MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Miljøudvalget 2014-15 (1. samling)
MIU Alm.del Bilag 191
Offentligt

National kvælstofmodel

Oplandsmodel til belastning og virkemidler

Metode rapport

Anker Lajer Højberg, Jørgen Windolf, Christen Duus Børgesen,

Lars Troldborg, Henrik Tornbjerg, Gitte Blicher-Mathiesen,

Brian Kronvang, Hans Thodsen og Vibeke Ernstsen

De Nationale Geologiske Undersøgelser for Danmark og Grønland

Klima-, Energi- og Bygningsministeriet

Aarhus Universitet

DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi

DCA – Nationalt Center for Fødevarer og Jordbrug

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

ISBN 978-87-7871-397-1

Tilgængelig via:

De Nationale Geologiske Undersøgelser for Danmark og Grønland

Øster Voldgade 10, 1350 København K

Tlf.: 38 14 20 00. Fax: 38 14 20 50

E-mail:

[email protected]

Web:

www.geus.dk

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Indholdsfortegnelse

Forord

Sammenfatning

1.1

1.2

2.1

2.1.1

2.1.2

2.2

2.3

2.3.1

2.3.2

2.3.3

2.3.4

2.3.5

2.4

2.4.1

2.4.2

2.4.3

2.4.4

3.1

3.2

3.3

3.4

3.4.1

3.5

3.5.1

3.5.2

3.5.3

3.6

3.7

3.8

4.1

Indledning

Baggrund og formål ..................................................................................................9

Rapportens indhold ................................................................................................10

Udvikling af national kvælstofmodel

Udvaskning .............................................................................................................12

NLES model........................................................................................................13

Vurdering af nationale udvaskningsberegninger................................................19

Grundvand ..............................................................................................................23

Overfladevand ........................................................................................................25

Kvælstof retention i vandløb ...............................................................................25

Retention i ’små søer’ .........................................................................................27

Retention i ’store søer’........................................................................................28

Retention i vådområder ......................................................................................30

Udledning til vandløb af organisk N ...................................................................31

Kobling af national model .......................................................................................32

Transport og omsætning i grundvand ................................................................33

Transport og retention i overfladevand ..............................................................35

Transport gennem vandløbssystemet ................................................................36

Beregning af retentionskort ................................................................................37

Datagrundlag

ID15 grundlaget ......................................................................................................41

Klimadata................................................................................................................41

Udvaskning .............................................................................................................41

Grundvand ..............................................................................................................43

Nationalt kort over dybden til redoxgrænsen .....................................................44

Overfladevand ........................................................................................................46

Vandløb ..............................................................................................................47

Søer ....................................................................................................................49

Vådområder ........................................................................................................50

Punktkilder ..............................................................................................................51

Atmosfærisk deposition ..........................................................................................52

Indlæsning af data i model .....................................................................................53

Modelkalibrering og validering

Observationsdata ...................................................................................................54

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

4.1.1

Vandløbsmålestationer.......................................................................................54

4.1.2

Usikkerhed på målte kvælstoftransporter .......................................................... 56

4.1.3

Fordeling af målestationer på kalibrerings- og valideringsoplande ................... 57

4.2 Kalibreringsstrategi ................................................................................................58

4.2.1

Kalibreringsparametre ........................................................................................58

4.3 Korrektion og biaskorrektioner ............................................................................... 62

4.3.1

Korrektion til målte oplande................................................................................ 63

4.3.2

Biaskorrektioner .................................................................................................66

4.4 Resultat af kalibrering og biaskorrektion................................................................ 68

5.1

5.2

5.3

5.3.1

5.3.2

5.3.3

5.4

6.1

Usikkerheder

Usikkerhed på reduktionsprocenter ....................................................................... 73

Usikkerhed på belastningsberegninger ................................................................. 78

Specielle områder ..................................................................................................82

Oplande med mange søer i kæde ..................................................................... 83

Områder med lille eller ingen tidslig udvikling .................................................... 84

Områder med lille tidslig udvikling ..................................................................... 85

Umålte oplande ......................................................................................................86

Resultater

Kvælstoftransporter ................................................................................................91

Vurdering af modellen

Perspektivering

Referencer

102

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Forord

Som del af projektet ”Oplandsmodel til belastning og virkemidler” er der udviklet en national

kvælstofmodel. Modellen beregner kvælstoftransport, reduktion og retention fra rodzone til

kystvande og frembringer et nationalt N retentionskort for hele landet opdelt i oplande på

15 km

. Projektet er igangsat af Naturstyrelsen, NaturErhvervstyrelsen og Miljøstyrelsen

med en projektperiode fra medio 2013 til primo 2015. Projektet er et delprojekt under mo-

delstrategien ”Implementering af modeller til brug for vandforvaltningen”, som har til formål

at implementere modelværktøjer til brug for vandforvaltningen, herunder vandplanlægnin-

gen og vandmiljøovervågningen.

