Skov- og Naturstyrelsen

[Forside] [Indhold] [Forrige] [Næste]

Vandmiljøplan II
GENOPRETNING AF VÅDOMRÅDER

Hæfte 2: Hydrologi, stofomsætning og opmåling, afsnit 1-2

1. Vådområder

1.1. Definition

Vådområder er i denne vejledning defineret ud fra kriterierne i Vandmiljøpan II og landsplandirektivet. Formålet er at indsnævre begrebet, så det svarer til arealer, der kan opfylde kravet om at mindske forureningen af vandmiljøet med kvælstof.

De nye vådområder skal mindske forureningen med kvælstof. Derfor må arealerne ikke fjerne nævneværdige mængder kvælstof under de nuværende forhold. Det gælder også for arealer, som allerede er vandmættede.

Hovedformålet er at reducere tilførslen af kvælstof til sårbare fjorde og havområder. Det betyder, at de nye vådområder skal genoprettes i afstrømningssystemer, der ender i disse områdetyper. I de fleste tilfælde vil der blive tale om at genoprette ferske vådområder, f.eks. langs åer. Men der kan også genoprettes saltvandspåvirkede vådområder ved kysten.

Det er vigtigt, at vådområderne permanent eller i perioder gennemstrømmes af grundvand eller overfladevand for at opfylde kravet om at fjerne kvælstof. Som resultat vil de fleste projekter føre til dannelse af våde enge, moser og søer med et højt næringsniveau. Derimod kan etablering af små vandhuller og rentvandede søer med forholdsvis stillestående vand ikke opfylde kravet om kvælstoffjernelse.

Der lægges vægt på, at de hydrologiske processer kommer til at foregå uden større tekniske indgreb. Det betyder, at både grundvandet og overfladevandet frit skal strømme gennem vådområderne efter de naturgivne forhold.

1.2. Hvordan kommer genoprettede vådområder til at se ud?

I de fleste projektområder vil mange års afvanding og dyrkning have nedbrudt jordens organiske materiale. Tørven er brændt af, og jorden har sat sig. Derfor vil de genoprettede områder udvikle sig til vådområder af en helt anden type end oprindeligt.

Et område, hvor der før har været mose, vil typisk begynde som en lavvandet sø, fordi jordoverfladen ligger lavere end før i tiden. Først efter en årrække gror området til og udvikler sig til mose - eller måske videre til en anden naturtype. Den præcise udvikling afhænger af jordbunden, hydrologien, næringsstoffer, frøpuljer, spredningsveje og andre forhold, som kan have ændret sig meget i løbet af den tid, området har været afvandet og opdyrket. Desuden afhænger udviklingen af den drift og pleje, som man vælger at foretage.

Hvis projekterne gennemføres i områder med vandmættede arealer, vil ændringerne overordnet set blive mindre drastiske. Den naturlige tilstrømning vil blive genetableret, og vandstanden vil stige i større eller mindre grad. Nogle moser og enge har stor naturværdi i den nuværende tilstand. Ofte vil en genopretning af de hydrologiske forhold sikre eller forbedre naturværdierne. Men man kan risikere, at nogle arter forsvinder på grund af ændrede levevilkår. Et projekt kan eventuelt komme i så stor modstrid med ønsket om at bevare sjældne og rødlistede dyr og planter, at det ikke bør gennemføres.

1.3. Ændring af de hydrologiske forhold

Ændring af de hydrologiske forhold er en forudsætning for at genskabe et vådområde. Da hævning af grundvandstanden kan påvirke naboområder, er det vigtigt at man er i stand til så præcist som muligt at forudsige de fremtidige forhold.

Landskabet giver nyttig information

Landskabets udformning kan give et godt indtryk af vandområdets udbredelse før i tiden. Især ved sløjfning af pumpelag kan de topografiske forhold give værdifulde oplysninger om vådområdets fremtidige udstrækning, vandstanden i recipienten og grundvandstanden på naboarealerne uden for det afpumpede område.

Ved etablering af gennemstrømningsområder langs vandløb skal man være meget opmærksom på oplandet. Projektområdet skal i dette tilfælde afgrænses nøje i forhold til lavbundsarealer, der ikke indgår i genopretningen. Man kan undgå mange grænseproblemer, hvis man arbejder med store projektområder.

Er oplandet udrænet, kan genopretningen som regel ske uden problemer med mindre højdeforskellen er meget lille. Er oplandet drænet, kan det være nødvendigt at fordele vandet, når det når frem til vådområdet. Det gælder især i smalle ådale, da vandet ellers vil strømme overfladisk af direkte til vandløbet.

