiltag. I disse oplande gennemføres yderligere undersøgelser i Trin 2, der resul-terer i en detaljeret udpegning af kritiske deloplande, hvor reduktionen giver størst effekt i det truede økosystem.

© G

EUS

V

S

F

Truet fjord

Truet økosystem

Bidragende opland til truet fjord (F)

Bidragende opland til truet sø (S)

Bidragende opland til truet vådområde (V)

Vandløb

Prøvetagningspunkter

Nitratbelastende opland

Truet søTruet sø

Truetvådområde

Figur 8. Skitseret vandløbsopland med lokalisering af økosystemer, der ofte er truede,

samt deres bidragende oplande. Overskrider nitratkoncentrationen ved indløbet til et

økosystem en fastsat tærskelværdi (rødt punkt) udpeges det nitratbelastende opland

hertil i Trin 1. På Figuren er det nitratbelastende opland til en truet sø udpeget med røde

linier. Indenfor det nitratbelastende opland foretages en detaljeret udpegning af kritiske

deloplande i Trin 2 (Figur 9).

4.1 - Trin 1. Indledende screening til udpegning af nitratbela-stende oplande til økosystemer 1. Fremskaf relevant (GIS) kortmateriale som jordartskort, topografisk kort

og/eller luftfoto/satellitfoto. Specialkort som vist i Appendiks 1-4 kan også inddrages. Relevante korttyper og GIS temaer kan eksempelvis findes på Danmarks Miljøportal (http://kort.arealinfo.dk), DJFgeodata (www.djfgeodata.dk) og GEUS’ digitale kort og korttjenester (http://geuskort.geus.dk/GeusMap/ og http://geuskort.geus.dk/McPortal/).

24

http://kort.arealinfo.dk/

http://www.djfgeodata.dk/

http://geuskort.geus.dk/GeusMap/

http://geuskort.geus.dk/McPortal/


OBS! Vær opmærksom på at landsdækkende kort som vist i appen-diks 1-4 normalt kun kan anvendes til at skabe et regionalt overblik og ikke til at belyse forholdene i tilstrækkelig detalje på lokal skala. Hertil kræves mere detaljerede kort som f.eks. GEUS jordartskort i skalaen 1:25.000.

2. Lokaliser i Vandplaner m.v. truede økosystemer (naturtyper), der kræver nitratreducerende tiltag i det bidragende opland for at opnå god økologisk tilstand.

3. Afgræns bidragende oplande til truede økosystemer (gerne i GIS). Figur 8 viser et skitseret eksempel. De følgende punkter forløber herefter indenfor det bidragende opland.

4. Klassificer dominerende Landskabstype ved hjælp af Figur 6 eller lignende kortmateriale. Lerede morænelandskaber kan have højere risiko for belast-ning af økosystemer end smeltevandssand og -grus på udbredte smelte-vandssletter, idet afstrømning af nitratforurenet grundvand fra moræneland-skaber i højere grad sker via terrænnære grundvandsforekomster og dræn (Figur 4A).

5. Bestem relativ andel af landbrugsareal i oplandet til det truede økosystem. Der gives ingen faste regler for, hvornår egentlige målinger af kvælstofbe-lastning er nødvendige, men som tommelfingerregel anbefales det, at udfø-re specifikke undersøgelser, hvis landbrugsarealet i oplandet udgør mere end 25 % af det samlede areal.

6. Sammenhold GEUS’ jordartskort (1:25.000) eller DJF’s jordtypekort med kort over redoxdybde og drænkort eller kort over potentielt drænbehov i passende skala, således at variationerne heri kan vurderes på lokal skala.

7. Afgræns udfra Landskabstype, arealanvendelse, jordart/jordtype, redox-dybde og potentielt drænbehov oplande, der vurderes at udgøre den største risiko for nitratbelastning af de truede økosystemer.

8. Undersøg om der er eksisterende nitratdata fra f.eks vandløb (http://kort.arealinfo.dk) og boringer (http://geuskort.geus.dk/McPortal/, Ap-pendiks 9), og om der er LOOP eller GRUMO områder i nærheden (Appen-diks 5).

9. Vurder på baggrund af ovenstående om der er risiko for, at nitratforurenet terrænnært grundvand eller drænvand belaster de truede økosystemer, og om der er behov for yderligere dataindsamling.

10. I positivt fald udvælges et antal lokaliteter som skitseret i Figur 8 til prøve-tagning i vandløb, samt eventuelt i tilløb direkte til truede terrestriske økosy-stemer, hvis sådanne forekommer i det bidragende opland. Lokaliteter umiddelbart inden udløb i tilknyttede økosystemer og umiddelbart inden sammenløb af vandløbsgrene har højeste prioritet.1) (Se noter i efterfølgen-de tekstboks)

11. Gennemfør en indledende prøvetagning/screening af nitrat eller total-N koncentration i en vinterperiode, hvor de højeste koncentrationer forventes 2-4). Det anbefales at udtage dobbeltprøver fra hver lokalitet. Hvis nitratkon-centrationen ikke overstiger 10 mg/l (= 2.3 mg/l NO3-N) 2) i tilløbet til økosy-stemet, er der sandsynligvis ikke påtrængende behov for at anvende nitrat-reducerende virkemidler i oplandet.

12. Overstiger nitratkoncentrationerne 10 mg/l (= 2.3 mg/l NO3-N) 2) udpeges det nitratbelastende opland (Figur 8). Her er der formentlig behov for an-vendelse af nitratreducerende virkemidler og dermed behov for udpegning af kritiske deloplande, hvori det vil være mest effektivt at anvende forskelli-ge nitratreducerende virkemidler 4,5). I dette tilfælde fortsættes undersøgel-serne i Trin 2.

25


http://geuskort.geus.dk/McPortal/


Noter til fremgangsmåden i Trin 1.

1) Prøvelokaliteter. Der prøvetages, hvor der i øvrigt er mistanke om stor N-belastning og dermed særligt behov for tiltag til reduktion af N-belastningen. Ud-vælgelsen af lokaliteter styres primært af beliggenheden af truede økosystemer, således at punkter i oplande med høj landbrugsaktivitet, terrænnære grundvands-forekomster, stor dybde til redoxgrænsen og højt potentielt drænbehov prioriteres højest.

2) Kvælstofkoncentrationer. Kvælstofkoncentrationer angives traditionelt i forskelli-

ge enheder i grundvand og overfladevand primært på grund af forskellig tradition. I grundvand angives typisk indholdet af opløst nitrat, som mg nitrat pr. liter (mg/l NO3), da grænseværdien for nitrat i drikkevand er fastlagt til 50 mg/l NO3. I over-fladevand derimod angives kvælstofkoncentrationer normalt i mg/l NO3-N, da det ofte er den samlede N-belastning, der er kritisk. For at omregne NO3-N koncentra-tion til NO3 koncentration ganges denne med forholdet mellem molvægten for NO3-molekylet og N atomet dvs. 62/14 = 4.43. I overfladevand (vandløb, søer og kystvande) måles og angives kvælstofkoncentrationer dog også ofte som Total-N = samlet indhold af alle partikulære og opløste relevante N-forbindelser i en ufiltre-ret prøve eller alternativt DIN (opløst uorganisk kvælstof = NO3-N + NO2-N + NH4-N) eller blot NO3-N + NO2-N. Total-N er således den samlede N-koncentration af alle både opløste og partikulære N-forbindelser i en ufiltreret vandprøve. Alminde-ligvis udgør nitrat langt størstedelen af denne pulje (> 2/3). I eksemplet fra Åkær Å oplandet, hvor der er målt både indhold af opløst nitrat og total-N på ca. 25 vand-prøver fra Åkær Å udgjorde nitrat således mellem 80 og 95 % (gennemsnit 90 %) af total-N indholdet. For Vidåen og Kolding Å udgør nitrat i gennemsnit hhv. ca. 70 og 80 % af total-N indholdet for hhv. en 20 årig (1989-2008) og en 6 årig (2002-2008) periode (se plot af månedlige variationer af de to parametre for Vidå og Kol-ding Å i Appendiks 6a.

3) Anvisning i prøvetagning. Se NOVANA anvisning i prøvetagning af vandløb i

Appendiks 10. 4) Kvælstofbelastning. Se Appendiks 6 og 7 for N-belastning og koncentrationsud-

vikling under forskellig arealanvendelse og årstidsvariationer i kvælstofbelastnin-gen i vandløb.

5) Tålegrænser. Der foreligger endnu kun få konkrete kvantitative vurderinger af økosystemers tålegrænser for nitrat og den nødvendige reduktion i N-belastning og/eller –koncentrationsniveauer, for at økosystemer i Danmark kan opfylde deres miljømål (Hinsby et al., 2008a; Ejrnæs et al., 2009). De få vurderinger, der er rap-porteret, estimerer nødvendige reduktioner til et niveau, der ligger ligger mellem 20 og 50 % af det nuværende for søer på Fyn (hvoraf nogle dog har god tilstand og ikke kræver tiltag, Madsen et al., 2007), samt for Odense Fjord og Mariager Fjord, (Nielsen et al., 2004; Markager et al., 2008). På baggrund af en estimeret nødven-dig N-reduktion til 30% af den nuværende belastning af Odense Fjord (Nielsen et al., 2004), anslår Hinsby et al. (2008a), at N- koncentrationen i Odense Å også skal reduceres til 1/3 af det nuværende niveau, det vil sige som minimum til et ni-veau på ~ 2.3 mg/l NO3-N (~10 mg/l NO3). Da omkring halvdelen af nitratudvask-ningen fra rodzonen nedbrydes i grundvandsforekomsterne inden udstrømning i Odense Å (Hinsby et al., 2008a; Hansen et al., 2009) medfører det en gennemsnit-lig tærskelværdi for kvælstofbelastning af det terrænnære iltholdige grundvand i Odense Fjord oplandet på ~4.6 mg/l NO3-N (~20 mg/l NO3) for at det terrænnære iltholdige grundvand opfylder kravet om god kemisk tilstand baseret på god økolo-gisk tilstand i tilknyttede økosystemer som fastlagt i Vandramme- og Grundvands-direktiverne.