Udvikling af den nationale kvælstof model er foretaget af faglige medarbejder ved De Nati-

onale Geologiske Undersøgelser for Danmark og Grønland (GEUS) og Aarhus Universitet

(DCE og DCA). Den faglige gruppe bestod af:

GEUS:

Anker Lajer Højberg, Lars Troldborg, Manuel Molind Escriud og Vibeke Ernstsen

DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, Aarhus universitet:

Jørgen Windolf, Henrik Tornbjerg, Gitte Blicher-Mathiesen, Brian Kronvang og Hans Thod-

sen, Ane Kjeldgaard, Jane Bang Poulsen, Joachim Audet, Daniel Graeber

DCA - Nationalt Center for Fødevarer og Jordbrug, Aarhus Universitet

Christen Duus Børgesen og Inge Toft Kristensen

I projektet har der været nedsat en projektgruppe, der foruden den faglige gruppe var re-

præsenteret ved:

Naturstyrelsen

NaturErhverstyrelsen

Miljøstyrelsen

SEGES

Landbrug og Fødevarer

Danmarks Naturfredningsforening

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Sammenfatning

GEUS og Aarhus Universitet (DCE og DCA) har udviklet en national kvælstofmodel under

projektet, ”Oplandsmodel til belastning og virkemidler” igangsat af Naturstyrelsen, NaturEr-

hverstyrelsen og Miljøstyrelsen. Modellen beskriver den samlede kvælstoftransport og -

omsætning fra dyrkningsfladen til kysten ved kobling af delmodeller udviklet specifikt for

hhv. rodzone, grundvand og overfaldevand ved de tre institutioner. Med den udviklede mo-

del er der således for første gang etableret et nationalt modelværktøj til en samlet beskri-

velse af kvælstoftransport og –omsætning fra dyrkningsfladen til kysten, baseret på delmo-

deller udviklet for de enkelte medier.

Udvaskningen fra rodzonen på dyrkede arealer beregnes vha. af den statistiske model

NLES, mens der anvendes typetal for de udyrkede arealer. Transport og omsætning i

grundvandszonen beskrives ved kombination af grundvandstrømninger, simuleret med den

nationale vandressourcemodel (DK-model), og placering af redoxgrænsen i undergrunden.

Retentionen i overfladevand beskrives ved statistiske modeller for hhv. vandløb, søer og

etablerede vådområder. De enkelte delmodeller er koblet sammen på deloplandsniveau

ved afgræsning af topografiske oplande med en middelstørrelse på 15 km

(ID15 oplande).

Indenfor hvert ID15 opland beregnes tilførsel og omsætning/retention af kvælstof, samt

transporten mellem de enkelte oplande, hvorved den samlede transport til kysten kan be-

regnes.

Modellen er udviklet og testet på basis af måledata fra vandløbsstationer, hvor der er an-

vendt data fra det nationale overvågningsprogram (NOVANA), suppleret med ekstra data

indsamlet af de tidligere amter ved en række yderligere målestationer. I alt er der anvendt

data fra 344 målestationer til brug for modeludviklingen. Måledataene er opdelt i to data-

sæt, hvor den ene del er benyttet til kalibrering af modellen, dvs. bestemmelse af værdier

for modelparametrene, mens den anden del er anvendt til en test af modellen (validering).

Der er benyttet en national tilgang ved kalibrering af modellen, hvor den rumlige variation i

transport og retention er bestemt af de naturgivne variationer, eksempelvis tætheden af

vandløbsnetværket og de geologiske samt geokemiske forhold i undergrunden. Denne

tilgang har gjort det muligt, at anvende modellen til at overføre viden fra målte til umålte

oplande og herved estimere transporten og omsætningen af kvælstof i de umålte oplande,

ligesom det er muligt at underinddele de målte oplande til estimering af retentionen på min-

dre skala.

Modellen er udviklet til beregning af kvælstofbelastning, men kan samtidigt anvendes til

beregning af retentionen i hhv. grundvand, overfladevand og den samlede retention fra

rodzonen til kysten samt den rumlige variation heri. Denne beregning kan gennemføres på

basis af den beregnede kvælstoftransport over en længere periode, hvorved effekten af

klimatiske år til år variationer udlignes, og der opnås et estimat for en ”gennemsnitlig” re-

tention. Ved anvendelse af modellen opnås der således overensstemmelse mellem den

beregnede kvælstofbelastning og kvælstofretentionen i de forskellige medier.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Teknisk er modellen udviklet til at beregne månedlige transporter af kvælstof, men indenfor

projektperioden har det af tidsmæssige årsager været nødvendigt at basere udvikling, kali-

brering og test af modellen på årlige kvælstoftransporter.

For perioden 1990-2010 er der ved kombinering af måledata og modelberegning estimeret

en samlet gennemsnitlig belastning til kysten på 68.000-72.000 ton N/år. Dette er lidt min-

dre end det tidligere estimat af belastning (75.000 ton/år) opgjort for samme periode i for-

bindelse med det nationale overvågningsprogram, (Wiberg-Larsen m.fl., 2012)

På basis af sammenligning mellem de modelberegnede og observerede transporter, er der

estimeret en usikkerhed på retentionskortet for den samlede retention fra rodzonen til ky-

sten, samt belastningsberegningerne. Usikkerheden på retentionsprocenterne er estimeret

ud fra en antagelse om, at forskelle i observerede og beregnede kvælstoftransporter skyl-

des, at den modelberegnede retentionsprocent afviger fra den sande retentionsprocent. For

hver målestation er der følgelig foretaget en stationsspecifik korrektion af retentionsprocen-

ten for oplandet, der sikrer overensstemmelse mellem den samlede observerede og bereg-

nede kvælstoftransport for hele den periode, hvori der eksisterer data fra stationen. Størrel-

sen af den stationsspecifikke korrektion er efterfølgende anvendt til biaskorrektion for de

umålte oplande, samt estimering af usikkerheden på retentionsprocenterne.

Til gennemførelse af analysen er landet inddelt i 10 regioner. Usikkerheden på den samle-

de retention fra rodzonen til kysten er indenfor disse regioner estimeret til at ligge mellem 7

og 28 procent point, med et landsgennemsnit på 21 procent point.

Ved opgørelse af kvælstofbelastning kan måledata anvendes direkte for de perioder, hvor

der eksisterer data, mens der kan være behov for anvendelse af modellen til ”huludfyld-

ning” eller forlængelse af datatidsserien. Usikkerheden på kvælstoftransporter er derfor

opgjort for såvel målte som umålte oplande. Med anvendelse af den stationskorrigerede

retention, er usikkerheden på den beregnede kvælstoftransport fra målte oplande over en

længere periode lille og estimeret til 1 % som middel på landsplan for perioden 1990 –

2010. For de enkelte år vil usikkerheden dog variere og er estimeret til at være op til 30 %

på landsplan for enkeltår.

