Skov- og Naturstyrelsen[Forside] [Indhold] [Forrige] [Næste]
Vandmiljøplan II
GENOPRETNING AF VÅDOMRÅDER
Hæfte 2: Hydrologi, stofomsætning og opmåling, afsnit 3-7.
De iltfrie miljøer i vådområder fører til dannelse af reducerede fosforforbindelser, der er lettere opløselige og mere mobile end oxiderede fosforforbindelser.
I iltrige mineraljorde bindes fosfor villigt til jordens faste partikler. Kun 0,01% af den totale fosforpulje findes i vandig opløsning. Organiske jorde, der tilføres fosfor, kan derimod være dårlige til at binde fosfor. Det skyldes et lavt eller manglende indhold af fosfatadsorbenter (lav bindingskapacitet). De vigtigste adsorbenter i organiske jorde er jern- og aluminiumoxider samt lersilikater. Calcium er en dårlig adsorbent, men kan danne tungt opløselige forbindelser med fosfat ved pH > 7. Nye undersøgelser tyder på, at også humusstoffer (humussyrer) binder fosfor (Paludan, 1995).
Planterne tilbageholder store mængder fosfor, så længe de vokser. Ved vækstsæsonens afslutning nedbrydes hovedparten af det organisk bundne fosfor og frigives igen til vandfasen (op til 75%). Kun en mindre del tilbageholdes i stabile organiske forbindelser eller ved at indgå nye tungt opløselige forbindelser f.eks. med humussyre. Ved tørvedannelse akkumuleres 0,05 - 2,4 kg P ha-1 år-1.
Ifølge Richardson (1986) vil vådområder, der belastes med op til 10 - 15 kg P ha-1 år-1 , sandsynligvis være i stand til at tilbageholde nettomængder af fosfor også på lang sigt. Andre udenlandske undersøgelser dokumenterer, at der sker en nettotilbageholdelse af fosfor ved belastninger på mellem 0,2 og 15 kg P ha-1 år-1 (se Miljøprojekt nr. 275, 1994). Danske undersøgelser bekræfter disse resultater (tabel 6 og 7). Også herhjemme er der fundet en effektiv tilbageholdelse af fosfor ved lave belastninger.
|
Naturlige systemer, Ådale |
Tilført |
Tilbageholdt kg P ha-1 år-1 |
% |
|
Stevns å, eng |
2,92 |
2,80 |
96 |
|
Rabis Bæk, eng |
0,36 |
0,36 |
100 |
|
Gjern Å: |
4,00 |
-16,4 |
-410 |
Tabel 6. Fosfortilbageholdelse i forskellige vådområder der gennemstrømmes af grundvand.
|
Overrislingssystemer |
Belastning kg-P ha-1 år-1 |
Tilbageholdt kg-P ha-1 år-1 |
% |
|
Glumsø, rørskov |
24 |
-49 |
-206 |
|
(3 års målinger) |
52 |
-21 |
-41 |
|
(3 års målinger) |
107 |
-365 |
-342 |
|
Glumsø, fuldskala |
7,5 |
-29,2 |
-389 |
|
Stevns Å, eng* (overrisling 1 mdm) |
15.2 |
14.1 |
93 |
|
Stevns Å, eng (drænvand)§ |
konc. |
konc. |
96 |
|
Syv bæk, eng |
6,29 |
0,07 |
1 |
|
Stor Å, genskabt eng |
4,8 |
2,0 |
42 |
|
Gjern Å, eng* (1 uge) |
3,04 |
2,19 |
72 |
|
5,28 |
4,80 |
91 |
*Korttidsforsøg §Koncentration af fosfat målt i µg PO4-P l-1.
Tabel 7. Fosfortilbageholdelse i vådområder, der overrisles med dræn- eller åvand.