Fordeling af vandet

En ligelig fordeling af vandet - f. eks. på en ny eng - kan sikres ved at anlægge en fordelerkanal parallelt med projektområdet og vandløbet. Kanalen kan erstattes af en stenfaskine (en grøft fyldt op med sten), som ikke ses så tydeligt i landskabet. I brede ådale er der sjældent behov for fordelerkanaler. Man kan nøjes med at afbryde dræn og grøfter ved ådalsskrænten. Vandet vil selv fordele sig og blive infiltreret i jordbunden, inden det når vandløbet.

Den hydrauliske belastning skal så vidt muligt svare til de vandmængder, der naturligt strømmer til fra oplandet. For meget vand skaber erosion og skyller sand og småpartikler ud i vandløbene. Desuden kan tilførslen af nitrat blive så stor, at der opstår forøget omsætning og udvaskning af næringsstoffer.

Undertiden strømmer en del af vandet direkte til vandløbet uden at blive infiltreret i jordbunden, selv om belastningen er tilpasset områdets størrelse. Problemet kan skyldes sætninger, som har gjort jordbunden mere fast og uigennemtrængelig for vand. I så fald kan det være fornuftigt at lave flere små afløb til vandløbet for at hindre, at der borteroderes materiale.

Ved genopretning af vådområder skal man sikre sig, at dræn og grøfter blokeres eller sættes effektivt ud af funktion. Som minimum skal dræn proppes i begge ender, men de må gerne afbrydes flere steder. Grøfter skal fyldes op med materiale, der ikke har en højere hydraulisk ledningsevne end den øvrige jord.

2. Kvælstoffjernelse

Den dominerende proces, som fjerner kvælstof fra vandet i ferske og salte vådområder, er denitrifikation, jvf. figur 1. Denitrifikationen udføres af specialiserede bakterier, der reducerer nitrat til atmosfærisk kvælstof, N₂. Processen er styret af en række faktorer, der bestemmer, hvor den finder sted, og hvor hurtigt nitratfjernelsen sker.

I de følgende afsnit gennemgås de faktorer, der påvirker det miljø, som bakterierne lever i. Desuden omtales de faktorer, der knytter sig til de hydrologiske processer, f.eks. grundvandets strømningsmønster, jordens hydrauliske ledningsevne og jordprofilets udseende.

Figur 1. Kvælstofcyklus.

2.1. Bakterier på arbejde

Denitrifikation er en bakteriel respirationsproces, hvor nitrat bruges som elektronacceptor på samme måde som ilt. Som resultat reduceres nitrat til N₂ i følgende trin:

Nitrat -> Nitrit -> Kvælstofilte -> Lattergas -> Atmosfærisk kvælstof

NO₃^- -> NO₂^- ->NO -> N₂O -> N₂

De bakterier, der kan udføre denitrifikation, betegnes fakultative anaerobe bakterier, fordi de kan skifte mellem iltrespiration og nitratrespiration. Bakterierne ånder med ilt, når det er til stede. Hvis ilten bruges op, kan de skifte til nitratrespiration, efter at de har produceret eller aktiveret de nødvendige enzymer.

For at få afgasset nitrat som N₂ til atmosfæren skal nitrat være tilstede, mens ilt ikke må forekomme. Den situation opstår i et område, som er tilpas fugtigt, vandmættet eller helt vanddækket. Ilt er lavt opløseligt og har en lav diffussionshastighed i vand. Det betyder, at ilten hurtigt opbruges, fordi forbruget i vandområder langt overstiger tilførslen. Ved fuldstændig vanddækning eller vandmætning kan ilten opbruges få millimeter under jordoverfladen. Ved tilførsel af tilstrømmende grundvand kan ilten dog trænge flere meter ind i vådområdet gennem de vandledende lag.

I modsætning til ilt har nitrat en høj opløselighed og diffusionshastighed i vand. Når nitrat føres frem til de denitrificerende områder med grundvand eller overfladevand (lavvandede søer), ses høje denitrifikationsrater.