For de umålte oplande kan estimater af kvælstoftransporter og retentionsprocenterne alene

baseres på modelberegninger, idet der ikke eksisterer målinger for disse oplande. Den

grundlæggende antagelse for anvendelse af modellen for de umålte oplande samt estime-

ring af usikkerheden er, at de målte og umålte oplande er sammenlignelige mht. til de fysi-

ske forhold og biogeokemiske processer for kvælstofomsætning. Naturlovene for de bio-

geokemiske processer er de samme for de to oplandstyper, men der kan være forskel i de

fysiske forhold. Der er gennemført en sammenligning af de fysiske forhold, der indgår i

beskrivelsen af kvælstoftransporten og omsætningen i de målte og umålte områder. Analy-

sen er gennemført ved sammenligning af forholdene indenfor 10 afgrænsede regioner

dækkende hele landet og det blev fundet, at variationen mellem de to oplandstyper, gene-

relt ikke er større end variationen mellem de målte oplande på landsplan. Dette indikerer, at

variationen i de fysiske forhold i tilstrækkelig grad er inddraget i modeludvikling og kalibre-

ringen, så dette alene ikke skulle medføre en systematisk fejlbeskrivelse af de umålte op-

lande.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

De umålte oplande udgøres primært af mindre selvstændige kystoplande. For disse er det

ikke usikkerheden på vandløbsniveau, der er relevant, men derimod usikkerheden for den

samlede estimerede belastning fra de umålte oplande. Usikkerheden på belastningen fra

de umålte oplande er ligeledes opgjort på de 10 regioner. Som middel for perioden 1990-

2010 er usikkerheden estimeret til 6 % som landsgennemsnit. Modellen er dog ikke alle

steder i stand til at fange år til år dynamikken, specielt for år med afvigende og lave obser-

verede udvaskninger og den maksimale årlig afvigelse ligger på 22 % på landsplan, men

variere for de 10 regioner.

Med den anvendte tilgang til usikkerhedsvurderingen afspejler de estimerede usikkerheder

på både transporter og retentionskort den generelle usikkerhed på beregningerne indenfor

forskellige landsdele. Usikkerhedsestimaterne er således gældende for oplande, hvor mo-

dellen er i stand til at beskrive den observerede udvikling i oplandstabet. Der eksisterer

imidlertid enkelte områder med særlige udfordringer. For nogle vandløbsoplande viser må-

ledata ingen eller kun meget begrænset udvikling i kvælstofkoncentrationer og kvælstof-

transporter i perioden 1990-2010. En analyse af modellens resultater viser, at dette nærved

konstante niveau ikke kan genskabes af modellen, der generelt beregner et fald i kvælstof-

transporten gennem perioden. Estimatet for den generelle usikkerhed vil derfor ikke være

gældende for disse oplande. Tilsvarende er der oplande med mange søer i kæde, hvor

kvælstofomsætningen i den enkelte sø kan variere, afhængig af om søen ligger helt op-

strøms eller nedstrøm andre søer, der har betydning for andelen af let omsætteligt nitrat-N i

forhold til sværere omsætteligt organisk N. Dette er ikke medtaget i den anvendte delmodel

for søer. Det skal bemærkes, at de største sø-systemer ligger i målte oplande, hvortil der

sker en stationsspecifik korrektion af den samlede retention. En varierende omsætning for

søer i kæder, vil således ikke have betydning for estimatet af den samlede retention, men

det kan resultere i en forkert fordeling af retentionen opgjort for hhv. grundvand og overfla-

devand.

Transport og omsætning af kvælstof har været undersøgt og modelleret i adskillige studier

og der eksisterer således viden om de betydende processer, der også er basis for de del-

modeller, som den nationale kvælstofmodel er opbygget af. I udviklingen af den nationale

kvælstofmodel er der således taget udgangspunkt i de bedst tilgængelige modeller, som

opfyldte specifikke krav mht., at de kunne opstilles på og udnytte det eksisterende data-

grundlag og indenfor projektperioden kunne anvendes til nationale beregninger uden om-

fattende videreudvikling. Ved anvendelse af modellen er der identificeret nogle forhold, som

det af tidsmæssige årsager ikke har været muligt at løse indenfor nærværende projekt,

men hvor der er potentiale for en videreudvikling.

Den nationale kvælstofmodel giver en enestående mulighed for at kombinere vores viden

om kvælstoftransport og omsætning, som indbygget i de enkelte delmodeller, koble model-

len til nationale data og konfrontere beregningsresultaterne med målinger. Herved kan vi

opnå en vigtig indsigt i tilstrækkeligheden af vores viden mht. forståelsen af kvælstoftrans-

port og retention på den skala vi har måledata til rådighed. Modellen kan desuden anven-

des til scenarieberegninger til belysning af hvilken effekt forskellige ændringer på regionalt

niveau, f.eks. placering af N-virkemidler og differentieret N gødskning m.v., har på den

samlede N udledning til kystvandene regionalt eller for hele landet.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

1. Indledning

1.1 Baggrund og formål

Kvælstof, der udvaskes fra rodzonen på markerne og andre arealer, transporteres via

grundvandet frem til vores overfladevandssystem, dvs. vandløb, søer og vådområder, hvor-

fra det strømmer videre mod de åbne kyster og fjorde. Under denne transport vil der ske en

omsætning og fjernelse i rodzonen, undergrunden eller i overfladevandet, som ofte benæv-

nes kvælstofretention. Kvælstofretentionen er afhængig af de biogeokemiske forhold og vil

således variere fra sted til sted.