En af de mest markante undtagelser er en mose i Gjern å systemet. Her finder man en stor nettoudvaskning af fosfor på 16,4 kg P ha-1 år-1, selvom belastningen kun er 4 kg P ha-1 år-1 (tabel 5). Udvaskningen finder sted på trods af, at mosen ikke er mættet med fosfor. Tværtimod er der en stor uudnyttet bindingskapacitet i en del af mosen, og mosens økosystem vil formentlig undergå forandringer på grund af fosformangel.
Den mærkelige situation skyldes, at der finder sulfatreduktion sted i et område af mosen. Ved sulfatreduktionen omdannes sulfat til svovlbrinte, der reagerer med det jernbundne fosfor. Resultatet er svovlkis (FeS) og opløst fosfat, der udvaskes på grund af en meget høj gennemstrømning. En kraftig denitrifikation forstærker indirekte udvaskningen af fosfor, fordi en del af processen foregår med pyrit, så der dannes øgede mængder sulfat.
Det er værd at understrege, at man ikke for enhver pris skal tilstræbe en maksimal fjernelse af kvælstof ved etablering af vådområder. Udnyttelse „til bristepunktet" kan forringe tilbageholdelsen af fosfor. En optimal fjernelse af kvælstof ligger sandsynligvis i størrelsesordenen 200 - 500 kg N ha-1 år-1.
Det er vigtigt at kende et områdes forhistorie, før man bruger det til at fjerne kvælstof.
Glumsø sø modtog i mange år spildevand fra den nærliggende by. Det førte til ophobning af en stor løst bundet fosforpulje i rørskoven. Da man i et forsøg med kvælstoffjernelse overrislede rørskoven, blev store mængder fosfor udvasket, fordi ophobningen i sedimentet var langt større end bindingskapaciteten (tabel 7). En meget høj nitratbelastning og en kraftig denitrifikation (tabel 3) forstærkede problemet, fordi det førte til en kraftig omsætning af det organiske materiale (se afsnit 5.5 om overbelastning).
Et stort jernindhold i jorden er med til at sikre fosfortilbageholdelsen, idet jern binder fosfor stærkt til jordmatrix. Ved genslyngning af Brede å blev der ikke opstillet en fosforbalance for de omkringliggende enge, da fosforkoncentrationerne i jordvandet var meget lave (omkring detektionsgrænsen). De lave fosforkoncentrationer kan forklares ved et højt indhold af jern i engjorden. Lignende forhold gør sig gældende for Rabis Bæk (Tabel 6).
Ved genopretning af vådområder kan iltet ferri-jern (Fe3+) blive reduceret til ferro-jern (Fe2+). Det kan medføre ustabile jernforbindelser og øge udvaskningen af fosfor og ferro-jern.
Det er svært at vurdere, hvor stor risikoen er. Ved Storåen, hvor et vådområde er genetableret, kunne der ikke konstateres lækager fra den jernbundne fosforpulje (Schønfeldt et al, 1998). I Gjern å systemet foretages undersøgelser af jernomsætningen i en mose, hvor der er stor denitrifikation, også via pyritoxidation. Mosen har en stor pulje af stabilt ferri-jern, der øger bindingen af fosfor (Paludan, 1995). Der udvaskes meget små mængder ferro-jern fra mosen, i størrelsesordenen 30 - 40 kg Fe ha-1 år-1 (Hoffmann, 1998). Nye undersøgelser tyder på, at ferro-jernet bliver ionbundet til det organiske materiale (Dalgaard, upubliceret). En sænkning af vandstanden og øget tilgang af ilt til sedimentet vil føre til oxidation af komplekset, og efterfølgende udvaskning af ferro-jern eller amorft ferri-jern (okker) til vandløbet.
I okkerpotentielle områder vil hævet grundvand hindre tilgangen af ilt til pyritlagene. Det kan mindske problemerne med okkerforurening af vandløb.