Energikilder - organisk stof og pyrit

Denitrifikationsprocessen er energikrævende. Derfor skal bakterierne have adgang til en let omsættelig energikilde. Den mest udbredte proces er heterotrof denitrifikation. Energikilden er i dette tilfælde organisk bundet kulstof, der oxideres til CO₂. Processen har følgende reaktionsskema:

Org. stof + Nitrat + Brintioner -> Kuldioxid + Atm. kvælstof + Vand

5(CH₂O) + 4 NO₃^- + 4 H⁺ -> 5 CO₂ + 2 N₂ + 7 H₂O

Vådområder med dynd eller tørv har et stort potentiale for denitrifikation. Men man kan ikke gå ud fra, at hele mængden af organisk stof kan bruges til denitrifikation. Det organiske stof består af mange forskellige høj- og lavmolekylære stoffer, der ikke nedbrydes lige nemt. Den letomsættelige kulstofpulje er dynamisk og under stadig forandring. Der sker en vedvarende tilførsel ved henfald af levende organismer, først og fremmest primærproducenter, og en stadig fraførsel gennem nedbryderorganismer. Svært omsættelige organiske forbindelser som cellulose og lignin nedbrydes ikke under iltfrie forhold.

Processen kan også foregå med pyrit, FeS₂, som energikilde (e^- donor) gennem autotrof denitrifikation. Bakterierne behøver ikke organisk kulstof, men benytter CO₂ direkte som kulstofkilde. Reaktionsligningen foregår i to trin:

Pyrit + Nitrat + Brintioner -> Atm. kvælstof + Sulfat + Ferroioner + Vand

5 FeS₂ + 14 NO₃^- + 4 H⁺ -> 7 N₂ + 10 SO₄^2- + 5 Fe²⁺ + 2 H₂O (1)

Ferroioner + Nitrat + Vand -> Geothit + Atm. kvælstof + Brintioner

5 Fe²⁺ + NO₃^- + 7 H₂O -> 5 FeOOH + 0.5 N₂ + 9 H⁺ (2)

Trin 1 og 2 kan foregå uafhængigt af hinanden, og de udføres af forskellige bakterier. Autotrof denitrifikation er bedst kendt i grundvandsmagasiner, men finder også sted i vådområder. I Danmark kan man forvente at finde processen i okkerpotentielle områder i Jylland, fortrinsvis i Sønderjyllands amt, Ribe amt, Ringkøbing amt og Nordjyllands amt. Pyritdannelsen er formentlig en langsom proces i ferske vådområder på grund af den ringe tilførsel af udgangsprodukterne (Fe og SO₄^2-). Derfor er pyrit som regel en begrænset ressource for denitrifikationen i modsætning til organisk stof, der hele tiden tilføres gennem primærproduktionen.

pH

Denitrifikation foregår bedst ved pH 6-8. Men der er eksempler på, at processen kan foregå ned til pH 4 og op til pH 9, afhængigt af bakterietype.

Sure næringsfattige miljøer er normalt uden større interesse, hvis genopretningen skal føre til fjernelse af nitrat _ med mindre man kan øge pH ved at skabe iltfrie forhold som led i hævning af grundvandstanden. Ved denitrifikation med organisk stof som energikilde øges alkaliniteten. Det fører til en stigning i pH, som undertiden kan måles i den aktivt denitrificerende zone.

Ved denitrifikation med pyrit som energikilde kunne man forvente en kraftig forsuring, fordi der sker en stor produktion af brintioner (H⁺), jvf. ligning 1 og 2. Forsuring er ikke påvist i naturen, sandsynligvis fordi det aktivt denitrificerende område har en meget begrænset udstrækning. Iøvrigt kan en stor del af ferro-ionerne bindes i jorden, så de undgår at blive iltet videre til ferri-ioner.

Temperatur

Temperaturen har stor indflydelse på denitrifikationen. Som tommelfingerregel fordobles processens hastighed hver gang, temperaturen stiger 10 °C (Q₁₀ = 2).

Denitrifikation foregår ned til 0 °C og op til 60-70 °C. I de fleste tilfælde kan processen finde sted hele året under danske forhold. Ved undersøgelser i Fyns Amt er der registreret nitratfjernelse på 50 kg N ha^-1 måned^-1 ved temperaturer nær 0 °C. I grundvandsfødte vådområder ligger temperaturen altid omkring 8 °C. Her ses en konstant høj denitrifikation, hvis der ikke er andre begrænsende faktorer.

Hvor foregår denitrifikationen?

Allerede i overgangszonen mellem oplandet og vådområdet kan der registreres et markant fald i nitratkoncentrationen jvf. figur 2, der viser en typisk ådal med N-processer.