Med anbefalingerne fra Natur- og Landbrugskommissionen er der kommet øget fokus på

en differentieret regulering af landbrugets gødningsanvendelse, der i højere grad end den

nuværende regulering forventes at tage hensyn til recipienternes sårbarhed for kvælstof

samt den stedlige variation i retentionen.

For at forbedre det faglige grundlag for vandforvaltningen har Naturstyrelsen igangsat et

modelstrategiprojekt ”Implementering af modeller til brug for vandforvaltningen”, der har til

formål at implementere modelværktøjer til brug for vandforvaltningen, herunder vandplan-

lægningen og vandmiljøovervågningen. Under det samlede modelstrategiprojekt er delpro-

jektet ”Oplandsmodel – belastningsberegninger og virkemidler” igangsat af Miljøstyrelsen,

Naturstyrelsen og NaturErhvervstyrelsen, hvori der er udviklet en national kvælstofmodel.

De specifikke formål for denne modeludvikling har været at etablere en landsdækkende

model, der på en differentieret skala kan anvendes til:

•

Belastnings- og scenarieberegninger for kvælstoftransport og -omsætning

•

Udvikling af nye retentionskort opgjort for grundvand, overfladevand og samlet reten-

tion fra rodzonen til kysten.

Kvælstofmodellen er udviklet i et samarbejde mellem GEUS og Aarhus Universitet (DCE,

DCA), og etableret ved kobling af eksisterende og nyudviklede delmodeller, der beskriver

transport og omsætning af kvælstof i hhv. rodzonen, grundvandet og overfladevandet. Der

er taget udgangspunkt i de bedst tilgængelige modeller, der ved projektets start forelå i en

version, som indenfor projektperioden kunne anvendes til nationale beregninger uden om-

fattende videreudvikling. Der er i valget af delmodeller således taget hensyn til:

•

At delmodellerne har kunnet opstilles på basis af og udnytte det eksistere datagrund-

lag

•

At delmodellerne indenfor projektperioden har kunnet opstilles og kalibreres nationalt

At afviklingstiden for den samlede model har været tilstrækkelig kort, så der kunne

gennemføres adskillige modelkørsler til vurdering af usikkerhederne.

Koblingen af de enkelte delmodeller er foretaget, så disse med begrænset indsats kan ud-

skiftes ved fremtidig opdatering af de eksisterende modeller eller udvikling af nye.

Modeludviklingen samt den efterfølgende kalibrering og test af modellen er baseret på må-

linger af vandføringer og kvælstofkoncentrationer ved vandløbsmålestationer, der tilsam-

men giver den samlede kvælstoftransport i vandløbene. I projektet er der anvendt data fra

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

det nationale overvågningsprogram for vandmiljø og natur (NOVANA), suppleret med data

indsamlet af de tidligere amter for at opnå en bedre rumlig dækning.

Modellen er teknisk udviklet til at kunne beregne månedlige kvælstofbelastninger for perio-

den 1990 – 2010, men er alene opstillet og testet for beregning af årlige værdier. Foruden

beregning af belastninger kan modellen anvendes til beregning af retentionen for hhv.

grundvand, overfladevand og den samlede retention fra rodzonen til kysten.

1.2

Rapportens indhold

Nærværende rapport dokumenterer den metodiske tilgang til udvikling af kvælstofmodellen,

herunder de anvendte delmodeller samt datagrundlaget for modeludvikling, -opstilling og -

beregning. Endvidere dokumenteres og kvantificeres modellens evne til at reproducere

årlige observerede kvælstoftransporter ved målestationer i vandløbssystemet. Endelig be-

skrives og præsenteres tilgang samt resultater af vurdering af modellens usikkerhed i for-

hold til belastningsberegninger og ved anvendelse af modellen til beregning af retentions-

kort.

Modellen er efterfølgende anvendt til beregning af retentionskort for grundvand, overflade-

vand og samlet retention fra rodzonen til kyst. Resultaterne heraf er dokumenteret selv-

stændigt i (Højberg et al., 2015b).

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

2. Udvikling af national kvælstofmodel

I projektet er der udviklet en national kvælstofmodel, der beskriver kvælstof (N) udvasknin-

gen fra rodzonen samt transport og omsætning frem til de marine områder. Modellen er

opbygget på basis af tre eksisterende modelsystemer:

1. NLES, der er en statistisk/empirisk baseret model til beregning af årlig N-udvaskningen

for rodzonen for dyrkede arealer

2. DK-model, der er den nationale vandressource model, som beskriver vandstrømnin-

gerne i grundvandszonen

3. Overfladevandsmodeller, der er statistiske modeller til beregning af kvælstofretentio-

nen i hhv. vandløb, søer og etablerede vådområder.

De tre modelsystemer er koblet ved en en-vejs kobling, dvs. resultater fra én model giver

input til den næste model. Med NLES beregnes således den samlede udvasking fra rodzo-

nen, hvortil der adderes typetal for udvaskning fra ikke dyrkede arealer. I grundvandszonen

er der generelt ilt tilstede i de øvre dele (oxiderende forhold), mens ilten forsvinder i de dy-

bereliggende dele (reducerende forhold). Kvælstof omsættes under reducerende forhold og

i modellen er det antaget, at denne omsætning sker momentant og resulterer i en fuld-

stændig omsætning (fjernelse). Grænsen mellem de oxiderende og reducerende forhold

benævnes redoxgrænsen. Transporten af kvælstof i grundvandszonen beregnes med DK-

modellen vha. partikelbanesimulering. Denne metode giver mulighed for at beskrive van-

dets, og dermed kvælstoffets, transportvej gennem undergrunden fra rodzonen til overfla-

devandet og registrere, om kvælstoffet når under redoxgrænsen under transport og derved

fjernes. I overfladevandet sker der både en ekstra tilførsel af kvælstof fra punktkilder, atmo-

sfærisk deposition og tilførsel af organiske kvælstofforbindelser, samt en retention af kvæl-

stof ved sedimentering eller omsætning ved denitrifikation. Retentionen i overfladevandet

beregnes med statistiske modeller for hhv. vandløb, søer og etablerede vådområder.