Primærproduktionen i vådområder er blandt de højest målte i det tempererede klimabælte. Der sker til stadighed tilførsel af organisk bundet kulstof, der kan udnyttes af denitrifikanterne som energikilde.
En del af den overjordiske primærproduktion henfalder med luftens ilt, men hovedparten omsættes i de iltfattige førne- og humuslag. Kendskabet til den underjordiske produktion er begrænset, men målinger af biomassen viser, at produktionen må være betragtelig. I rørskoven ved Glumsø sø er der fundet 2,2 kg tørstof m-2 i 0-30 cm's dybde (tagrør, sødgræs og dunhammer), og der kunne ikke registreres nogen årstidsvariation. Tilsvarende tal findes for Vejlerne (tagrør).
De store sumpplanter er flerårige med rod- og rhizomsystemer, der har en ret lang opbygningstid på 3 - 5 år. Alligevel tyder resultaterne på, at omsætningen er høj, og at planternes underjordiske organer leverer store mængder kulstof til denitrifikationen.
Det er undertiden muligt at afslå vegetationen i de nye vådområder eller at lade dem afgræsse. Det kan bidrage til at fjerne kvælstof og fosfor.
I tabel 8 er vist eksempler på pimærproduktion og indholdet af kvælstof og fosfor i den overjordiske plantebiomasse i danske vådområder. Ved borttagning af hø kan der fjernes ca. 100 kg N ha-1 år-1 og ca. 10 kg P ha-1 år-1.
|
Tørstof g m2 |
Kvælstof g N m2 |
Fosfor g P m2 |
|
|
Landsforsøgene |
499 |
9,1 |
- |
|
Stevns å, eng |
300 - 525 |
7,4 - 10,5 |
0,8 - 1,3 |
|
Syv Bæk, eng |
427 - 538 |
10,4 - 12,5 |
- |
|
Gjern Å: |
|||
|
A, eng |
500 - 750 |
8 - 12 |
1,3 - 1,4 |
|
B, mose |
1200 - 1400 |
13 - 26 |
2,4 - 2,9 |
|
C, eng |
350 - 650 |
5 - 10 |
0,9 - 1,5 |
|
D, eng |
300 - 450 |
5 - 7 |
0,9 - 1,2 |
|
Glumsø, rørskov |
1260 |
17,5 |
1,8 |
Tabel 8. Oversigt over tørstofproduktion, kvælstof- og fosforindhold i overjordisk biomasse.
Ved genopretning af vådområder, hvor tørvelagene er "brændt af", vil jordens organiske indhold hurtigt øges. Selvom denitrifikationen ikke nødvendigvis har optimale betingelser fra begyndelsen, vil der ske en stor tilbageholdelse af kvælstof og fosfor i den levende og døde plantebiomasse, mens vådområdet genopbygges.
Hvis et genoprettet vådområde ligger på begge sider af et vandløb, er der mulighed for at begrænse vandløbsvedligeholdelsen. Det gavner vandløbets dyr og planter, og øger vandløbets evne til selvrensning.
Vandløbet kan eventuelt få lov til at oversvømme de lavtliggende arealer i vinterhalvåret. Ved hjælp af oversvømmelserne kan man opnå en supplerende omsætning af næringssalte samt sedimentation af partikulært stof, der har været suspenderet i vandløbsvandet.
Det er nærliggende at udnytte et vådområdes fulde denitrifikationspotentiale. Der er imidlertid flere årsager til, at dette bør frarådes.
Ved denitrifikation nedbrydes organisk materiale. Som resultat frigives næringsstoffer bl.a. kvælstof i form af ammonium og opløst organisk kvælstof, samt fosfor i form af fosfat og opløst organisk fosfor. Ved kraftig denitrifikation (store mængder tilledt nitrat) vil vandet, der forlader vådområdet, indeholde mange næringsstoffer, bl.a. ammonium. Udvaskningen kan eventuelt helt overskygge den gavnlige effekt af denitrifikationen. Samtidig vil mulighederne for denitrifikation aftage i takt med, at det organiske materiale opbruges. Overbelastning af et vådområde med nitrat svarer principielt til, at man afvander et vådområde, så luftens ilt får fri adgang til at „afbrænde" tørven.