Så snart jorden er vandmættet, bliver ilten hurtigt opbrugt, hvorefter denitrifikationen tager over. Denitrifikationen kan være meget effektiv. Figur 3 er et eksempel fra en grundvandsfødt mose i Gjern å_systemet. Allerede ved foden af ådalsskrænten finder en kraftig denitrifikation sted, og 17 meter ude i mosen er nitraten helt forsvundet (se også tabel 2, Gjern å, område B).

Men der sker også et fald i vandets nitratindhold på vejen fra agerjordens rodzone hen til vådområdet. En koncentrationen på 100 mg NO₃^--N l^-1 kan med en transporttid på 10 år være reduceret til 25 mg NO₃^--N l^-1, før vandet løber ud i vådområdet.

Figur 2. Ådal med N-processer.

Figur 3. Koncentrationer af nitrat ved ådalsskrænten i grundvandsfødt mose ved Voldby Bæk i Gjern Å-systemet.

2.2. Hydrologiens indflydelse på denitrifikationen

Det grundvand, der siver ned i oplandet, løber på et tidspunkt ud mod vandløbene, jvf. figur 4. I nedsivningsområderne bevæger overskudsnedbøren sig mere eller mindre vertikalt ned til grundvandsmagasinerne. De arealer, grundvandet løber igennem for at komme den sidste vej til vandløbene, betegnes udstrømningsområder. I udstrømningsområderne løber grundvandet horisontalt eller opad ud mod vandløbene.

Figur 4. Grundvandets overordnede strømningsveje.

Grundvandet dybest nede har ofte passeret redoxklinen, dvs. de zoner i jordbunden, hvor der hersker iltfrie forhold med mulighed for denitrifikation. Det betyder, at nitratindholdet er relativt lavt. Noget af det dybestliggende grundvand er desuden så gammelt (>40-50 år), at det har undgået nitratforurening.

Det nydannede, højtliggende grundvand, der løber mest direkte mod udstrømningsområderne, har derimod et højt nitratindhold, især hvis det kommer fra landbrugsområder. Det samme gælder vandet fra grøfter og dræn. Af hensyn til den miljømæssige effekt skal det mest nitratholdige vand på eller nær jordoverfladen strømme gennem de genoprettede vådområder.

Grundvandsstrømmen drives af den forskel i tryk, der er i jordbunden mellem oplandet og vådområdet. Jordens porøsitet (forholdet mellem porernes og jordpartiklernes volumen) afgør, hvor meget vand der kan strømme ved en given trykforskel.

Skærer grundvandsspejlet terrænoverfladen, kan der ske udstrømning på overfladen ved ådalsskrænten _ eventuelt i små afgrænsede væld, hvor jorden er særlig porøs. Grundvandet kan også slå op ude i selve vådområdet som trykvand (artesisk vand). Det sker, når der er brud i jordlag, der normalt hindrer vand med et højere tryk i at bevæge sig nedefra op mod overfladen. Grundvandets strømhastighed beregnes efter Darcy's lov:

v = k (h1 - h2) / l,

v = hastigheden.

k = Darcy's konstant, som er et udtryk for permeabiliteten eller den hydrauliske ledningsevne.

h1 - h2 = Dh, som er potentialeforskellen mellem de to punkter, hvor hastigheden ønskes bestemt.

l = afstanden mellem de to punkter.

Jordprofilet er af stor betydning

Der er stor forskel på jordtypers og jordlags hydrauliske ledningsevne, jvf. tabel 1. Nogle jordtyper er vandførende (f.eks. grovkornet sand), mens andre er vandstandsende (f.eks. kompakt tørv, ler og kalkgytje).

 

Materiale	Mættet hydraulisk ledningsevne (cm s-1)
Svagt humificeret tørv	1·10-2
Moderat humificeret tørv	5·10-3
Stærkt humificeret tørv	1·10-3
Kompakt tørv	5·10-5
Grovkornet sand	1·10-1
Mellemkornet sand	1·10-2
Finkornet sand	1·10-3
Gytjeholdigt sand	1·10-4
Silt	1·10-4
	1·10-7
Ler	1·10-7
	1·10-9
Kalkgytje	1·10-9

Tabel 1. Hydrauliske ledningsevner fra forskellige jordtyper.

På vandløbsnære arealer er jordbunden sædvanligvis heterogen med mange tynde lag af sand, silt, ler og gytje. Der kan være større eller mindre mængder organisk stof, samt selvstændige tørvelag eller tørvepakker af vekslende mægtighed (op til mange meter). Et rent tørveprofil kan også være heterogent. Udgangsmaterialet i lagene afspejler samfundet af de planter, som herskede på dannelsestidspunktet. Omsætningsgraden og fiberindholdet varierer også. Tørven kan være mere eller mindre kompakt og indholdet af uorganiske elementer (f.eks. mineraler og metaller) kan være forskelligt.