De tre modelsystemer beskriver de dominerende transportveje og omsætningen af kvæl-

stof. Modellen er imidlertid udviklet på landsplan, hvilket giver nogle skalarelaterede udfor-

dringer, mht. repræsentation af lokale forhold, der kan have betydning for omsætningen. Et

eksempel herpå er overgangszonen mellem grundvand og overfladevand, der er indbygget

ved en empirisk beskrivelse i modellen benævnt ”terrænnære processer”.

Koblingen af de enkelte delmodeller sker på deloplandsniveau, der således udgør bereg-

ningsenhederne i den samlede kvælstofmodel. Skal viden om den naturlige variation i

kvælstofretentionen indgå som del af en fremtidig kvælstofregulering, vil det ud fra en om-

kostningseffektiv betragtning være ønskeligt, at kunne differentiere denne variation på så

lille skala som muligt. Tidligere studier, som eksempelvis NiCA (Hansen et al., 2014), har

imidlertid vist, at retentionen kan variere betragteligt selv over små afstande, og en estime-

ring heraf vil kræve et datagrundlag, der væsentligt overgår det datagrundlag, der foreligger

nationalt. Selv med et væsentligt udbygget datasæt vil estimatet på retentionen på lille ska-

la være forbundet med stor usikkerhed. I den udviklede kvælstofmodel er det derfor valgt at

anvende et deloplandsnievau på ca. 1500 ha (ID15 oplande) som beregningsenheder (po-

lygoner). Dette er også den mindste skala, hvorfra vi har nøjagtige observationer af kvæl-

stoftransporten i vandløb fra dyrkede oplande. Ved at vælge denne skala er det således

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

muligt at konfrontere modelberegningerne med de faktiske målinger, og på basis heraf

estimere modellens usikkerhed.

Den overordnede tilgang har været at udvikle den samlede kvælstofmodel på basis af de

målte vandløbsoplande. For disse oplande er det sikret overensstemmelse mellem den

samlede observerede og beregnede kvælstoftransport for den periode, hvori der eksisterer

målinger. Den rumlige variation i kvælstoftransport og -retention indenfor et målt opland er

afhængig af de faktiske fysiske og biogeokemiske forhold og til estimering af denne variati-

on anvendes de enkelte delmodeller, kombineret med data for den rumlige fordeling af de

naturgivne forhold. Da modellen er udviklet ensartet for hele landet, kan den viden, der er

opnået på basis af de målte oplande, efterfølgende overføres til de umålte oplande.

Sammenhængene mellem delmodellerne er vist i Figur 1, mens de er beskrevet i neden-

stående afsnit tillige med koblingen til en samlet model.

Figur 1.

Illustration af sammenhæng mellem de tre modelsystemer, der indgår i den samlede

nationale kvælstofmodel.

2.1 Udvaskning

N-udvaskningen beregnes med modellen NLES, der er en statistisk model for N-

udvaskningen fra rodzonen. Modellen er baseret på målt nitratudvaskning fra marker, hvor

målinger overvejende er baseret på jordvandets nitratkoncentrationer målt i sugeceller, der

er placeret i nedre grænse af rodzonen (typisk omkring 1 m dybde). De målte nitratkoncen-

trationer ganges med perkolationen for at opgøre den samlede nitratudvaskning. Den be-

regnede N-udvaskning repræsenterer således nitratudvaskningen fra den umættede rod-

zone. Modellen beregner en årlig N-udvaskning ud fra en række inputvariable, der omfatter

tilførsel af handelsgødning og husdyrgødning, N-fiksering, perkolation, jordtype og jordens

indhold af organisk stof og ler. Desuden indgår en beskrivelse af sædskiftet i forhold til for-

frugt og afgrødedække om sommeren, efteråret og vinteren.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Jordvandets kvælstofindhold består overvejende af nitrat-N. Organisk bundet N (beregnet

som forskellen mellem total N og uorganisk N) kan dog i visse tilfælde udgør en betydelig

andel. For jordvandsstationerne i Landovervågningsoplandene (LOOP) er det fundet, at

organisk N i udgør 2-7 % af total N med den højeste andel på de to sandjordsopland, der

har høj husdyrintensitet. Indholdet af ammonium N er lavt ved alle jordvandsstationerne i

Landovervågningen, overvejende mellem 0,01 og 0,1 mg N/l (Blicher-Mathiesen et al.,

2013). Stor andel af organisk N og ammonium er målt på lavbundsjord (Pedersen, 1985). I

drænvandsundersøgelsen er det fundet, at nitrat-N udgør 88 % af total N på højbund og 63

% på lavbund, der ikke er i ådalen (Piil og Knudsen, 2014 ). Antallet af udvaskningsmålin-

ger på lavbund er meget få (Blicher-Mathiesen, 2011), Derfor kan det ikke forventes, at

NLES modellen kan prædiktere de særlig udvaskningsforhold, der forekommer på lavbund.