Ved svenske undersøgelser af overrislingsenge har man fundet kraftig denitrifikation ved skiftevis stor belastning med nitratholdigt vand og perioder med naturlig afvanding. Men samtidig blev der udvasket ammonium og opløst organisk kvælstof i mængder, der svarede til en nettoudvaskning af kvælstof (Davidsson, 1997). Problemet opstår, fordi der er stor tilgang af ilt i de tørre perioder. Det giver en vedvarende nedbrydning af organisk stof, der resulterer i frigivelse af næringsstoffer.
Af denne årsag må det generelt frarådes at sænke vandstanden i genoprettede vådområder i sommermånederne, f.eks. ud fra landbrugsmæssige ønsker.
Det er vigtigt, at vådområdet ikke tilføres større vandmængder end der naturligt kommer fra oplandet. Det topografiske opland kan afgrænses ud fra højdekurverne i landskabet. Den maksimale vandmængde svarer til nedbøren minus fordampningen (amternes grundvandsafdelinger vil kunne levere denne information). Man skal tage højde for, at der kan være drænsystemer, der går på tværs af højdekurverne.
For at beregne nitratbelastningen skal man kende nitratkoncentrationen i det vand, der skal gennemstrømme vådområdet (overflade, dræn, grundvand). Den samlede nitratbelastning fås ved at gange den anslåede vandmængde med nitratkoncentrationen. Overstiger belastningen 500 kg NO3-- N ha-1 skal tilførslen nedsættes. Alternativt bør vådområdet udvides.
I tilfælde, hvor arealer har været udnyttet intensivt til landbrugsdrift, kan der være et forhøjet fosforindhold i jorden. Det kan føre til udvaskning af fosfat.
Drejer det sig om mineraljord, er det muligt at vurdere risikoen ved at bruge fosfortallet, Pt-værdien, der er et mål for planternes adgang til fosfor (0,5 N natriumbikarbonat ekstraheret fosfor). Ved optimal planteproduktion skal jorden normalt have et fosfortal på 2,0 - 3,5/4,0. Fosfortal højere end 6 har vist sig at føre til markant stigende koncentrationer af opløst fosfor i drænvand (Blicher-Mathiesen et al, 1997).
Fosfortallet kan ikke bruges ved vurdering af tørvejord. Her må vurderingen ske på grundlag af jordens totale fosforindhold og indholdet af fosfatadsorbenter (jern og aluminium) og calcium.
En god beskrivelse af de topografiske forhold er afgørende for vurderingen af vådområdets fremtidige tilstand og den potentielle kvælstoffjernelse, samt for beskrivelsen af de arealmæssige konsekvenser.
Genopretning af et vådområde kræver i mange tilfælde nøjagtige oplysninger om højdeforhold. Kun få amter ligger inde med ajourførte digitale højdemodeller med tilstrækkelig detaljeringsgrad. Fremskaffelse af disse data kræver derfor ofte en ny opmåling.
Før opmålingen skal man sikre sig en korrekt områdeafgrænsning, idet senere ekstraopmåling kan være tidskrævende og fordyrende. Området kan afgrænses udfra eksisterende opmålinger, højdekurver på GI-kort. Desuden kan man besigtige området og eventuelt måle enkelte spotkoter med nivelleringsinstrument.
Det er vigtigt, at terrænet opmåles til god højde i områdets randzone, f.eks. 2-3 m højere end den forventede fremtidig middelvandstand, så opmålingen dækker hele det påvirkede område. Man skal være opmærksom på, om der sker tilstrømning fra andre arealer i oplandet. I givet fald skal disse arealer også opmåles.