26


Tidsforbrug på Trin 1 Det vurderes, at Trin 1 undersøgelserne under gunstige forhold kan gennemfø-res af to personer på nogle få arbejdsdage i et opland på 50 km2 (svarende til Åkær Ås opland, der præsenteres i efterfølgende kapitel). Er oplandet betydeligt større og mere komplekst, f.eks. med mange forskellige typer af truede økosy-stemer, må tidsforbruget forventes at blive større. Typisk vil en rutineret AC medarbejder kunne fremskaffe det nødvendige kortmateriale samt udvælge lokaliteter til prøvetagning på nogle få timer, og en tekniker vil med lokaliteterne markeret på tilstrækkeligt detaljerede kort, fly- eller satellitfoto herefter kunne prøvetage og indlevere prøver til analyse på en enkelt arbejdsdag. Ud fra ana-lyseresultaterne vil AC medarbejderen på få timer kunne evaluere resultaterne og afgøre om yderligere undersøgelser i Trin 2 er nødvendige. Analyseudgifter

Analyseudgifter til nitratanalyser eller alternativt total-N analyser er i øjeblikket 100 - 200 kr/stk. Analyseudgifterne for ovenstående program beløber sig derfor til nogle få tusinde kroner.

4.2 - Trin 2. Detaljeret udpegning af kritiske deloplande for ni-tratbelastning af økosystemer Bekræfter undersøgelsen i Trin 1 forventning om en for høj nitratbelastning af et truet økosystem via grundvandsforekomster, iværksættes mere detaljerede undersøgelser i det nitratbelastende opland baseret på en kombineret anven-delse af GOI Responsenheder og et detaljeret prøvetagningsprogram for nitrat eller total-N.

27


Figur 9. Skitse, der fokuserer på det nitratbelastende opland til den truede sø fra Trin 1 i

Figur 8. Indenfor dette opland kortlægges GOI Responsenheder (GOI RE) på hver side

af vandløbet. Der prøvetages i tilløb som dræn, grøfter og kilder fra disse deloplande

samt i selve vandløbet i Trin 2. Røde prøvetagningspunkter angiver, at nitratkoncentrati-

onen overskrider en fastsat tærskelværdi, mens gule punkter angiver, at tærskelværdien

ikke er overskredet. Kritiske deloplande udpeges som de GOI Responsenheder, hvori

nitratkoncentrationen i tilløbene overskrider tærskelværdien (røde firkanter). (1) og (2)

henviser til rækkefølgen vandskel optegnes i. Oplandet, der afgrænses af vandskel 1,

svarer til det nitratbelastende opland markeret med røde linier i Figur 8.

Undersøgelserne resulterer i udpegning af kritiske deloplande (GOI Respons-enheder), hvori nitratkoncentrationen i tilløb til vandløbet overskrider en fastsat tærskelværdi. I disse deloplande vil anvendelse af landbrugsrelaterede nitratre-ducerende virkemidler eller virkemidler, der omhandler retablering af vådområ-der i ådale, give størst effekt i det truede økosystem. Undersøgelserne i Trin 2 kræver et større datagrundlag og mere specialiseret viden end undersøgelserne i Trin 1, da de her ikke blot baseres på overflade-kort, men inkluderer forståelse af oplandets hydrogeologiske opbygning. De vigtigste supplerende data er boringer og vandspejl/hydrauliske potentialer i Jupiter databasen på GEUS, digitale højdekurver samt yderligere prøvetagning i felten. Metoden er nærmere beskrevet i Dahl (2008), Hinsby et al. (2008b) og Dahl et al. (2010a)

28


Arbejdsproces i Trin 2: 1. Opsummer udpegningen af det nitratbelastende opland til et truet økosy-

stem fra Trin 1 (Figur 8). Dette opland er i terrænnære grundvandsforekom-

ster afgrænset af topografiske vandskel (linie 1 i Figur 9). Indenfor dette op-

land foretages de videre undersøgelser i Trin 2.

2. Optegn geologiske tværprofiler på langs og tværs af vandløb i og omkring

det nitratbelastende opland. I profilerne sammenstilles data om geologi, fil-

terdybder og vandspejlsdata fra boringer i GEUS’ Jupiter database, udtræk

fra GEUS’s jordstartskort (1:25.000) samt terrænkote. Metode hertil er

nærmere beskrevet i Dahl et al. (2005). Figur 11 viser et eksempel på ud-

træk og hydrogeologisk tolkning af udbredelsen af en terrænnær og en re-

gional grundvandsforekomst med deres tilhørende henholdsvise frie grund-

vandsspejl og hydrauliske potentiale. Det fremgår heraf hvilken grund-

vandsforekomst, der føder økosystemerne.

3. Afgræns herefter deloplande langs vandløbet, der har homogene hydrogeo-

logiske opbygninger svarende til GOI Responsenhederne vist i Figur 7. Ad-

skillelsen mellem deloplandene udgøres af lokale topografiske vandskel (li-

nie 2 på Figur 9). Hertil samtolkes geologiske profiler, jordartskort

(1:25.000) og topografiske højdekurver. Figur 9 skitserer et eksempel, hvori

GOI Reponsenhederne 2, 4T, 5T og 8T er kortlagt.

4. Planlæg udfra udbredelsen af GOI Responsenheder et prøvetagningspro-

gram (Figur 9), der gennemføres om vinteren, når nitratkoncentrationen ge-

nerelt er højest. Prøvetagningspunkter bør repræsentere:

Tilløb fra enkelte GOI Responsenheder (dræn, grøfter, kilder og even-

tuelt grundvand), især hvor der er et stort husdyrtryk og hvor der ansø-

ges om udvidelse heraf.

Samlet bidrag til vandløbet fra et delopland ved overgangen mellem for-

skellige GOI Responsenheder samt umiddelbart opstrøms sammenløb

af vandløbsgrene.

Forholdene omkring planlagte naturgenopretningsprojekter i ådalen.

5. Gennemfør prøvetagningsprogrammet i felten (se Trin 1).

29


6. Udpeg kritiske deloplande (GOI Responsenheder), hvori nitratkoncentratio-

nen i tilløb overskrider en tærskelværdi fastlagt for at beskytte det truede

økosystem. På Figur 9 udgøres de af GOI Responsenhed 2 og 8T. GOI

Responsenhed 4T og 5T er her ikke kritiske, da nitratkoncentrationen i tillø-

bene ikke overskrider tærskelværdien.

Tidsforbrug på Trin 2

Det vurderes, at en trænet hydrogeolog vil kunne udføre pkt 1 til 4 i Trin 2 på to uger i et opland på 50 km2. Prøvetagningen (pkt 5) tager yderligere en halv uge og den efterfølgende behandling af data (pkt 6) ligeledes en halv uge. Et eksempel på ovenstående undersøgelser blev gennemført i Åkær Å oplandet i Kolding Kommune (Figur 10). Undersøgelserne foregik i en iterativ proces, idet kortlægningen af GOI Responsenheder og nitratkoncentrationen i vandløb og tilløb blev foretaget i delprojekter, der gradvist udbyggede allerede opnået vi-den. Udvalgte resultater fra disse undersøgelser præsenteres i det følgende kapitel til illustration af kombineret anvendelse af GOI typologi, GOI Respons-enheder og nitratanalyser til udpegning af kritiske deloplande i et formentligt typisk østjysk vandløbsopland.

30


31


Kolding Kommune gennemfører i øjeblikket projekter til reduktion af kvælstofbe-lastningen fra Åkær Å oplandet til Kolding Inderfjord og Natura 2000 området Lillebælt, der begge har behov for reduktion i kvælstofbelastningen for at opnå god økologisk tilstand (Figur 10, Vindum et al., 2009; By- og Landskabsstyrel-sen, 2010).

5. GOI og nitrat kortlægning i Åkær Å oplandet

Figur 10. Åkær Å oplandets beliggenhed i forhold til Natura 2000 området Lillebælt vist

på et udsnit af GEUS’ jordartskort i 1:200.000. Lokaliseringen af det geologiske tværpro-

fil i Figur 11 er angivet ved linien indenfor det hvide rektangel. I den forbindelse har kommunen fået gennemført en kortlægning af Åkær Å oplandet ved hjælp af kombineret brug af GOI Responsenheder og nitratmålin-ger på udvalgte punkter i vandløb, tilløb hertil som dræn, grøfter og kilder samt grundvand (Dahl, 2008; Hinsby et al., 2008b; Dahl et al., 2010a). Alle tilknyttede økosystemer i Åkær Å oplandet er udelukkende født af en terrænnær nitratforu-renet grundvandsforekomst (Figur 11).

32


N S

Figur 11. Øverst: Udtræk af terrænkote, geologiske og hydrologiske data fra GEUS’

Jupiter database samt jordartskort (1:25.000, bjælke over profil) fra Åkær Å oplandet.

Nederst: Hydrogeologisk tolkning af profilet. Det hydrauliske potentiale for den underlig-

gende regionale grundvandsforekomst ligger overalt i oplandet under vandstanden i

vandløb og grundvandsspejlet i vådområder. Alle akvatiske og terrestriske økosystemer-

ne i Åkær Å oplandet er derfor født af den sandede terrænnære grundvandsforekomst.

Efter Dahl (2008) og Dahl et al. (2010a). Resultatet af GOI og nitrat kortlægningen kan anvendes til: Vurdering af om (deloplande af) den bidragende grundvandsforekomst op-

fylder Vandramme- og Grundvandsdirektivernes krav om god kemisk til-stand ved hjælp af tærskelværdier.