En jordbunds hydrauliske ledningsevne varierer med dybden. Det har stor betydning for transporten af vand og stoffer til vandløbet. Sammensætningen af jordmatrix i de vandførende lag bestemmer, hvor meget stof der tilbageholdes eller fjernes ved denitrifikation. I tørvejord er den hydrauliske ledningsevne og massefylden stærkt relateret til tørvens omsætningsgrad, der kan udtrykkes ved indholdet af fibre større end 0,1 mm. Et stort indhold af fibre giver en høj hydraulisk ledningsevne og en lille massefylde.

Stevns å som eksempel

I figur 5 ses fire typiske strømningsmønstre fra en natureng ved Stevns å.

Figur 5. Ækvipotentialpunkter og grundvandsstrøm ved Stevns Å (fra Hoffmann et al., 1993).

De indtegnede linier er ækvipotentiallinier med samme hydrauliske tryk. Vandbevægelsen foregår vinkelret på linierne fra et højere til et lavere tryk, som pilene viser.

Om sommeren presses vandet op i tørven som trykvand nede fra de alluviale lag (vandløbssediment af sand, silt, ler og gytje). Længst ude (B2 - B1) løber grundvandet horisontalt eller skråt opad med retning mod Stevns å. Det meste grundvand (98%) kommer nedefra. Kun en beskeden mængde (2%) kommer fra skrænten, hvor jordlagene har lav ledningsevne. Fordampningen fra engens overflade øger den vertikale grundvandsbevægelse, fordi vandtabet erstattes nedefra. Det meste nitrat tilføres med grundvandet nedefra, hovedsagelig i området ved B5 og B3. Denitrifikationen foregår i overgangszonen mellem de alluviale sedimenter og tørven 2,5-5 meter neden i jorden. Tykkelsen af den denitrificerende zone er 25 til 50 cm (Hoffmann et al., 1993).

Om vinteren er strømningen mere horisontal, men der presses stadig grundvand op nedefra. Årsagen til den horisontale strømning er en tyk iskappe, der tvinger grundvandet ud mod vandløbet på samme måde som et vandstandsende jordlag. Et lignende mønster ses i perioder med kraftig nedbør. Den umættede zone øverst i engen fyldes med vand, som siver nedad for længere ude på engen at tage retning direkte mod Stevns å.

Det sidste kort viser, hvordan strømningen ser ud ved simuleret overrisling af den øvre halvdel af engen med drænvand. I udpumpningsområdet opstår en nedadgående strømning (B7 til B4). Længere ude på engen bliver strømningen mere horisontal, mens vandet til sidst løber svagt opad mod Stevns å. Ved overrislingsforsøget blev der målt en denitrifikation svarende til 88 kg NO₃^-- N ha^-1 måned^-1. Den denitrificerende zone strakte sig 2,4 cm ned i jordbunden (den øverste del af rodzonen), og dækkede et areal på 400 m².

Gudenåens kilder

Tilstrømningen af grundvand er ikke jævnt fordelt langs et vandløb. Det har betydning for, hvor det er hensigtsmæssigt at placere et nyt vådområde.

Figur 6 er et eksempel fra Gudenåens kilder. Der er vist hydrauliske potentialer fra tre transekter på tværs af ådalen, fra foden af skrænten på nordsiden til foden af skrænten på sydsiden. Målingerne er udført både før og efter restaurering af åen, som har fået nye slyngninger, hævet bund og et mere snævert leje. Desuden er dræn og grøfter langs vandløbet blevet sløjfet.

Figur 6. Hydrauliske potentialer målt i meter vandsøjle langs tre transekter ved Gudenåens udspring. Transekt 1 ligger 600 m fra udspringet. Afstanden mellem transekt 1 og 2 er 400 m og afstanden mellem transekt 2 og 3 er 230 m. Under figuren er stationsnumrene (piezo-meterrørene) angivet sammen med afstanden fra stationen til vandløb (Afst. i m). Tallet i parentes (før) angiver afstanden til vandløbet før genslyngning. Figuren viser, at det hydrau-liske potentiale falder i hvert transekt, jo tættere man kommer på vandløbet. Grundvandet løber altså fra ådalsskrænten ud mod vandløbet. Den største potentialeforskel er ved transekt 1 nord. Det betyder, at det er her, den største mængde grundvand strømmer til åen. Knækket på alle kurver omkring juni 95 falder sammen med tidspunktet for åbningen af det genslyngede forløb, hvorved vandstanden på de vandløbsnære arealer stiger. Kurvernes lige forløb efter juni 95 skyldes en usædvanlig lang og tør periode (det tørreste år, der nogensinde er målt i Danmark.)