I mange tørveholdige områder har jorden sat sig gennem konsolidering og omsætning siden afvandingen. Der kan ske sætninger på 1-3 cm om året. Derfor er det ikke ualmindeligt at finde afvandede områder, hvor overfladen er 1-2 m under det tidligere terræn. De hastige ændringer betyder, at ældre opmålinger skal anvendes med forsigtighed. Ældre opmålinger kan sjældent beskrive det nuværende terræn eller bruges til at dokumentere de fremtidige vandstandsforhold.
Der kan også herske tvivl om de metoder, der er anvendt før i tiden. Ældre fotogrammetriske undersøgelser kan være udført, uden at man ved, om der er korrigeret for høj vegetation. Desuden er nogle opmålinger foretaget uden reference til D.N.N.
Er der behov for nye terrændata, skal der tages stilling til omfanget af opmålinger samt krav til nøjagtighed og målemetode - også i forhold til økonomien.
De nye opmålinger kan principielt gennemføres fotogrammetrisk eller terrestrisk.
Fotogrammetrisk opmåling bygger på tolkning af luftfotos. Desuden kræves en begrænset terrestrisk opmåling, så man får supplerende oplysninger om vegetation, bundkoter i grøfter og søer samt koter ved tekniske anlæg som siveanlæg, sokkelkoter på bygninger osv. Krav til terrænkoternes nøjagtighed afgør flyvehøjden og hvilket billedmålforhold, der vælges. Krav til opmålingens nøjagtighed eller forekomst af områder med særlig høj eller lav vegetation kan i nogle tilfælde hindre anvendelse af fotogrammetri.
Terrestrisk opmåling, der gennemføres på terrænoverfladen, sikrer en høj kotenøjagtighed. Metoden er konkurrencedygtig i forhold til fotogrammetri selv på store flader. Ofte ønsker man at kunne udtegne et højdekurvebillede med 25 cm ækvidistance. Denne detaljeringsgrad kræver en opmålingsnøjagtighed bedre end 8 cm. Det stiller særlige krav til punkttætheden (maskevidden), definitionsnøjagtighed på punkter, fikspunkter og måletode.
Tætheden af målepunkter vælges ud fra områdets udseende og krav til kurveækvidistancen. Som hovedregel vil 25-50 m mellem målepunkterne være tilfredsstillende for fladeopmålinger ved svage landskabskonturer, men der kan være behov for forskellig tæthed i forskellige delområder. Valget af metode varierer i forhold til området og den konkrete opgave. Derfor kan der ikke opstilles ens retningslinier for, hvordan man griber opmålingen an.
Fotogrammetrisk opmåling foretages på grundlag af specielle paspunkter. Ved terrestrisk opmåling etableres et fikspunktssystem med plan- og højdekoordinater, hvortil detailmålingerne relateres. Fikspunktssystemet knyttes til landskoordinatsystemet. Vær opmærksom på, hvilket referencesystem ældre og nye opmålingsdata er knyttet til (DNN GM, DNN GI, KMS 90), idet koten varierer afhængig af referencesystemet. Se iøvrigt figur 9.
| DNN GM er Dansk Normal Nul efter system GM (den Danske Gradmåling). Dette er betegnelse for det landsdækkende præcissionsnivellement, der blev udført i Danmark i årene 1885-1904 af den Danske Gradmåling (datidens Geodætisk Institut). DNN GI er Dansk Normal Nul efter system GI (Geodætisk Institut). Betegnelse for det landsdækkende præcissionsnivellement, der blev udført i Danmark i årene 1939-1953 af GI (nu Kort- og Matrikelstyrelsen = KMS). Der er ikke nogen enkel sammenhæng mellem de 2 systemer. KMS arbejder i disse år med at indføre et nyt geodætisk datum i Danmark (REFDK). |
Figur 9. Forklaring på forskellige referencesystemer.