2.1.1 NLES model

NLES-modellen er kaliberet til at beregne kvælstofudvaskning ud fra de data modellen er

udviklet på grundlag af, og er derfor velegnet til at estimere udvaskningen for den land-

brugspraksis, der er gengivet i disse data. Hvis der sker ændringer i landbrugspraksis, der

ikke er beskrevet i data anvendt til modeludvikling, vil modellen ikke være i stand til at gen-

give disse elementer. Udvaskningsfunktionen er derfor blevet re-estimeret på basis af op-

daterede data, typisk i forbindelse med evalueringer af vandmiljøplaner. I projektet anven-

des to versioner, NLES3 (Kristensen et al., 2003), der anvendes for perioden 1990 - 2000

og NLES4 (Kristensen et al.,2008), der anvendes for perioden 2001 – 2011.

NLES4-modellen er baseret på 1467 observationer af udvaskningen for forskellige afgrø-

der, jordtyper, klimaforhold og N-gødskningsniveauer. NLES3-modellen er en tidligere ver-

sion af NLES modellen, hvor der indgår 1299 observationer, og hvor modelstrukturen er lidt

forskellig fra NLES4.

Modellen anvender inputdata for N-gødskning, sædskifte og jordtypefordeling samt en mo-

delberegnet vandbalance (månedlig afstrømning fra rodzonen også kaldet perkolation).

Vandbalance beregningerne er baseret på klimadata (nedbør, temperatur og globalstråling)

målt i perioden 1989-2012. Afstrømningen er modelberegnet med Daisy-modellen, som

beskrevet i Børgesen et al. (2013). Afstrømningen i Daisy er kalibreret mod total afstrøm-

ninger målt i vandløb ved justering af fordampningsparametre fra bar jord og afgrøder. Her-

ved er der beregnet en sammenhæng mellem den modelberegnede afstrømning af vand

fra rodzonen og en aktuel målt afstrømning korrigeret for vandindvinding i otte oplande.

Resultaterne af kalibreringen af fordampning/afstrømning for de otte oplande er vist i Bilag

BN4-1 i Børgesen et al. (2013). De anvendte jordbundsdata, der indgår i vandbalance-

modelberegningerne og NLES beregningerne, er også beskrevet i samme publikation.

Modelberegninger af kvælstofudvaskningen fra rodzonen er gennemført for hele perioden

1990-2011. I Figur 2 er vist et diagram over den række af trin (A-E), der er anvendt i mo-

delberegningen af udvaskningen fra rodzonen. Det endelige produkt (resultatet af trin E) er

den modelberegnede udvaskning med NLES, der anvendes som input til oplandsmodellen,

angivet som ”NLES” i Figur 1.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 2.

Principskitse for udvaskningsberegninger anvendt som input i oplandsmodelkomplek-

set.

NLES beregningerne dækker over anvendelse af data,

Databaser,

fra registre og kortma-

teriale,

Modelberegninger

(tre modeltyper: Sædskifte/gødningsmodeller, NLES3/NLES4

modelberegninger samt Daisy vandbalance og kvælstofudvaskning for typesædskifter) og

behandling af

udvaskningsresultater.

Behandlingen af udvaskningsresultaterne er foreta-

get således, at resultaterne aggregeres rumligt til 25 ha gridceller (500 x 500 m) og derefter

disaggregeres i tid fra de modellerede årsresultater til daglige værdier. Herved opnås en

tidsserie af udvaskningen fra bunden af rodzonen på dagsniveau, der rumligt er opløst i et

500 x 500 m grid, som er identisk med gridcellerne anvendt i DK-modellen (ca 196.000

gridpunkter i alt, der dækker Danmark undtagen mindre øer, Figur 18).

trin A

opstilles sædskifter og gødningsplaner som grundlag for udvaskningsberegninger-

ne. Data tilgængeligheden for arealanvendelsen har for perioden 1990 til 2000 været base-

ret på sognedata indhentet fra Danmarks statistik. Bearbejdning af sognedata til anvendel-

se som inputdata på bedriftsniveau følger metoden beskrevet i Bilag 2.1.1. Fra år 2000 og

frem til 2008 har data været på markblokniveau, der er indhentet fra nationale landbrugsre-

gistre, Figur 3. For de seneste år (2008-2011) har data været på markniveau og markblok-

niveau.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 3.

Eksempel på kortdata anvendt i modelberegningerne fra markblokke (grå, afgrænset

med mørkegrå linjer), byer (gule), natur (lysegrøn), skove (mørkegrøn), veje/bebyggelse (mør-

kerød), ferskvand (lyseblå) og havet (mørkeblå).

De bearbejdede sognedata indgår i opstillingen af sædskifter og gødningsplaner på be-

driftsniveau. For årene 1990 til 2000 følges metoden beskrevet i Børgesen og Grant

(2003). Modelberegningerne for 2001 til 2011 er baseret på data fra de landsdækkende

landbrugsregistre, herunder fra det Generelle LandbrugsRegister (GLR) og gødningsregn-

skaber fra Naturerhversstyrelsen (NAER). Sædskifter og gødningsplaner for 2001-2011 er

opstillet ud fra metoden beskrevet i Børgesen et al. (2009). Gennemsnitlig [kg N/ha] af til-

ført N med gødning og ved N fiksering for hele perioden er vist i Figur 4. De årlige totale N

tilførsler med gødning til det dyrkede areal er baseret på opgørelser fra Danmarks statistik,

fra gødningsindberetningerne til Naturerhvervsstyrelsen, bearbejdede husdyrproduktions-

data til beregning af totale husdyrgødningsmængder (Børgesen et al.,2013). Alle anvendte

N gødskningsdata er samlet i Landovervågningsrapporten (Bilag 1, Blicher-Mathiesen et

al., 2013). N-fiksering (N-fix, Figur 4) er modelberegnet ud fra årlige arealanvendelser og

udbytter efter principperne givet i Børgesen et al. (2009).

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

160

140

120

100

Kg N/ha

1990

N-hdl

Nhusd

N-fix

1995

2000

Dyrkningsår

2005

2010

Figur 4.