Langs de første to transekter (Tr1 og Tr2) opstrøms åen er potentialeforskellene større på nordsiden end på sydsiden. Jordprofilet på begge sider af åen har samme udseende og samme hydrauliske ledningsevne. Derfor strømmer der mere grundvand ud til vandløbet fra nordsiden. Potentialeforskellene falder fra transekt til transekt ned langs vandløbet, mest udtalt på nordsiden. Det betyder, at grundvandstilstrømningen i dette tilfælde aftager i nedstrøms retning. Langs det nederste transekt (Tr3) på nordsiden er potentialeforskellen mellem skrænten og vandløbet praktisk talt nul, og der løber intet grundvand til åen. Et lignende billede med stigende og faldende potentiale langs vandløbet er iagttaget ved Brede å.

Synkronmålinger i Gjern Å

Samtidige målinger af vandføring i hele vandløbssystemet (synkronmålinger) kan oplyse om, hvor det meste vand strømmer til et vandløb.

Et synkronmålingskort for Gjern å-oplandet er vist i figur 7. Oplandet er inddelt i klasser med forskellig vandføring pr. km². Ved hjælp af kortet kan man vurdere, hvor det er bedst at genskabe nye vådområder med stor vandgennemstrømmning. De fleste amter har brugt synkronmålinger som en træfsikker metode til at udpege potentielle vådområder.

Figur 7. Vandføring målt ved synkronmåling i Gjern Ås opland (Temarapport nr. 13, DMU).

Eksempler på nitratfjernelse

Tabel 2, 3 og 4 viser kvælstoffjernelsen på forskellige danske lokaliteter med vådområder.

 

Lokalitet	Kg NO3--N ha-1 år-1	%
Stevns å, eng	57	97
Rabis bæk, eng	398	56
Gjern å:
A, eng	140	67
B, mose (1993)	2100	97
B, mose (5 år)	1079	97
C, eng (5 år)	541	96
D, eng	398	97

Tabel 2.

 

Lokalitet	Kg NO3--N ha-1 år-1	%
Glumsø, rørskov§	520	65
Glumsø, rørskov§	975	62
Glumsø, rørskov§	2725	54
Glumsø, fuldskala	569	94
Stevns å, eng*	350	99
Stevns å, eng med gammelt drænrør	-	99
Syv bæk, eng	300	72
Stor å, genskabt eng	530	48
Gjern å, eng*§ (min)	34	88
Gjern å, eng*§ (max)	200	98

* = Korttidsforsøg

§ = Forskellig hydraulisk belastning og forskellig nitratbelastning.

Tabel 3. Oversigt over nitratfjernelse ved overrislingsforsøg med drænvand eller åvand. Ved opgørelsen er der taget højde for, at drænvandet ikke løber hele året.

 

Lokalitet	Kg NO3--N ha-1 år-1	%
Brede å, enge (63 ha)	92	71
Gudenåens Kilder, enge (57 ha)	8,4	57

Tabel 4. Eksempel på nitratfjernelse i storskala projekter langs restaurerede vandløb.

Kvælstoffjernelsen varierer mellem 48% og 99% af de tilførte mængder. I halvdelen af undersøgelserne fjernes mere end 90%. Det viser, at effektiviteten som regel er meget stor. Ser man på de absolutte mængder kvælstof, der fjernes, er variationen større. Desuden kan der ikke påvises nogen entydig sammenhæng mellem de tilførte mængder og den procentdel, der fjernes.

I de vådområder, der primært gennemstrømmes af grundvand, varierer kvælstoffjernelsen fra 8,4 til 2100 kg NO₃^--N ha^-1 år^-1 (tabel 2 og 4). Der er flere forhold, der kan forklare forskellene. Ved Stevns å ledes 74% af vandet direkte til åen gennem dræn og grøfter, altså uden om engene (Hoffmann et al., 1993). Engene har et betydeligt større potentiale for kvælstoffjernelse, som blot ikke er udnyttet. Hvor meget mere, der kan fjernes, ses af resultaterne fra et overrislingsforsøg (tabel 3). Desuden kan man se, at der fjernes en større procentdel på en isoleret del af engen, der modtager vand fra et drænrør. Samlet vurderes det, at en forøget tilledning af vand fra oplandet til engen kan nedsætte transporten af kvælstof og fosfor i Stevns å med hhv. 40% og 39% (Hoffmann et al., 1993).