Referencepunkter afsættes fysisk i projektområdet ved etablering af kotefikspunkter. Ved hjælp af moderne digital teknik er det let at sammenstille forskellige typer data. Antal og placering af fikspunkter afhænger af områdets størrelse, beskaffenhed og opmålingsmetode samt behovet for efterfølgende detailopmåling. Fikspunktsystemet efterkontrolleres, så det er muligt at afsløre unøjagtigheder i det bestående system og at dokumentere fikspunktssystemets kvalitet og nøjagtighed.
GPS er særdeles velegnet til fladeopmålinger. GPS-udstyret monteres på bil, motorcykel eller andet køretøj, der effektivt kan bevæge sig rundt i terrænnet, mens der måles. GPS-metoden kan også anvendes ved detailmåling af vandløbstværsnit, tekniske anlæg/installationer mv.
Udgifterne til GPS-udstyr er væsentligt højere end udgifterne til traditionelle opmålingsinstrumenter. Til gengæld er effektiviteten større. Under gunstige forhold kan et opmålingshold dække 50-100 ha dagligt ved motoriseret GPS-måling. Nøjagtigheden er 1-2 cm ved måling af veldefinerede punkter og 2-8 cm ved måling af ikke-veldefineret punkter/flader.
Der er situationer, hvor GPS ikke er egnet på grund af hindringer i landskaber, træer, skov, bygninger mv.
Opmåling med totalstation skal ske med reference til det etablerede fikspunktssystem. Nøjagtigheden er den samme som ved GPS, men effektiviteten er ikke så stor. Derfor må man forvente et øget tidsforbrug.
Fotogrammetrisk kortlægning er også en mulighed. Da startomkostningerne inkl. udlægning af paspunkter er store, kræver det er betydeligt areal (minimum et par hundrede hektar), før metoden er økonomisk fordelagtig. Fotogrammetriens nøjagtighed afhænger i høj grad af den efterfølgende tolkning af luftfotografierne, og den er sjældent så god, som man kan opnå ved opmåling med GPS eller totalstation.
Udgiften til en højdemodel baseret på 25 cm kurver er typisk 250-300 kr/hektar ved anvendelse af GPS (1998 priser). Prisen afhænger af områdets størrelse og tilgængelighed, og især af eventuelle krav til supplerende detailopmåling.
Eksisterende digitale vektorkort og rasterkort bør anvendes i størst muligt omfang som grundkort. Der findes flere kortværker, f.eks. TO og Top 10 DK, der indeholder tilstrækkelig topografisk information til at præsentere et projekt og fremstille højdemodeller.
Brug af eksisterende kortdata begrænser behovet for opmålingsarbejde. Baggrundskortet fremskaffes inden opmålingen, så et udtegnet eksemplar kan medtages i felten til berigtigelse og til at vurdere, hvilke topografiske elementer, der kan tilføjes eller udelades i forbindelse med opmålingen.
Vandløbsnære arealer
Danske undersøgelser:
Ambus, P. og Hoffmann, C.C. 1990. Kvælstofomsætning og stofbalance i ånære områder. NPo-forskning fra Miljøstyrelsen, Nr. C13, 1990, 68 pp.
Blicher-Mathiesen, G. 1998. Kvælstoffjernelse i enge. PhD thesis, Aarhus Universitet, Biologisk Institut, Afdeling for Mikrobiel Økologi, og Danmarks Miljøundersøgelser, Afdeling for Vandløbsøkologi, 94 pp.
Blicher-Mathiesen, G., Grant, R. og Andersen, H.E. 1997. Landbrugets kvælstof- og fosforudvaskning. Vand og Jord, nr.5, p. 180-182.
Brüsch, W. og B. Nilsson. 1990. Nitratomsætning og vandbevægelse i et vådområde. NPo-forskning fra Miljøstyrelsen, Nr. C15.