Gennemsnitlig tilførsel af kvælstof [Kg N/ha] opgjort for det dyrkede areal i Danmark for

perioden 1990-2011. N tilført med handelsgødning (N-hdl), Husdyrgødning (Nhusd) og ved

fiksering (N-fix). Opgørelsen baseres på dyrkningsårene /Høståret for afgrøden.

Figur 5.

Udbragt handelsgødningsforbrug i 2011 opgjort på ID15 skala. [kg N/ha]

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 6.

Udbragt husdyrgødnings N i 2011 opgjort på ID15 skala. [kg N/ha]

Fordeling af husdyrgødning og handelsgødning mellem afgrøder og marker for bedrifterne

er i modelberegningerne baseret på gennemsnitsbetragtninger for data fra Landovervåg-

ningsoplandene (LOOP). Et eksempel på den resulterende fordeling af husdyr- og han-

delsgødning for 2011 er vist i Figur 5 og Figur 6.

I perioden fra 2000 til 2011 er der indført regler for anvendelse af efterafgrøder, hvilket har

betydet, at efterafgrødearealet i 2011 var på ca. 211.000 ha. Efterafgrøder har stor betyd-

ning for kvælstofudvaskningen. Markerne, hvor efterafgrøder udlægges, er ikke registreret

på markniveau, men registreres sammen med gødningsregnskabet på bedriftsniveau. Det

er antaget, at efterafgrøder er udlagt på marker, hvor der dyrkes korn og hvor der er en

vårafgrøder i det efterfølgende år. Det samlede efterafgrødeareal på bedriftsniveau er af-

stemt med det efterafgrødeareal der er angivet i indberetningerne med bedrifternes årlige

gødningsplaner til NaturErhverstyrelsen.

trin B

er den månedlige afstrømning, som er en vigtig indgangsparameter for NLES ud-

vaskningsberegningerne, beregnet med Daisy modellen (ver 4.01) (Abrahamsen og Han-

sen, 2000). Afstrømningen er beregnet for alle kombinationer af jordtyper og afgrøder, der

er repræsenteret i hvert af DMI’s 10 km klimagrid i Danmark. Vejrdata er baseret på DMI

målinger i landet interpoleret til 10 km grid skala for perioden.

trin C

er der for hver jordtype på markniveau gennemført udvaskningsberegninger med

både NLES3 og NLES4. Der er anvendt data for typejorde i Danmark, som er typiske kom-

binationer af over og underjordstyper. Der er i hver af fem geologiske regioner i Danmark

opstillet 11-12 typejorde, som beskrevet i Børgesen et al.(2013), skalaen for jordtypekortet

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

er ca. 1:25.000 og kan derfor ikke anvendes på hverken markkortet eller markblokkortet,

hvilket gør, at effekten af jordtypen ikke kan henføres til markskalaen. For ikke-

landbrugsarealer er udvaskningen beregnet ved anvendelse af typetal for udvaskningen jf.

Tabel 1.

Standard værdier (Typetal) for udvaskningen fra ikke- landbrugsarealer.

Beskrivelse

Bebyggelse, befæstede areal veje.

Tør natur

Våd natur

Skov

Vand (søer, åer, fjorde)

Hav

Udvaskning standard værdier (Kg N/ha/år)

For bebyggede arealer bliver vand og kvælstof primært opsamlet og ledt ud til vandløb via

regnvandsbetingede udløb eller spildevand og indgår i punktkildebelastinengen af vandløb.

Våd og tør natur er sat til 2 kg N/ha baseret på danske målinger (Eriksen et al., 2014).

Baseret på danske målinger beskrevet i Gundersen et al. (2009)

trin D

aggregeres alle resultaterne for både landbrugsarealer og andre arealer til et gen-

nemsnitligt årsresultat for 500 m gridceller svarende til 25 ha. Resultaterne på markblokni-

veau og ikke landbrugsarealer er aggregeret i forhold til arealandelen indenfor det enkelte

grid.

trin E

er de årlige gennemsnitlige udvaskningsværdier for 25 ha griddene tidsligt fordelt til

daglige værdier af udvaskning ved brug af Daisy modelberegninger af udvaskningen for en

række typesædskifter og jordtyper. For hvert år anvendes aktuelle klimadata i modelbereg-

ningerne af perkolationen og udvaskningen. I DK-modellen anvendes kun én jordtype i hver

gridcelle. Disse jordtyper (en dominerende jordtype per grid) indgår også i Daisy modellen i

den tidslige disaggregering af den årlige udvaskningen til dagsværdier for udvaskningen. I

tilknytning til typesædskifterne er der anvendt forskellig udbringningspraksis for specielt

husdyrgødning for perioden før og efter 2000. Disaggregeringen er gennemført for hvert af

de ca. 196.000 grid punkter i Danmark. Til hvert punkt er koblet daglige udvaskningsdata

for en kombination af typesædskifte/anden arealanvendelse, (eksempelvis kvægsædskifte,

planteavlssædskifte, permanent græs, skov, natur), én dominerende jordtype for de 25 ha

(Typejord) og et klima datasæt (baseret på gridpunktets geografiske placering). Beregnin-

gen af den daglige udvaskning gennemføres ved, at Daisy års-udvaskningen (summen af

dagsudvaskningerne) sættes i forhold til den gennemsnitlige udvaskning for gridcellen (Trin

D). Dette forhold anvendes som kalibreringsfaktor på de daglige Daisy udvaskningsresulta-

ter, hvorved summen af de korrigerede daglige Daisy udvaskningen (Trin E) bliver den

samme som den aggregerede udvaskning beregnet med NLES for gridcellen (trin D).