På en eng langs Voldby Bæk i Gjern å-systemet er der ligeledes målt en relativ lille kvælstoffjernelse på kun 67% (tabel 2, lokalitet A). Årsagen er i dette tilfælde, at engen er meget smal. Jordbunden består mest af sandede sedimenter med meget lidt organisk indhold, og betingelserne for denitrifikation er begrænsede. Desuden er oplandet grøftet, så kun en lille mængde nitratholdigt grundvand løber gennem området. I sommerperioderne i 1992-94 var der en modsat rettet strøm af åvand ind i engjorden.

I nogle tilfælde finder man en mindre fjernelse af kvælstof i vådområder, der overrisles, sammenlignet med vådområder, der gennemstrømmes af grundvand. Ved Syv Bæk, Storåen og i Glumsø rørskov fjernes kun mellem 48 og 72 % (tabel 3). Engen ved Rabis Bæk overrisles naturligt, idet grundvandet kommer frem ved ådalsskrænten for derefter at sive og risle gennem engen. Også her finder man en lidt mindre kvælstoffjernelse på kun 56% (tabel 2).

Problemet ved overrisling skyldes, at en del vand strømmer overfladisk af uden at blive infiltreret i jordbunden. Det betyder, at en del af det nitratholdige vand ikke kommer i kontakt med de denitrificerende zoner. I overrislingsforsøg, hvor al vandet infiltreres i jordbunden, er den procentvise kvælstoffjernelse noget højere, fra 88 til 99% (Stevns å, Gjern å, Glumsø fuldskala, tabel 3). Andre forhold kan påvirke kvælstoffjernelsen i overrislede områder. Overrisling fører til større variation med højere temperatur om sommeren kombineret med lille afstrømning, mens vandet kan fryse i perioder om vinteren.

Tabel 4 viser kvælsstoffjernelsen i de to eneste storskala projekter i Danmark, hvor der er udført målinger. Kvælstoffjernelsen er beskeden, specielt ved Gudenåens Kilder. Oplandet er stort set ikke landbrugspåvirket, men omkranset af skov og hede. Derfor kan der ikke forventes nogen særlig stor belastning. Restaureringen af Brede å er heller ikke foretaget med det primære formål at reducere næringsstoftilførslen. Hævningen af vandløbets bund, sløjfning af dræn og grøfter samt en generel hævning af grundvandstanden har dog mindsket både okkerforureningen og nitratbelastningen. Begge undersøgelser blev foretaget lige efter restaureringen i det tørreste år nogensinde (1994-95), så den fulde effekt af restaureringen på nitratfjernelsen kunne ikke vurderes.

2.3 Kvælstoffjernelse i lavvandede søer og moser

De lavvandede danske søer har et stort potentiale for at fjerne kvælstof. Langt hovedparten af kvælstoffet omdannes til frit atmosfærisk kvælstof gennem denitrifikation, mens kun en lille del indlejres i sedimentet (Jensen et al., 1992). I mange af de danske vandløbssystemer har søerne afgørende indflydelse på tilførslen af næringsstoffer til nedstrøms vandløb og søer, og til fjorde og kystnære områder.

Tidligere undersøgelser har vist, at søerne fjerner en betydelig mængde af den kvælstof, der tilføres (Jensen et al., 1990; Jensen et al., 1992; Kristensen et al., 1990). Der er typisk fundet en tilbageholdelsesprocent på omkring 40% (Jensen et al, 1990). Søernes kvælstoffjernelse påvirkes kun lidt ved ændret tilførsel, f.eks. udviser søerne ikke forsinket respons på nedsat belastning med kvælstof som i tilfældet med fosfor (Jensen et al., 1992). Søernes betydning for kvælstoffjernelsen bekræftes af resultaterne fra de 37 søer i Vandmiljøplanens overvågningsprogram. Tilbageholdelsen er typisk 114 mg N m^-2 d^-1, eller 416 kg N ha^-1 år^-1. Relativt set svarer det til 37-39% af de tilførte mængder (tabel 5).