Dahl, M. 1995. Flow dynamics and water balance of freshwater wetlands. Ph.D thesis, Københavns Universitet, Geografisk Institut og Danmarks Miljøundersøgelser, Afdeling for Vandløbsøkologi.
Fuglsang, A. 1994. De våde enge kan tilbageholde kvælstof. Vand og Jord, nr. 1.
Hoffmann, C.C. 1985. Fosfor og kvælstof dynamik under kontrollerede hydrauliske betingelser i en rørsump ved Glumsø sø. Specialerapport, Københavns Universitet, Ferskvandsbiologisk Laboratorium.
Hoffmann, C.C. 1986. Nitrate reduction in a reedswamp receiving water from an agricultural watershed. Proc. 13th Nordic symp. on Sediments, Anaboda, Sweden, 1985.
Hoffmann, C.C. 1998. Nutrient retention in wet meadows and fens. PhD thesis, Københavns Universitet, Ferskvands-Biologisk Laboratorium, og Danmarks Miljøundersøgelser, Afdeling for Vandløbsøkologi, 134 pp.
Hoffmann, C.C., Dahl, M., Kamp-Nielsen, L. og Stryhn, H. 1993. Vand- og stofbalance i en natureng. Miljøprojekt nr. 231. Miljøstyrelsen.
Hoffmann, C.C., Pedersen, M.L., Kronvang, B. og Øvig, L. 1998. Restoration of the rivers Brede, Cole and Skerne: a joint Danish and British EU-LIFE demonstration project, IV Implications for nitrate and iron transformation, Aquatic Conservation 8, pp. 223-240.
Kronvang, B., Svendsen, L.M., Jensen, J.P. og Dørge, J. 1997. Næringsstoffer - arealanvendelse og naturgenopretning. Temarapport nr.13, Miljø- og Energiministeriet, Danmarks Miljøundersøgelser.
Paludan, C., 1995. Phosphorus dynamics in wetland sediments. Ph.D thesis, Aarhus Universitet, Biologisk Institut og Danmarks Miljøundersøgelser, Afdeling for Vandløbsøkologi.
Schønfeldt, B., Andersen, H., Jensen, H.S. og Fuglsang, A. 1998. Only little phosphorus leached when flooding a lowland field. XXVII SIL Congress, 9 - 14 August, 1998, Dublin Ireland.
Udenlandske undersøgelser:
Davidsson, T. 1997. Nitrogen transformations in wetlands: Effects of water flow patterns. PhD thesis, Lunds Universitet.
Reddy, K.R. og Patrick, W.J. 1984. Nitrogen transformations and loss in flooded soils and sediments. CRC Crit. Rev. Envir. Control, 13(4), pp. 273 - 309.
Richardson, C.J. 1989. Freshwater Wetlands: Transformers, Filter, or Sinks? In: R.R. Sharitz and J.W. Gibbons (Eds.), Freshwater Wetlands And Wildlife, Conf-8603101, DOE Symposion Series No. 61, pp. 25 - 46. USDOE Office of Scientific and Technical Information, Oak Ridge, Tennessee.
Richardson, C.J. and Marshall, P.E. 1986. Processes controlling movement, storage and export of phosphorus in a fen peatland. Ecological Monographs, 56(4), pp. 279 - 302.
Richardson, C.J. 1985. Mechanisms Controlling Phosphorus Retention Capacity in Freshwater Wetlands. Science, Vol. 228, pp. 1424 - 1427.
Søer
Christensen, P.B. & Sørensen, J. 1986. Temporal variation of denitrification in plant-covered littoral sediment from Lake Hampen, Denmark. - Appl. Environ. Microbiol. 51: 1174-1179.
Jensen, J.P., P. Kristensen & E. Jeppesen, 1990: Relationships between nitrogen loading and inlake concentrations in shallow Danish lakes. - Verh. Internat. Verein. Limnol. 24: 201-204.