Udpegning af kritiske deloplande, hvori der er særligt behov for virkemidler til reduktion af kvælstofudvaskning fra rodzonen ved hjælp af landbrugsre-laterede virkemidler.

Udpegning og prioritering af naturgenopretningsprojekter ved brug af vir-kemidlet retablering af vådområder i ådale.

I det følgende præsenteres hovedresultater fra denne kortlægning (Dahl, 2008; Hinsby et al., 2008b; Dahl et al., 2010a,b).

33


5.1 Tærskelværdier og kemisk tilstand for grundvand I Figur 12 og 13 illustreres fordelingen af sammenlagte typer af GOI Respons-enheder og nitratkoncentrationer målt i henholdsvis vandløb og tilløb i decem-ber 2008. GOI Responsenheder, der viste sig at have et sammenligneligt re-spons med hensyn til nitrattilførsel til ådalsmagasiner og vådområder, er sam-menlagt i figurer 12 og 13. Oprindeligt er alle typer af GOI Responsenheder født af en terrænnær grundvandsforekomst (Dahl, 2008). I Figur 12 indikeres den kemiske tilstand af den terrænnære iltholdige grund-vandsforekomst under anvendelse af en tærskelværdi, der svarer til grænse-værdien for drikkevand. Tilsvarende indikeres den kemiske tilstand i Figur 13 under anvendelse af en tærskelværdi, som tidligere er beregnet for iltholdigt grundvand med henblik på beskyttelse af økosystemer i Odense Fjord og Horsens Fjord (Hinsby et al., 2008a; Thorling et al., 2008). Der er anvendt føl-gende to farvelægninger af nitratkoncentrationsskalaen i de viste eksempler: a) Farveskalaen skifter i Figur 12 fra gul til rød ved 50 mg/l nitrat, hvor tær-

skelværdien for nitrat i grundvand udgør grænseværdien for nitrat i drikke-vand.

b) Farveskalaen skifter i Figur 13 fra gul til rød ved 20 mg/l nitrat i tilløb til vandløb (dræn, grøfter og kilder) og ved 10 mg/l i selve vandløbet.

Nitratkoncentrationen (reelt Total-N) i situation b) svarer til en tærskelværdi for grundvand i oplandet til Odense Fjord (Madsen et al., 2007; Hinsby et al., 2008a), Mariager Fjord (Markager et al., 2008) og Horsens Fjord (Thorling et al., 2008) beregnet på baggrund af en estimeret nødvendig reduktion i kvæl-stofbelastningen til de tre fjorde, for at de kan opfylde miljømålet om god økolo-gisk tilstand. Den tilsvarende tærskelværdi for vandløbet er halvt så stor som tærskelværdien for grundvand, da sidstnævnte er fastsat ud fra en antagelse om, at halvdelen af nitratindholdet i iltholdigt grundvand nedbrydes inden ud-strømning til vandløb, som det blev estimeret som gennemsnit for Odense Å oplandet (Hinsby et al., 2008a, sammenhold eventuelt de estimerede redukti-onspotentialer for forskellige oplande i Appendiks 3). De angivne tærskelværdi-er bygger derfor på en antagelse om, at kvælstofbelastningen af Kolding Inder-fjord og Lillebælt, og tilløbet hertil fra Kolding Å (inkl. Åkær Å), skal reduceres svarende til den estimerede nødvendige reduktion i de tre ovennævnte fjorde. Det vil sige at kvælstofbelastningen skal reduceres til cirka en trediedel af den nuværende belastning, før der kan opnås god økologisk tilstand i disse. Dette er ifølge det netop publicerede udkast til vandplan for hovedopland 1.11 Lille-bælt/Jylland i god overensstemmelse med den nødvendige reduktion i kvæl-

34


stofbelastningen til Kolding Inderfjord (reduktionsfaktor ~0.33), men ikke til-strækkelig reduktion i forhold til Kolding Yderfjor og det nordlige Lillebælt, hvor den nødvendige N-reduktionsfaktor for at kunne opnå miljømål er estimeret til ~ 0.25, dvs. en fjerdedel af den nuværende belastning (BLST, 2010). Da man ifølge Vandramme- og Grundvandsdirektiverne skal anvende den skrappeste tærskelværdi, bør tærskelværdien der er anvendt i figur 13 for det øvre grund-vand derfor egentlig være 15 mg/l i stedet for som angivet 20 mg/l. I situationen, hvor drikkevandskravet på 50 mg/l nitrat anvendes som tærskel-værdi (Figur 12), overskrides denne i de fleste tilløb, der kommer fra GOI Re-sponsenhed 1, 7T og 8T, som er sammenlagt til en gruppe i Figur 12 og 13. Den kemiske tilstand i disse deloplande af den terrænnære grundvandsfore-komst vurderes derfor som ringe, hvorimod den kemiske tilstand i alle øvrige deloplande vurderes som god. Det er derimod værd at bemærke på Figur 13, at kun ganske få af de udtagne prøver i tilløbene opfylder tærskelværdikravet for nitrat i grundvand på 20 mg/l, mens ingen opfylder tærskelværdikravet i vandløbet på 10 mg/l. Anvendes dis-se tærskelværdier vurderes det, at hele den terrænnære grundvandsforekomst i Åkær Å oplandet i praktisk talt alle GOI responsenheder har ringe kemisk til-stand. Et meget lignende billede vil tegne sig, hvis tålegrænser for danske terrestriske økosystemer (Ejrnæs et al., 2009) eller canadiske og spanske akvatiske økosy-stemer (Camargo og Alonso, 2006) anvendes som tærskelværdi, idet data fra disse undersøgelser indikerer, at økosystemernes tålegrænserne for nitrat lig-ger i intervallerne henholdsvis 4.4-13 mg/l og 9-16 mg/l.

35


36


Figur 12. Sammenlagte GOI Responsenheder og nitratkoncentrationer i Åkær Å og tilløb

hertil (dræn, grøfter og kilder) i december 2008. Røde symboler indikerer, at nitratkon-

centrationen overskrider en tærskelværdi på 50 mg/l. Sammenhold symbol farverne i

ovenstående figur med symbol farverne i Figur 13, hvor der er anvendt en tærskelværdi

for iltholdigt grundvand, der er fastlagt på baggrund af miljømål for udvalgte danske

fjorde (inkl. Kolding Inderfjord). Det røde rektangel viser, hvor eksemplet i Figur 14 med

detaljeret kortlægning af Strømningstype gennem ådalen er placeret.

37


Figur 13. Sammenlagte GOI Responsenheder og nitratkoncentrationer i Åkær Å og tilløb

hertil (dræn, grøfter og kilder) i december 2008. Røde symboler indikerer, at nitratkon-

centrationen overskrider en tærskelværdi på henholdsvis 20 mg/l i tilløb og 10 mg/l i

vandløb. Bemærk at denne tærskelværdi er estimeret for målopfyldelse i udvalgte dan-

ske fjorde (inkl. Kolding Inderfjord). Målopfyldelse for Kolding Yderfjord og det nordlige

Lillebælt kræver endnu større N-reduktion, og derfor tærskelværdier for nitrat (egentlig

total-N) på hhv. 15 og 7.5 mg/l for tilløb (iltholdigt grundvand) og vandløb i Åkær Å op-

landet. Det røde rektangel viser, hvor eksemplet i Figur 14 med kortlægning af Strøm-

ningstype gennem ådalen er placeret.

5.2 Kritiske deloplande Det fremgår udfra Figur 12 og 13, at de laveste nitratkoncentrationer (< 20 mg/l) blev målt i tilløb fra GOI Responsenhed 2 og 3. Karakteristisk for disse er, at grundvandsforekomsten er helt dækket af et tykt morænelersdække, og der ikke er fysisk kontakt mellem grundvandsforekomsten og ådalsmagasinet eller vådområdet. Arealanvendelsen i deloplandene vest for Åkær Å er halvt skov og

38


halvt landbrug. Deloplandene består af dødislandskab, der er karakteriseret ved et småbakket terræn med mange afløbsløse lavninger, der vanskeligt afvandes ved dræning direkte til vandløbet. Grundvandet tvinges derved i stor udstræk-ning til at passere gennem det reducerede moræneler, hvori en stor nitratreduk-tion vil finde sted på vej mod vandløbet. Sådanne områder udtages ofte af landbrugsdriften og tilplantes med skov, der ikke gødes. De forhold er forment-lig her de væsentligste årsager til de relativt lave nitratkoncentrationer i tilløbene til ådale og vådområder fra disse deloplande. Afhængigt af terrænform kan GOI Responsenhed 2 og 3 dog være opdyrkede og drænede og derved tilføre høje nitratkoncentrationer direkte til tilknyttede økosystemer. I Åkær Å oplandet yder de dog en god beskyttelse og er mindst kritiske for nitratbelastning af ådale, vådområder og vandløb. Nitratkoncentrationer i tilløb fra GOI Responsenhed 4T, 5T og 6T lå i intervallet 10-50 mg/l. Karakteristisk for disse er, at grundvandsforekomsten i baglandet er helt eller delvist dækket af et tyndere lag moræneler, og at grundvandsforekom-sten har fysisk kontakt med ådalsmagasinet eller vådområdet. Arealanvendel-sen i disse deloplande er hovedsageligt landbrug. Ved sammenligning med Figur 1 og 2 tyder de middelhøje nitratkoncentrationer på, at en relativt stor del af nitraten reduceres i grundvandsforekomsten, inden vandet via tilløbene når frem til de tilknyttede økosystemer. Data tyder således på, at GOI Responsen-hed 4T, 5T og 6T yder en rimeligt god beskyttelse. De er derfor middel kritiske i forhold til nitratbelastning af ådale, vådområder og vandløb. Meget høje nitratkoncentrationer på 50-100 mg/l blev målt i tilstrømning fra GOI Responsenhed 1, 7T og 8T. Karakteristisk for disse er, at den terrænnære grundvandsforekomst er fri (ingen dæklag), og at den har god fysisk kontakt til ådalsmagasinet eller vådområdet. Arealanvendelsen i disse deloplande er også langt overvejende landbrug. Ved sammenligning med Figur 1 tyder de høje nitratkoncentrationer på, at redoxgrænsen ligger relativt dybt, og at der derfor ikke sker nogen særlig nitratreduktion i grundvandsforekomsten. Der forekom-mer stor terrænnær grundvandstilstrømning til ådalsmagasinet via kilder og småløb med høje nitratkoncentrationer. Data tyder således på, at GOI Re-sponsenhed 1, 7T og 8T yder en ringe beskyttelse. De er derfor mest kritiske i forhold til nitratbelastning af ådale, vådområder og vandløb. I disse deloplande vil tiltag til reduktion af kvælstofudvaskning fra rodzonen ved hjælp af land-brugsrelaterede virkemidler give størst reduktion i nitratbelastningen af økosy-stemerne. I Åkær Å lå nitratkoncentrationen omkring 30-35 mg/l, hvilket tyder på, at nitrat fra den oxiderede del af den terrænnære grundvandsforekomst under passagen