 

Variabel	Enhed		Gennemsnit		Minimum	25% fraktil		Median		75% fraktil		Maksimum
Vandets opholdstid	dage		223		7	25		73		212		1599
Indløbskoncentration	mg N l-1		7,7		1,5	6,0		8,4		9,2		11,3
Udløbskoncentration	mg N l-1		5,0		1,3	3,5		5,2		6,5		8,9
Tilført N	mg N m-2 d-1		431		33	194		396		542		1594
Tilbageholdelse af N	mg N m-2 d-1		118		16	53		114		152		237
Tilbageholdelse af N	% af tilført N		39		9	22		37		56		72

Tabel 5. Kvælstoftilbageholdelse i søer. Resultater fra Vandmiljøplanens overvågningssøer 1989-97.

Lang opholdstid giver størst effekt

Vandets opholdstid _ dvs. tiden, det tager, før alt vandet er udskiftet _ påvirker søernes evne til at fjerne kvælstof. Søer med kort opholdstid er mindre effektive end søer med lang opholdstid. Figur 8 viser sammenhængen i de 37 overvågningssøer. Ved opholdstider på en uge, en måned og et år er tilbageholdensen hhv. 12%, 23% og 42 %.

Der kan opstilles en simpel empirisk model, der kan bruges til at vurdere den forventede kvælstoffjernelse afhængig af vandets opholdstid i en ny sø (Jensen et al., 1997):

N_ret (%) = 42,1 + 17,8 x log₁₀(T_w)

N_ret = kvælstoffjernelsen i procent

T_w = vandets opholdstid i år.

Modellen er benyttet ved beregning af linien i figur 8. Man ser, at den faktiske tilbageholdelsesprocent kan afvige lidt fra den beregnede. Andre faktorer end opholdstiden påvirker også kvælstoffjernelsen omend i mindre grad.

Figur 8. Sammenhængen mellem den relative kvælstoftilbageholdelse (%) og opholdstiden i søer. Data fra Vandmiljøplanens overvågningsprogram (fra Jensen et al., 1997). Linien har formlen Nret(%) =42,1+17,8 x log10(Tw).

Vil man vurdere den forventede kvælstoffjernelse ved etablering af en sø, skal man som minimum skaffe oplysninger om vandets opholdstid. Når den relative kvælstoffjernelse er estimeret, kan den absolutte tilbageholdelse beregnes, hvis der også er oplysninger om de tilførte kvælstofmængder.

Der findes mere komplekse modeller, der kan beskrive sæsonvariationen i kvælstoffjernelsen i søer (Jensen et al., 1994a; Windolf et al., 1996). De komplekse modeller kræver detaljerede oplysninger, bl.a. månedlige data for tilførsler af vand og kvælstof samt for vandtemperatur.

Biologisk struktur

Den biologiske struktur kan påvirke kvælstoffjernelsen, specielt i de mest lavvandede søer med middeldybder under 3 meter. Fiskedød og opfiskning i Arreskov Sø samt indgreb i fiskebestanden i Engelsholm Sø har ført til en markant øget kvælstoffjernelse (Jeppesen et al., 1998). I Arreskov Sø med en opholdstid på 1-4 år steg tilbageholdelsen fra 26-38% til 48-62% om året. Effekten steg, da vandet blev mere klart.

Flere undervandsplanter i lavvandede søer kan påvirke fjernelsen af kvælstof. Øget tilbageholdelse af kvælstof i takt med større udbredelse af undervandplanter er bl.a. set i Væng Sø (Jeppesen et al., 1998). Ændringer i den biologiske struktur til gavn for kvælstoffjernelsen kan opstå, når tilførslen af fosfor til søerne mindskes. Derfor har indsatsen for at begrænse forureningen med fosfor positiv betydning for mulighederne for at bekæmpe forureningen med kvælstof.

Kvælstoffikseringen betyder meget lidt for omsætningen af kvælstof i lavvandede søer (Jensen, 1994b). Søernes evne til at fjerne kvælstof er væsentlig større end deres evne til at tilføre nyt kvælstof fra atmosfæren.

Søernes betydning

Skønsmæssigt er de største søer allerede i dag med til at reducere den samlede kvælstoftilførsel med 10%, svarende til ca. 10.000 tons kvælstof pr. år (Svendsen et al., 1997). I en række vandløbssystemer, der transporterer kvælstof til de marine områder, er der ikke (længere) større søer. Kvælstoffjernelsen kan øges betydeligt ved at etablere nye søer i disse vandløbssystemer.

Skov- og Naturstyrelsen
Denne publikation findes på adressen: http://www.sns.dk/
Copyright (c) Skov- og Naturstyrelsen.

[Top af siden] [Forside] [Indhold] [Forrige] [Næste]