Jensen, J.P., E. Jeppesen, P. Kristensen, P.B. Christensen & M. Søndergaard, 1992: Nitrogen loss and denitrification as studied in relation to reductions in nitrogen loading in a shallow, hypertrophic lake (Lake Søbygård, Denmark). Int. Revue gesamt. - Hydrobiologia 77: 29-42.
Jensen, J.P., Jeppesen, E. Bøgestrand, J., Pedersen, A.R., Søndergaard, M., Windolf, J. & Sortkjær, L. 1994a: Ferske vandområder - søer. Vandmiljøplanens Overvågningsprogram 1993. Danmarks Miljøundersøgelser. - Faglig rapport fra DMU nr. 121. 94 s.
Jensen, J.P., Jeppesen, E., Olrik, K. og Kristensen, P. 1994b. Impact of nutrients and physical factors on the shift from Cyanobacterial to Chlorophyte dominance in shallow Danish lakes.Jensen, J.P., Søndergaard, M., Jeppesen, E., Lauridsen T. & Sortkjær, L. 1997: Ferske vandområder - søer. Vandmiljøplanens Overvågningsprogram 1996. Danmarks Miljøundersøgelser. - Faglig rapport fra DMU nr. 211. 106 s.
Jeppesen, E., Jensen, J.P., Søndergaard, M., Lauridsen, T.L., Møller, P. Hald & Sandby, K. 1998: Changes in Nitrogen Retention in Shallow Eutrophic Lakes Following a Decline in Density of Cyprinids. - Archiv für Hydrobiologie 142(2):129-151.
Kristensen, P., Jensen, J.P. & Jeppesen, E. 1990: Eutrofieringsmodeller for søer. - NPo-forskning fra Miljøstyrelsen, C9, 120 s.
Svendsen, L.M., Larsen, S.E. & Jensen, J.P., 1997: Stoftilførsel til marine kystafsnit. s 89-99 i Windolf, J., Svendsen, L.M., Kronvang, B., Skriver, J., Oversen, N.B., Larsen, S.E., Baatrup-Pedersen, A., Iversen, H.L., Erfurt, J., Müller-Wohlfeil, D.-I. & Jensen, J.P. 1997: Ferske vandområder - vandløb og kilder. Vandmiljøplanens Overvågningsprogram 1996. Danmarks Miljøundersøgelser. - Faglig rapport fra DMU nr. 214. 109 s.
Windolf, J., E. Jeppesen, J.P. Jensen & P. Kristensen, 1996. Modelling of seasonal variation in nitrogen retention: a four-year mass balance study in 16 shallow lakes. - Biogeochemistry 33: 25-44.
Håndbøger
Good, R.E., D.F. Whigham og R.L. Simpson (Eds.), Freshwater Wetlands, Ecological Processes and Management Potential, Academic Press, Inc.
Gore, A.J.P. (ED.) Ecosystems of the World 4A, Mires: Swamp, Bog, Fen and Moor. Elsevier Scientific Publishing Company, Amsterdam.
Larsen, S.N. og Vikstrøm, T. 1995. Ferske enge - en beskyttet naturtype, 180 pp. Skov- og Naturstyrelsen.
Mitsch, W.J. and Gosselink, J.G. 1986. Wetlands. Van Nostrand Reinhold Company Inc.
Otnes, J. og Ræstad, E. 1978. Hydrologi i praksis. Ingeniørforlaget, Oslo.
Rebsdorf, Aa., Friberg, N., Hoffmann, C.C. og Kronvang, B. 1994. Ånære arealers samspil med vandløb - en sammenstilling af eksisterende viden. Miljøprojekt nr. 275, 140 pp. Miljøstyrelsen.
Skov- og Naturstyrelsen
Denne publikation findes på adressen: http://www.sns.dk/
Copyright (c) Skov- og Naturstyrelsen.
[Top af siden] [Forside] [Indhold] [Forrige] [Næste]