39


af de dybere dele heraf samt under passagen af vådområder og ådalsmagasi-ner delvist reduceres, samt at vandløbet også modtager nitratfattigt vand fra skovarealer.

5.3 Naturgenopretning af vådområder i ådale I Dahl (2008) er ovenstående kortlægning kombineret med kortlægning af GOI typologiens Strømningstype gennem ådalen på udvalgte ådalsstrækninger (Hinsby et al., 2008b) til prioritering af Kolding Kommunes planlagte naturgen-opretningsindsats for retablering af vådområder i ådale, samt til udarbejdelse af forslag til yderligere beskyttelsestiltag. I Figur 14 ses et eksempel på kortlagte strømningsveje gennem ådalen, og deres nitratkoncentration fra den midterste strækning af Åkær Å.

7T

Figur 14. Resultater fra en ådalsstrækning langs den midterste del af Åkær Å fra decem-

ber 2007 (Hinsby et al., 2008b; Dahl, 2008). Strækningens geografiske placering ses på

Figur 12 og 13. På basis af jordartskort i 1:25.000 (øverste venstre indsatte figur) og

boringer i Jupiter databasen er GOI Responsenheder kortlagt (nederste venstre indsatte

figur). I dette delopland er GOI Responsenheden (7T) opbygget således, at en fri ter-

rænnær grundvandsforekomst er i fysisk kontakt med siden af ådalsmagasinet (øverste

højre indsatte figur). De dominerende strømningsveje gennem ådalsmagasinet på grund-

figuren er Q4 (dræn og grøfter) og Q2 (overfladisk). Arealanvendelsen i det bidragende

delopland er landbrug. Figur 15 viser et eksempel på en Q4 strømingsvej (Figur 4) umid-

delbart syd for Q4 markeringen i ovenstående figur.

Q4

Q2

5T

27T

40


Arealanvendelsen i det bidragende delopland til ådalen er landbrug. Ifølge GOI Responsenhedens opbygning (7T) kommer grundvandstilstrømningen til ådalen fra en fri terrænnær grundvandsforekomst, der ligger over et højtliggende lag af moræneler. Dræn forekommer stedvist i grundvandsforekomsten, da det højt-liggende moræneler ikke dræner tilstrækkeligt. Gennemstrømningen af ådalen domineres af strømning i en grøft (Q4), der modtager drænvand med et nitrat-indhold på 74-77 mg/l ved indløbet i ådalen i december 2007. Hvor det tilførte grundvand i stedet passerer ådalen overfladisk (Q2) reduceres nitratindholdet til 9 mg/l. En beskyttelsesstrategi mod nitratbelastning af vandløbet fra deloplan-det vil derfor være, at inaktivere grøften og lade al grundvandet sive overfladisk gennem ådalen for at opnå en øget nitratreduktion. Er dette ikke tilstrækkeligt, kan der suppleres med landbrugsrelaterede virkemidler i deloplandet til redukti-on af nitratudvaskningen. I Hinsby et al. (2008b) samt Dahl (2008) findes flere eksempler på en sådan kortlægning og prioritering af virkemidler i deloplande.

Figur 15. Dræn ved udløb til grøft, der strømmer ud i Åkær Å ved spid-sen af den hvide pil i Figur 14. Dræ-net er lokaliseret ved det lyseblå symbol med markeringen ”77”, der angiver nitratkoncentrationen i dræ-net ved den første prøvetagning i december 2007, hvor det viste foto blev taget. I december 2008 blev nitratkoncentrationen i samme dræn målt til 71 mg/l. Drænet afvander marker nordøst for drænets place-ring og er et eksempel på at sande-de jorde kan være drænede – selv i kuperet terræn.

Figur 16-18 på næste side viser to yderligere eksempler på tilløb til Åkær Å med nitratkoncentrationer på henholdsvis ca. 50 mg/l og < 0.1 mg/l (detektionsgræn-sen).

41


42

Figur 16. Den nedre del af Åkær Å oplandet med angivelse af lokaliseringen af fotografier af kildevæld i ådalsskrænter nord og syd for Åkær Å i figur 17 og 18.

Figur 17. Kildevæld i den

nordlige ådalskrænt i Åkær Å.

Det fremspringende vand er

klart og iltholdigt og har nitrat-

koncentrationer omkring 50 mg/l.

Figur 18. Kildevæld i den sydli-

ge ådalskrænt i Åkær Å. Det

fremspringende vand udfælder

okker (gul-orange farver i bæk-

ken midt i billedet) og er dermed

reduceret og uden nitrat. Okker-

udfældende kilder og vandløb

behøver man almindeligvis ikke

at prøvetage, da der ikke er nitrat i vandet.


6. Konklusion og anbefalinger for videreudvikling

Kombineret GOI og nitrat kortlægning er et effektivt værktøj til udpegning af kritiske deloplande for nitratbelastning af tilknyttede økosystemer via grund-vandsforekomster. Den præsenterede metode kan imidlertid kun semikvantita-tivt estimere kvælstofbelastningen af vandløbet indenfor et opland, samt udpe-ge hvilke deloplande der tilfører kritiske nitratkoncentrationer. En egentlig kvantificering af den årlige N-belastning, og effekten af virkemidler og indsatsprogrammer i Vandplanerne, kræver som minimum månedlige målin-ger af nitrat eller total-N koncentrationer i oplandet og samtidige målinger af vandføringer i de undersøgte vandløb og tilløb på relevante stationer. Herudfra kan de enkelte deloplandes betydning kvantificeres relativt præcist for den ak-tuelt undersøgte periode. For at estimere og kvantificere fremtidig udvikling i kvælstofbelastningen og effekten af sæsonvariationer, ændringer i klima og arealanvendelse m.m. kræ-ves anvendelse af velfunderede integrerede hydrologiske modeller. Samtidig er det nødvendigt at validere modelbaserede kvantificeringer ved hjælp af feltmå-linger af nitratkoncentrationer og afstrømning, samt identifikation af domineren-de strømningsveje gennem ådalen ved hjælp af GOI typologien. Den bedste systemforståelse og de bedste resultater vil blive opnået ved en kombineret trinvis anvendelse af alle metoder. Eksemplet fra Åkær Å oplandet vest for Kolding, der gennemgås i rapporten, viser at ingen eller kun ganske få iltholdige grundvandsforekomster i de kortlag-te GOI Responsenheder overholder kravene om god tilstand ifølge Vandram-me- og Grundvandsdirektiverne, hvis der anvendes en tærskelværdi for grund-vand baseret på miljømål for tilknyttede økosystemer (udvalgte danske fjorde inkl. Kolding Inderfjord). Anvendes derimod grænseværdien for drikkevand som tærskelværdi, hvilket den gør i Danmark og de fleste EU lande aktuelt, klassifi-ceres det iltholdige grundvand i mere end halvdelen af GOI Responsenhederne tilsyneladende til at have god kemisk tilstand. Det skal bemærkes, at der i Danmark og EU generelt, kun er få konkrete under-søgelser af bæredygtig belastning og tålegrænser af økosystemer. Der er såle-des et stort behov for at fastlægge veldokumenterede tålegrænser og bæredyg-tige belastninger for økosystemer i Danmark og EU for efterfølgende at kunne fastlægge veldokumenterede tærskelværdier for grundvand for nitrat og andre relevante miljøbelastende stoffer. Målrettet indsats for beskyttelse af et konkret økosystem kræver en god forståelse af vand- og stoftransporten mellem rele-vante grundvandsforekomster og økosystemet. GOI kortlægning (inkl. geologisk kortlægning) samt målinger af tilstrømning og nitratkoncentrationer (og evt. andre forureninger) i tid og rum bidrager med vigtige data til dette formål.

44


45


7. Referencer

Alectia, 2010. Oplandsmodel for landovervågningsopland 6. Opsamlingsrap-port, Alectia, Miljøcenter Ribe, Miljøministeriet, i trykken.

Alectia, 2009. Oplandsmodel for landovervågningsopland 1. Opsamlingsrap-port, Alectia, Miljøcenter Nykøbing Falster, Miljøministeriet.

Blicher-Mathiesen, G., Bøgestrand, J., Kjeldgaard, A., Ernstsen, V., Højbjerg, A.L., Jacobsen, P.R., von Platen, F., Tougaard, L., Hansen, J.R. og Børgesen, C.D. 2007, Kvælstofreduktionen fra rodzonen til kyst for Danmark: Fagligt grundlag for et nationalt kort. Faglig rapport fra DMU nr. 616, Dan-marks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet.

BLST, 2010. Udkast til Vandplan - Hovedvandopland 1.11 Lillbælt/Jylland. Mil-jøministeriet, By- og Landskabsstyrelsen, Forhøring januar 2010.

Bøgestrand, J. (red.). 2007. Vandløb 2006. DMU rapport nr. 642, NOVANA, Århus Universitet.

Camargo, J.A. og Alonso A. 2006. Ecological and toxicological effects of inor-ganic nitrogen pollution in aquatic ecosystems: a global assessment. Environ Int, 32, 831–49.

Dahl, M. 2008. GOI kortlægning og beskyttelsesstrategi i naturgenopretnings-områder i Åkær Å oplandet. GEUS Rapport nr. 20.

Dahl, M., Hinsby, K. og Refsgaard, J.C. 2010a. GOI typologiens anvendelses-muligheder – med fokus på beskyttelse af overfladevand og økosystemer i re-lation til vand- og naturplaner. Rapport fra By- og Landskabsstyrelsen, ISBN 978-87-92617-82-8 (kun elektronisk version), www.blst.dk.

Dahl, M., Hinsby, K. og Refsgaard, J.C. 2010b. Beskyttelse af vådområder og overfladevand. Vand og Jord, 1, 28-31.

Dahl, M. og Hinsby, K. 2009. Anvendelsesmuligheder for GOI-typologien. ATV Jord og Grundvand, ”Grundvand/overfladevand interaktion” Schæffergården, d. 27.1 2010, Gentofte, 41-48. http://www.atv-jord-grundvand.dk.

Dahl, M. og Hinsby, K. 2008: GSI typology - Typology of Groundwater / Surface water interaction. EU Groundwater Policy Developments. Good Status Objec-tives and Integrated Management Planning. 13-15 November, Paris, France. Unesco and European Commission. Proceedings, 146-156.

Dahl, M., Nilsson, B., Langhoff, J.H. og Refsgaard, J.C. 2007. Review of classi-fication systems and new multi-scale typology of groundwater-surface water interaction, Journal of Hydrology 344: 1-16.

Dahl, M., Nilsson, B., Platen-Hallermund, F.v., Banke, M., Engesgaard, P., Sonnenborg, T., Wohlfeil-Müller, D.-I., Fuglsang, A., Tornbjerg, H., Ovesen, N.B., Kronvang, B. og Christensen, S. 2005. Afslutning af ådalstypologi. Ar-bejdsrapport fra Miljøstyrelsen, nr. 17

Diaz, R.J. og Rosenberg, R. 2008. Spreading Dead Zones and Consequences for Marine Ecosystems. Science, 321, 926-929.

46

http://pure.agrsci.dk:8080/research/boergesen_christen_duus(5194)/

http://pure.agrsci.dk:8080/research/kvaelstofreduktionen_fra_rodzonen_til_kyst_for_danmark(1293873)/

http://pure.agrsci.dk:8080/research/kvaelstofreduktionen_fra_rodzonen_til_kyst_for_danmark(1293873)/

http://www.blst.dk/


DMU, 2008. Nitratklassekortværk – Opdatering af nitratklassifikationen i Dan-mark til 2. generation. Fagligt notat, Danmarks Miljøundersøgelser, Århus Universitet.

EU, 2010. In accordance with Article 3.7 of the Groundwater Directive 2006/118/EC on the establishment of groundwater threshold values. Report from the Commission, C(2010) 1096 final, European Commission, Brussels, March 2010.

EU, 2009. Guidance on groundwater status and trend assessment. Guidance no. 18 of the Common Implementation Strategy for the Water Framework Di-rective, European Communities.

EU, 2006. Grundvandsdirektivet. EU direktiv: 2006/118/EF. Den Europæiske Unions Tidende, L372/19-L372/31.

Ejrnæs, R., Andersen, D.K., Baattrup-Pedersen, A., Christensen, B.S., Dam-gaard, C., Hygaard, B., Nilsson, B., Johansen, O.M. og Dybkjær, J.B. 2009. Hydrologiske og vandkemiske forudsætninger for en god naturtilstand i grundvandsafhængige terrestriske økosystemer. Notat - Danmarks Miljøun-dersøgelser, Århus Universitet, 21.12.2009.

Ernstsen, V., Højberg, A.L., Jakobsen, P.R., Platen, F. von, Touggard, L., Han-sen, J.R., Blicher-Mathiesen, G., Bøgestrand, J. og Børgesen, C.D. 2006. Be-regning af nitratreduktionsfaktorer for zonen mellem rodzonen og frem til vandløbet. Data og metode for 1. generationskortet. De Nationale Geologiske Undersøgelser for Danmark og Grønland (GEUS), rapport nr. 93.

Ernstsen, V., P.R., Platen, F. von og P. R. Jakobsen. 2008. Nitratreduktions-klasser for kystnære arealer ("hvide områder") - data og metode. Supplement til GEUS rapport nr. 93/2006. De Nationale Geologiske Undersøgelser for Danmark og Grønland (GEUS), rapport nr. 30.

Grant, R. (red.) 2003. Landovervågningsoplande 2002. Danmarks Miljøunder-søgelser, DMU, Århus Universitet.

Grant, R. (red.) 2007. Landovervågningsoplande 2006. Danmarks Miljøunder-søgelser, DMU, Århus Universitet.

Hansen, J.L.S. og Bendtsen, J. 2006. Klimabetingede effekter på marine øko-systemer. Faglig rapport fra DMU nr. 598.

Hansen, J. R., Refsgaard, J.C., Ernstsen, V., Hansen, S., Styczen, M. og Poul-sen, R.N. 2009. An integrated and physically based nitrogen cycle catchment model, Hydrology Research, 40(4), 347-363.

Hansen, J.R., Rasmussen, P. Og Christensen, B.S. 2010. Modellering af vand og nitrat i mættet zone og vandløb i landovervågningsoplandet Odderbæk (LOOP2). GEUS rapport, i trykken.

Hinsby, K. og Dahl, M. 2009. Tærskelværdier for grundvand baseret på miljø-mål for afhængige økosystemer. ATV Jord og Grundvand, ”Grund-vand/overfladevand interaktion” Schæffergården, d. 27.1 2010, Gentofte, 33-40. http://www.atv-jord-grundvand.dk.

47


Hinsby, K. og Jørgensen, L.F. 2009. Groundwater quality monitoring in Den-mark and the Odense Pilot River Basin in relation to EU legislation. In: Ph. Quevauviller et al. (eds.) Groundwater quality assessment and monitoring, Wiley, p. 209-224.

Hinsby, K., Condesso de Melo, M.T. og Dahl, M. 2008a. European case studies supporting the derivation of natural background levels and groundwater threshold values for the protection of dependent ecosystems and human health. Science of the Total Environment, 401, 1-20.

Hinsby, K., Dahl, M. og Nygaard, E. 2008b. Karakterisering af ådalsmagasinet langs Åkær Å – Grundvand-Overfladevand Interaktion 2 (GOI-2). GEUS Rap-port, nr. 5.

Jensen, J.S., Sørensen, G.K., Jensen, J.B. og Ritter, E. 2010. Detailudpegning af kvælstoffølsomme landbrugsarealer. Vand og Jord, nr. 1, 4-7.

Kronvang, B., Andersen, H.E., Børgesen, C., Dalgaard, T., Larsen, S.E., Bø-gestrand J. og Blicher-Mathiasen, G. 2008. Effects of policy measures imple-mented in Denmark on nitrogen pollution of the aquatic environment, Envi-ronmental Science and Policy, 11(2), 144-152.

Madsen H.B., Pedersen S.E., og Kristensen N.D. 2007. Odense Pilot River Basin—Demonstrationsprojekt for vandplanlægning i Odense Fjord oplandet. Miljøministeriet, Miljøcenter Odense.

Markager, S., Basompierre, M. og Jansen Petersen, D.L. 2008. Analyse af mil-jøtilstanden i Mariager Fjord fra 1986 til 2006. Empirisk modellering af miljøtil-standen. Faglig rapport fra DMU nr. 685.

Nielsen, K., Andersen, H.A., Larsen, E., Kronvang, B. m.fl. 2004. Odense Fjord. Scenarier for reduktion af næringsstoffer. Faglig rapport fra DMU, nr. 485.

Nilsson, B., Refsgaard, J.C., Dahl, M., Møller, I., Kronvang, B., Andersen, H.E., Hoffmann, C.C., Christensen, S., Langhoff, J.H., Rasmussen, K.R. 2003. Hy-drokemisk interaktion mellem Grundvand og Overfladevand (HYGRO). En metode til klassificering af ådale i typeområder. Arbejdsrapport nr. 10 fra Mil-jøstyrelsen. www.mst.dk/udgiv/Publikationer/2003/87-7972-500-7/pdf/87-7972-501-5.PDF

Olesen, S.E. 2009. Kortlægning af potentielt dræningsbehov på landbrugsarea-ler opdelt efter landskabselement, geologi, jordklasse, geologisk region samt høj/lavbund. Intern rapport, Det Jordbrugsvidenskabelige Fakultet, DJF Mark-brug nr. 21.

Postma D., Boesen C., Kristiansen H., og Larsen F. 1991. Nitrate reduction in an unconfined sandy aquifer — water chemistry, reduction processes, and geochemical modeling. Water Resour Res, 1991,2027–45.

Rockström, J., Steffen, W. og Noone, K. m.fl. 2009. Planetary Boundaries: Ex-ploring the safe operating space for humanity. Ecology and Society, 14(2), 32. http://www.ecologyandsociety.org/vol14/iss2/art32/

SNS. 2003. Vandmiljøplan II. Genopretning af vådområder. Skov- og Natursty-relsen. www.sns.dk/landhav/vandmilplan/ sns-web/haefte2/haefte2.htm.

48

http://www.ecologyandsociety.org/vol14/iss2/art32/


Thorling, L. (red.). 2007. Grundvand - status og udvikling 1989-2006. De Natio-nale Geologiske Undersøgelser for Danmark og Grønland, www.grundvandsovervaagning.dk.

Thorling, L., Larsen, C.L. og Hinsby, K. 2008. Derivation of threshold values and background levels for groundwater in Denmark. Poster presentation at the conference: EU Policy Developments – Good Status Objectives And Inte-grated Management Planning, UNESCO, Paris, 13-15 November.

Vand og Jord, 2009. N- og P- Risikokortlægning. Vand og Jord, nr.2, Tema-nummer.

Villumsen, B., Ullum, M. og Martinez, K. 2007. Revision af udpegning af grund-vandsforekomster i Danmark. COWI A/S. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr. 6.

Vindum, J., List, M., Olsen, H.-M. og Dahl. M. 2009: Nitratreduktion og natur-genopretning i Åkær Å oplandet til beskyttelse af Natura 2000 området Lille-bælt. ATV Jord og Grundvand, ’Grundvand/overfladevand-interaktion’, Schæf-fergården, d. 27.1-2009, Gentofte, 49-56. http://www.atv-jord-grundvand.dk.

Waagepetersen, J., Grant, R., Børgesen, CD og Iversen, TM. 2008. Midtvejs-evaluering af Vandmiljøplan III. Det Jordbrugsvidenskabelig fakultet, Århus Universitet og Danmarks Miljøundersøgelser, Århus Universitet.

Windolf, J. og Tornbjerg, H. 2009. Kvælstofreduktion. Vand og Jord, 2, 74-79.

49

http://www.grundvandsovervaagning.dk/


50

Appendiks 1

Koncentration af total-N og NO3 (mg/l) i vandløb i 2006. Vandføringsvægtede årsmiddelværdier (Bøgestrand, 2007)

.


52

Appendiks 2

Dybde til grænsen mellem oxiderede og reducerede sedimenter (redoxgræn-sen) i Danmark. De oxiderede sedimenter indeholder typisk ilt- og nitratholdigt grundvand, mens grundvandet i de reducerede sedimenter typisk ikke indehol-der ilt og nitrat. Når redoxgrænsen ligger dybt er drikkevandsressourcen ofte truet af nitratforurening, når den ligger højt, er det især tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer, der er truet – ikke mindst i drænede om-råder. Efter Ernstsen et al. (2006).


54

Appendiks 3

Landsdækkende kort over N-reduktionspotentiale mellem rodzone og kyst udarbejdet af DMU (2008). Kortet kan findes på Danmarks Miljøportal (http://kort.arealinfo.dk/) og bygger på tidligere udgaver af kortet udarbejdet af Ernstsen et al., (2006, 2008) og Blicher-Mathiesen et al. (2007). Se også Windolf og Tornbjerg (2009) samt Vand og Jord (2009), som er et temanummer om N- og P-risikokortlægning. For modelberegninger af kvælstofudvaskning i landovervågningsopland 1 og 6 se Alectia (2009, 2010); og landovervågnings-opland 2 se Jensen et al. (2010) og Hansen et al. (2010). Beliggenheden af landovervågningsoplandende (LOOP 1,2, og 6) er vist i Appendiks 5.



56

Appendiks 4

Landsdækkende GIS kort over potentielt dræningsbehov (Olesen, 2009).


Appendiks 5

Kort med placeringer af GRUMO og LOOP overvågningsområder samt områder med særlige drikkevandsinteresser (OSD-områder) i Danmark. Modificeret efter Hinsby og Jørgensen (2009).

LOOP 2

LOOP 6

LOOP 1

58


59


Appendiks 6

Tre eksempler på DMU vandløbsstationer med længere tidsserier for nitrat og total-N koncentrationer i vandløb. Kortgrundlaget er DJF’s kort over landskabs-elementer (www.djfgeodata.dk). Opdaterede og mere detaljerede geomorfologi-ske kort i mindre målestok udarbejdes p.t. af GEUS. Kortene forefindes i øje-blikket for det sydlige Jylland og Sjælland og forventes for resten af landet i 2010. Dataplot af f.eks månedlige middelværdier for NO3-N + NO2-N, total-N og vandføring fra disse tre stationer vises i appendiks 6a-6d på de følgende sider. De viste plots illustrerer betydningen af GOI Landskabstypen (Figur 6), dybde til redoxgrænsen og dræning for N-koncentrationen i vandløb (sammenhold kort i appendix 1-4 og 6 med Figur 4 og 6 i rapporten). Herudover illustrerer de års-tidsvariation i N-koncentrationen samt forholdet mellem Total-N og NO3-N + NO2-N ved vandløbsstationerne. Egne analyser af kvælstofkoncentrationer fra vandløb kan sammenholdes med disse for at vurdere analysens kvalitet og repræsentativitet for den undersøgte Landskabstype. De viste dataplots på de følgende tre sider kan i øvrigt sammenlignes med plot af N-koncentrationer i vandløb i landbrugsdominerede oplande og naturområder mm. i appendix 7, samt fra en prøvetagningsrunde gennemført i dette projekt i oplande nær de tre DMU-stationer, samt nogle enkelte prøvelokaliteter fra Fyn og Sydfalster, i au-gust 2009 (appendix 8).

60


62

Appendiks 6a

Månedlige middelværdier for total-N og NO3-N + NO2-N for Vidåen (DMU st. 420021, St. Emmerske), 1989-2008. Total-N / (NO3-N+NO2-N) = 1.3. Opland på smeltevandsslette i det vestlige Sønderjylland.

0,00

0,50

1,00

1,50

2,00

2,50

3,00

3,50

Jan Feb Mar Apr Maj Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dec

N (m

g/l)

Total-N NO3-N+NO2-N

Månedlige middelværdier for Total-N og NO3-N+NO2-N i Kolding Å, DMU st. 340059, Alpedalen, 2002-2008. Total-N/NO3-N+NO2-N = 1.2. Opland i moræ-nelandskab i Østjylland.

0,00

1,00

2,00

3,00

4,00

5,00

6,00


N (

mg

/l)

Total-N NO3+NO2


64

Appendiks 6b

Månedlige gennemsnit af min.-, maks.- og middelværdier af NO3-N + NO2-N i Kolding Å (DMU st. 340059, Alpedalen) for perioden 2002-2008.

0,00

1,00

2,00

3,00

4,00

5,00

6,00

7,00


NO

3-N

+N

O2-

N (

mg

/l)

Min Middel Maks

Månedlige gennemsnit af min.-, maks.- og middelværdier af NO3-N + NO2-N omregnet til NO3 – ækvivalenter (mg/l) i Kolding Å (DMU st. 340059, Alpedalen) for perioden 2002-2008.

0,00

5,00

10,00

15,00

20,00

25,00

30,00


NO

3 (m

g/l)

Min Middel Maks


66

Appendiks 6c

Månedlige gennemsnit af min-, maks- og middelværdier for NO3-N + NO2-N koncentrationer i Åmose Å, DMU st. 340015, Bromølle, Kalundborg, 1987-2009.

0

5

10

15

20

25

Jan Feb Mar Apr May Jun Jul Aug Sep Oct Nov Dec

NO

3-N

+N

O2

-N (

mg

/l)Middel min maks

Månedlige gennemsnit af min-, maks- og middelværdier for NO3-N + NO2-N – koncentrationer omregnet til NO3-ækvivalenter i mg/l i Åmose Å, DMU st. 340015, Bromølle, Kalundborg, 1987-2009.

0,0

10,0

20,0

30,0

40,0

50,0

60,0

70,0

80,0

90,0

Jan Feb Mar Apr May Jun Jul Aug Sep Oct Nov Dec

Nit

rat

(mg

/l)

Middel Min Max


68

Appendiks 6d

Min, maks og middel månedlig vandføring i Vidå, opstrøms Tønder, DMU nr. 420021, St. Emmerske. Månedlige gennemsnit for perioden 1989-2008

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10


Van

dfø

rin

g m

3/s

Min Middel Maks

Min, maks og middel månedlig vandføring i Kolding Å, opstrøms Kolding, DMU nr. 340059, Alpedalen. Månedlige gennemsnit for perioden1989-2008.

0

2

4

6

8

10

12

14

16

Jan Feb M ar A pr M aj Jun Jul A ug S ep Okt Nov Dec

van

dfø

rin

g m

3/s

M in M iddel M aks


70

Appendiks 7

Udvikling i kvælstofkoncentration i danske vandløb siden 1989. Gennemsnit af vandføringsvægtede årsmiddelværdier for vandløb med forskellige påvirkninger, klassificeret ud fra forholdene i 1991. Efter Bøgestrand (2007).

Sammenholdes gennemsnitsværdierne for total-N i vandløb i landbrugs- og punktkilde dominerede oplande i Figuren herover med total-N koncentrationer-ne i Vidåen og Kolding Å i Appendix 6a fremgår det, at koncentrationerne i Vi-dåen ligger markant under koncentrationerne herover, mens koncentrationerne i Kolding Å er sammenlignelige med disse. Afgørende årsager til denne forskel er blandt andet at Vidåen har kontakt til sandede grundvandsforekomster med regional udstrækning i Vidåens opland (GOI Responsenhed 8R, Figur 6), og at der er relativt højtliggende redoxgrænser i oplandet, hvilket medfører relativt stor udveksling mellem vandløb og ilt- og nitratfrit grundvand. Kolding Å (herun-der Åkær Å, kap.5) i Kolding Å oplandet, derimod, har relativt stor udveksling med ilt- og nitratholdigt grundvand blandt andet via dræn fra en terrænnær og iltholdig grundvandsforekomst (f.eks. GOI Responsenhederne 4T til 7T, Figur 7). Ved sammenligning mellem de vandføringsvægtede årsmiddelværdier i ovenstående Figur og middelværdier af målte nitrat og total-N koncentrationer i Appendiks 6, skal det dog bemærkes at vandføringsvægtede koncentrationer generelt ligger højere end middelværdier af målte koncentrationer, idet sam-menfaldet mellem lave N koncentrationer i sommerperioden og lave vandførin-ger vil give lavere værdier, når der beregnes almindelige gennemsnit. Når N-koncentrationerne i Appendiks 6 sammenholdes med ovenstående værdier vil koncentrationerne målt i vinterperioden ved høj vandføring derfor være mere sammenlignelige med koncentrationerne i ovenstående Figur.


72

Appendiks 8

Nitratkoncentrationer (mg/l) i vandløb i Vidåens opland i Sønderjylland, Åkær Å oplandet vest for Kolding og Odense å (A) sammenlignet med nitrat-koncentrationer i Odense å, og vandløb omkring Tissø på Vestsjælland samt på Sydfalster (B) - målt i august 2009. Analyserne er vist på GEUS jordartskort i målestoksforhold 1:200.000. Af generelle observationer kan nævnes at nitrat-koncentraioner i vandløb i sandområder er lavere end i lerområder og at Tissø på Vestsjælland reducerer nitrat-koncetrationen fra 2.4-2.9 mg/l opstrøms Tissø til ~ 0.5 mg/l nedstrøms Tissø. På Sydfalster er det reduceret marint sand der reducerer (”nedbryder”) nitrat inden udstrømningen til vandløbet.

A

B


Appendiks 9

Eksempel på kortudsnit med nitratkoncentrationer i grundvand fra http://geuskort.geus.dk/McPortal. Det blå rektangel angiver beliggenheden af Åkær Å oplandet, der er beskrevet i rapportens kapitel 5. Kortudsnittet viser at det terrænnære grundvand (små cirkler) overskrider drikkevandskravet på 50 mg/l nitrat (rød farve) i fire boringer indenfor Åkær Å oplandet, og at analyserne i disse boringer alle er gennemført indenfor de sidste tre år. Det røde rektangel på kortet fremhæver boringen med nitrat tidsserien og boringsudbygningen, som vises på Figuren herunder. Kortet er en foreløbig testversion og der tages forbehold for data. Oplysninger om de grundvandskemiske kort kan fås på: http://geuskort.geus.dk/McPortal/html/guide_mc_analysedata_sql.html.

Nitrat tidsserie i boring 133.1382.

Skærmprint fra http://jupiter.geus.dk

Boringsudbygning af boring 133.1382.

Skærmprint fra http://jupiter.geus.dk

74

http://geuskort.geus.dk/McPortal/html/guide_mc_analysedata_sql.html


75


Appendiks 10

Teknisk anvisning

NOVANA vandløb

Vandkemi og stoftransport

Stations- og oplandsbeskrivelse

Og

Prøvetagning og analysemetode

76


77

TA_vandlob_kemi_v5.doc 2

1. Stations- og oplandsbeskrivelse For hver vandløbsstation skal der indhentes en række beskrivende oplysninger som støtte til tolkningen af miljøtilstanden og til anvendelse i beregninger.

Kort Der udarbejdes et oversigtskort i ca. 1:25.000 over vandløbet og oplandet. Grænsen for det topografiske opland markeres med en stiplet linie. I vandløbet markeres de væsentlige forureningskilder, eksempelvis spildevandsanlæg, dambrug, større regnvandsudløb og overfaldsbygværker.

Oplandsbeskrivelse Oplandsbeskrivelsen består af en opgørelse af det topografiske opland til søen. Derudover af en beskrivelse af jordtype og arealudnyttelse i oplandet samt en registrering af de vigtigste punktkilder i oplandet. Følgende ting skal som minimum opgøres:

Oplandsgrænser Det samlede topografiske opland opgøres. Der foretages en korrektion for de drænoplande, der ændrer betydeligt på det topografiske opland. I oplande med et stort grundvandsbidrag er en opgørelse af grundvandsoplandet ønskelig. I forbindelse med opgørelse af jordtypen og arealudnyttelsen i oplandet skal det vurderes, om den fundne forskel mellem størrelsen af det topografiske opland og grundvandsoplandet har væsentlig betydning.

Jordbundforhold Jordbundforholdene bestemmes på baggrund af “Den landsomfattende jordklassificering, jordtyper” fra Statens Jordbrugsforskning. Jordklassifikationen har følgende jordtyper: 1. grovsandet 2. finsandet 3. lerblandet sandjord 4. sandblandet lerjord 5. lerjord 6. svær lerjord 7. humus 8. kalkrig jord Der laves en opgørelse over den procentvise fordeling af jordtyperne i oplandet.

Arealudnyttelse På basis af det topografiske opland foretages en opgørelse af arealudnyttelsen vha. Markblok kort fra Ministeriet for Fødevarer, Landbrug og Fiskeri samt TOP10DK fra Kort- og Matrikelstyrelsen.

Der aggregeres arealer til klasserne beskrevet i tabel 2.1.

Tabel 2.1. Beskrivelse af arealudnyttelsesklasser og tilhørende kilde objekter.

Klasse Kilde KMS Objekter

Befæstet / bebygget areal TOP10DK 2237 – Parkeringsareal

2543 - Start- og Landingsbane

2700 – Teknisk areal


3113 – Bykerne

3116 – Industri

3117 - Lav bebyggelse

3118 - Høj bebyggelse

Potentielt landbrug Markblok kort

Skov TOP10DK 6119 – Skov

Naturarealer TOP10DK 6139 – Hede

6142 - Sand /klit

6159 – Vådområde

Grønne områder TOP10DK 3119 – Rekreativt område

5500 – Sportsanlæg

6329 – Kirkegård

Ferskvand TOP10DK 7219 – Sø

7425 – Dambrug

Bemærk at da der kan forekomme overlap mellem markblok kort og KMS data vil den procentvise fordeling ikke nødvendigvis være 100 %. Trafik arealer er heller ikke medtaget i tabel 2.1

Punktkilder Der udarbejdes en oversigt over alle betydende punktkilder i oplandet. • Renseanlæg • Særskilte industrielle udledere • Regnbetingede udløb • Ferskvandsdambrug Belastningen fra de enkelte anlæg opgøres efter forskrifterne i delprogrammet for punktkilder. Øvrige oplysninger om de enkelte anlæg (Dimensioneret og tilsluttede PE, rensningstype, foderforbrug i dambrug etc.) indsamles ligeledes som aftalt under delprogrammet for punktkilder. • Spredt bebyggelse udenfor kloakerede områder Antallet af huse opgøres, og spildevandspotentialet i oplandet vurderes ud fra den generelle fordeling af “anlægstyper” i de kommuner, der ligger i oplandet. Eksempelvis vil spildevandspotentialet være forskelligt i kommuner uden og med tømningsordning af septiktanke, ligesom fordelingen på nedsivningsanlæg og direkte udledning vil variere kommunerne imellem. Se også den tekniske anvisning for hydrologiske punktkilder. Data anvendes ved beregning af kildeopsplitning og indberettes til Fagdatacenter for Ferskvand i de foreskrevne formater (vandløbsskema) som er beskrevet i paradigma.

2. Prøvetagning

Punktprøver Udtagning af punktprøver i vandløb sker bedst med glas- eller polyethylenflasker, der umiddelbart før indsamlingen skylles i vandløbsvandet. Under prøvetagningen må det sikres, at flasken fyldes helt op, så der ikke er luft i flasken, når låget er skruet på. Flasken holdes under vandoverfladen for at undgå flydende organiske fragmenter i det strømmende vand og væk fra vandløbsbredden, hvor der kan være stillestående vand med andre koncentrationsforhold end i det strømmende tværsnit. Man skal holde flasken opstrøms det sted hvor man står og i det hele taget være påpasselig for at undgå ophvirvlet materiale fra vandløbsbunden.


I små bække hvor vanddybden ikke er tilstrækkelig til direkte neddykning af en flaske, kan prøven f.eks. udtages ved hjælp af en overskåret plasticflaske eller et plasticrør f.eks. et Kajakrør, der holdes horisontalt nede i vandløbet på en sådan måde, at man undgår at få bundmateriale med. Rørets nedre ende lukkes derefter forsigtigt med en gummi-prop. En anden metode i små vandløb er at lave en lokal indsnævring af vandløbet for at øge dybden og udtage prøven umiddelbart opstrøms for indsnævringen. Indsnævringen skal placeres opstrøms for målestationens vandstandsskriver for ikke at påvirke vandstanden ved denne. Indtil analyse opbevares vandprøven mørkt, tildækket og køligt i køletaske i felten og kølerum efter hjemkomst. M.h.t. opbevaringstid for de enkelte analyser henvises der til Referencelaboratoriets metodedatablade og tabel 4.1. Prøvetagningsprogrammet skal koordineres med det laboratorium, der skal analysere prøverne. Alle forhold af betydning for en entydig og klar tolkning af analyseresultaterne skal noteres, f.eks. om den tid, der kan tillades at gå, inden analysen påbegyndes, om prøven skal opbevares i kølerum eller dybfryses, samt om analysen skal foretages på ufiltreret eller på en filtreret prøve. Såfremt enkelte af prøverne formodes at afvige væsentligt fra det “normale”, f.eks. unormalt højt/lavt fosforindhold, skal man orientere laboratoriet herom. Et analyseresultat kan aldrig blive bedre end den prøve, som skal analyseres. En “dårlig” prøve, som man ikke er i stand til at kassere som fejlagtig fordi man mangler oplysninger, kan således i sidste ende gøre datatolkningen langt mere usikker.

Kontinuert prøvetagning intensiv P-transport (LOOP) En automatisk prøvetager bør installeres i et isoleret termostatstyret køleskab. Indtaget, der udgøres af en slange med isat stålrør, placeres hængende ned fra målebro eller andet stativ i en sådan afstand fra bunden, at opsugning af bundmateriale under prøvetagningen forhindres. Fordelen ved at anvende denne metode er, at flydende grøde m.v. kan drifte forbi indtaget. I små vandløb med lille vanddybde kan der være nødvendigt at fastspænde indtaget i en holder nedsat i vandløbsbunden. En bundplade under indtaget, til at holde på bundmaterialet, bør benyttes, og afstand fra indtag til bund bør være mindst 10 cm. En alternativ mulighed vil være lokalt at indsnævre vandløbet for at øge vanddybden som nævnt under punktprøvetagning. Slangen ud til indtaget bør hælde mod vandløbet for at undgå stillestående vand i slangen mellem prøvetagninger (blanding af prøver, frysning). Ved helårsdrift som på de intensive målestationer bør der fremføres strøm til den termostaterede kasse, hvori prøvetageren står, således at temperaturen året rundt holdes på cirka 4°C. Dette vil hindre driftsforstyrrelser, som ellers optræder hyppigt, når temperaturen når under frysepunktet. Indtagsslangen bør isoleres (isoleringsmateriale eller nedgravning) for at undgå dels frysning og dels sollys, der fremmer algevækst i slangen. Ved brug af automatisk prøvetager til udtagning af vandprøver i forbindelse med stormafstrømning kan der i vandløbet installeres en flyderkontakt, der ved en forudbestemt vandstand initierer prøvetagningen. Slanger i pumpehus og til indtag bør skiftes regelmæssigt, specielt i sommerperioden, hvor der hurtigt dannes belægninger af alger og bakterier, der kan ændre den kemiske sammensætning. Ved længere tidsrum mellem udskiftning af prøveflasker skal man være opmærksom på de kemiske ændringer, der kan ske, inden prøverne analyseres.

3. Feltmålinger

Temperatur Vandets og luftens temperatur måles i felten med en kalibreret termistor eller med et kviksølvtermometer. Målenøjagtigheden skal være mindst ±0,2 oC.

pH Især ved søundersøgelser men også i vandløb, kan der være tilfælde, hvor pH ændrer sig meget hurtigt som følge af kraftig fotosynteseaktivitet eller respiration, og her vil det være en fordel at måle pH i felten. I de fleste situationer vil man dog få mere pålidelige pH-værdier ved hurtig transport til laboratoriet, hvor prøverne måles samme dag efter hurtig temperering til 25°C.


4. Opbevaring af vand- og sedimentprøver inden måling. I de fleste tilfælde kan man ved hurtig nedkøling og transport til analyselaboratoriet undgå at konservere prøverne, forudsat at prøverne kan analyseres så hurtigt, at der ikke sker væsentlige ændringer i deres kemiske sammensætning inden analysen foretages. Henstand skal altid ske mørkt og køligt, og afkølet til 0-4°C ved længere tids henstand. Dybfrysning og efterfølgende optøning kan anvendes for analyse af total N og nitrat og muligvis for total P, men må frarådes ved analyse af andre variable. Tabel4.1 Prøvetagning, opbevaringsforhold og maksimale henstandstider i timer (h) eller døgn (d) for et udvalg af variable.

Variabel Flasketype Opbevaringsforhold Maks. henstand før analyse

pH P, G 0 - -4° 2-6 h(1) Alkalinitet P, G 0 - 4° 24 h(2) Konduktivitet P, G 0 - 4° snarest muligt Ammonium – N P, G 0 - 4° 24 h Nitrit + nitrat – N P, G 0 - 4° 16 h Total nitrogen P, BG 0 - 4° 48 h Opl. uorg. fosfat-P P, BG 0 - 4° 24 h Total fosfor P, BG 0 - 4° 24 h Silikat – Si P 0- 4° snarest muligt Total jern P, BG syrekonservering BOD ufortyndet P, G 0 - 4° 1- 2d COD/TOC P, G 0 - 4° 1 d COD/TOC P, G 0 - 4°, syrekonserveret 7 d Susp. stofs tørstof P, G 0- 4° 24 h Susp. stofs glødetab P, G 0- 4° 24 h

P = Polyetylen eller tilsvarende plastictyper G =glas BG = borsilikatglas (1) DS 287 foreskriver 2 h, mens andre tillader længere opbevaringstider, alt afhængig af en vurdering af den aktuelle prøves stabilitet med hensyn til pH. Se også under feltmålinger. (2) dog højst 2 h, hvis der er risiko for udfældning eller der er stor biologiske aktivitet (se DS 253)

5. Reagenser og opløsninger. Alle kemikalier til fremstilling af reagenser skal være af høj renhed (pro analysi). Vand til fremstilling af opløsninger skal være destilleret eller demineraliseret. Når der i teksten kun er anført ”vand”, betyder det derfor altid destilleret eller demineraliseret vand. I nogle tilfælde, f.eks. ved siliciumanalyse og COD-analyse, kan demineraliseret vand indeholde generende mængder af enten silicium eller organisk stof. I de tilfælde kan det være nyttigt at efterbehandle vandet ved en ekstra rensning. Der findes systemer i handelen, der består af ionbytterkolonner og filtre med aktivt kul, til efterbehandling af demineraliseret eller destilleret vand.

6. Analyser Forud for visse analyser filtreres vandprøven gennem et 0,45 µm membranfilter, evt. med forfiltrering gennem et 2-3 µm filter hvis vandprøven indeholder meget suspenderet materiale. Ved analyse for suspenderet stof og glødetab anvendes glasfiberfilter med en porestørrelse på 1-2 μm. Glasfiberfiltre kan glødes og derfor anvendes til bestemmelse af glødetab af suspenderet stof. Der analyseres efter metoderne i tabel 6.1 samt metodedatabladene udarbejdet af Miljøstyrelsens referencelaboratorium og bekendtgørelse 637 fra 1997 vedrørende kvalitetskrav til miljømålinger. Adskillige variable kan analyseres efter flere metoder. I disse tilfælde er metoden valgfri blot den overholder kravene til analysekvalitet (måleområde og øvrige lvalitetsparametre).


Tabel 6.1 Analysemetoder for fysisk-kemiske variable. Pesticider og andre miljøfremmede stoffer ikke medtaget. Variabel

Enhed Metode; ”f.ex.” eller ingen angivelse betyder flere metoder mulige

Normalt måleområde

Detektions-grænser (DL)

Antal betydende cifre(2)

Filtrering

Temperatur Grader C Feltmåling pH - DS 287 4 –11 - 2-3 Alkalinitet, mmol l-1 DS 253 0,1 – 6 0,05 3 Konduktivitet mS m-1 DS 288 5 – 100 1,0 2-3 Ammonium-N mg l-1 N f.ex. DS 224 0 – 2 0,01 3 Nitrit + nitrat mg l-1 N f.ex. DS 223 0 – 25 0,02 3 0,45 µm membran Total nitrogen mg l-1 N DS 221 evt. autom. 0 – 25 0,06 3 Opl. uorg. fosfat mg l-1 P f.ex. DS 291 0 – 2 0,005 3 0,45 µm membran Total fosfor mg l-1 P DS 292 0 – 2 0,01 3 Total jern mg l-1 Fe DS 219 0 – 10 0,05 3 BOD ufortyndet mg l-1 O2 DS 1899-2 0 – 6 0,5 3 eller BOD 2+5 COD mg l-1 O2 DS 217MOD, Rebsdorf m.fl.

(1988) 10 – 70 5 2

DOC mg l-1 O2 DS 1484 Suspenderet stof mg l-1 DS 207 2 – 80 2 3 GF/C Susp. stofs glødetab mg l-1 DS 207 2 – 40 2 3 GF/C Calcium mg l-1 Ca f.ex. DS/EN ISO 11885/ICP 0,5 Magnesium mg l-1 Mg f.ex. DS/EN ISO 11885/ICP 0,5 Kalium mg l-1 K f.ex. DS/EN ISO 11885/ICP 0,5 Natrium mg l-1 Na f.ex. DS/EN ISO 11885/ICP 0,5 Silikat mg l-1Si Rebsdorf m.fl. (1988) 0 – 10 0,05 2 Sulfat mg l-1 SO4 f.ex. DS/EN ISO 10304 0,2 Klorid mg l-1 Cl f.ex. DS/EN ISO 10304 0,2 HCO3 mmol l-1 DS 256 Fækale coli antal pr 100

ml DS 2255

Anion. detergenter mg l-1 DS/EN 903 0,1-5,0 0,1 Kviksølv µg l-1 Hg 0,0005 Cadmium µg l-1 Cd 0,005 Bly µg l-1 Pb 0,02 Kobber µg l-1 Cu 0,04 Zink µg l-1 Zn 0,5

2) Ved lave koncentrationer kan antal betydende cifre nedskæres, så der er overensstemmelse med det antal decimaler, som standardafvigelsen er angivet med. Af hensyn til databehandlingen ønsker DMU i nogle tilfælde et større antal betydende cifre og decimaler, end metoden berettiger til, og som DS angiver.


73

MiljøministerietBy- og LandskabsstyrelsenHaraldsgade 532100 København Ø

Telefon 72 54 47 [email protected]

Documents

Udpegning af kritiske deloplande - Naturstyrelsennaturstyrelsen.dk/media/nst/70048/Udpegning af kritiske deloplande.pdf · Udpegning af kritiske deloplande 1. Indledning 1.1 Målgruppe