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

2.1.2 Vurdering af nationale udvaskningsberegninger

I dette afsnit gennemføres en vurdering af de landsdækkende udvaskningsberegninger ud

fra data og beregninger fra Landovervågningen. I de landsdækkende beregninger findes

data for forbrug af gødning og øvrig landbrugspraksis på en grovere skala end de data, der

indhentes for den enkelte mark i Landovervågningen. I sammenligningen er anvendt den

samme version af NLES, som i den landsdækkende udvaskningsberegning, dvs. NLES3 er

anvendt i perioden frem til 2000 og NLES4 fra 2001 og frem.

Det har ikke været muligt at validere NLES på uafhængige udvaskningsmålinger, men der

er gennemført en kryds-validering af NLES3, hvori modellens parametre re-estimeres ved

at anvende en delmængde af observationsdataene (Larsen & Kristensen, 2007). Validerin-

gen viste, at parameterestimaterne i NLES3 var forholdsvis stabile. Usikkerheden på en

enkelt observation blev beregnet til 20-40 %, men faldt til 10-30 %, når mange marker eller

flere år indgår i beregningen. Der er ikke gennemført en tilsvarende validering af NLES4

modellen. Det er dog fundet, at NLES4 beregner en forholdsvis lav udvaskningsrespons på

en ændring i gødningstilførsel. Modellen beregner derfor formentlig ikke et realistisk ud-

vaskningsniveau i perioden før 1999, hvor der var et større element af overgødskning i

landbruget (Grant et al., 2009; Kristensen et al., 2008).

Skiftet i gødningsudnyttelsen og de to modellers respons herpå er illustreret ved en sam-

menligning af beregnet nitratudvaskning opgjort med henholdsvis NLES3 og NLES4 for

landovervågningsoplandene (LOOP), for årene 1991-2007, og vist i Figur 7 (Grant et al.,

2009). Før 1998 er der en større forskel i udvaskning for flere af LOOP oplandene imellem

de to modelversioner, hvor NLES4 beregner en generelt lavere udvaskning end NLES3,

men for perioden 1999 og frem beregner de to modeller et mere ensartet udvaskningsni-

veau. Den gennemsnitlige udvaskning for hver af de 5 LOOP oplande er beregnet med de

to modeller og er vist i Tabel 2

Tabel 2.

Gennemsnitlig udvaskning for perioden 1999-2006 for landovervågningsoplande

(LOOP) oplande som beregnet med NLES3 og NLES4.

Landovervågnings-

opland

Loop1

Loop4

Loop3

Loop2

Loop6

NLES3

Kg N/ha

35.4

47.4

63.0

72.8

83.9

NLES4

Kg N/ha

32.7

47.3

64.4

76.5

89.0

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 7.

Sammenligning af modelleret kvælstofudvaskning (kg N/ha/år) med NLES3 og NLES4

fra fem landovervågningsoplande, 1991-2007. Den modellerede udvaskning er foretaget ved

’normal’ klima (perkolation) for perioden.

I projektet er der foretaget en sammenligning af, hvor godt udvaskningen for de landsdæk-

kende data rammer udvaskningen beregnet for fem landovervågningsoplande. Et land-

overvågningsopland svarer i størrelse til et ID15 opland. Beregningen er ikke en egentlig

validering af de landsdækkende beregninger men alene en sammenligning af, hvad det

betyder at anvende detaljerede data for landbrugspraksis frem for at anvende distribuerede

landbrugsdata opgjort på mere grov skala.

Landovervågningen gennemføres for 6 små landbrugsdominerede oplande. Oplandene er

valgt så de repræsenterer landets variation i klima, jordtyper og landbrugspraksis. For

landovervågningsoplandene gennemføres hvert år et interview af landmænd om forbrug af

handels- og husdyrgødning på deres marker. Desuden oplyser landmændene hvilke afgrø-

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

der og efterafgrøder, der vokser på hver mark og om sammensætning af bedriftens hus-

dyrhold. Landmændene oplyser desuden hvilken jordtype, der dækker den enkelte mark.

Disse data anvendes som inputdata til beregning af N udvaskning med NLES, beregningen

er beskrevet i Blicher-Mathiesen et al. (2013).

Fremgangsmetoden for de landsdækkende beregninger er beskrevet i forrige afsnit, hvor

gødning fordeles gennemsnitlig til afgrøder ud fra gennemsnitlige N tildelingsfraktiler for

LOOP oplandene. Tildelingsfraktilerne er baseret på en beregning af tildelt effektivt N i

gødning i forhold til anbefalet gødningsnorm til hver afgrøde. Tildelingsforholdet er sorteret

efter stigende forhold mellem tildelt effektivt N og anbefalet norm og herefter summeret i 10

arealfraktiler,

Figur

Figur 8.

Placering af oplande der deltager i Landovervågningen (t.v.). Arealfraktiler for tildelt

effektivt N-gødning ift. anbefalet gødningsnorm for landovervågningsoplandene i 1990 og 1998.

Tildelt effektiv husdyrgødning (mørkegrøn) og tildelt handelsgødning (blå) (t.h.), hver arealfraktil

svarer til 10 % af arealet (Grant et al., 2000).

Sammenligningen viser, at N-udvaskningen beregnet med den landsdækkende metode for

landbrugspraksis er meget ens med den udvaskning, der beregnes med detaljerede land-

brugsdata i landovervågningen.

For begge perioder ser det ud til, at de landsdækkende beregninger som gennemsnit giver

en lidt mindre udvaskning end beregnet med detaljerede data i landovervågningen, idet

hældning for sammenligningen udgør 0,9 i begge perioder, Figur 9.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 9.

Relation mellem NLES udvaskning beregnet med detaljerede landbrugsdata fra fem

LOOP oplande og NLES udvaskning beregnet ud fra landbrugsdata på sogne/amter/regioner

(1991-1998) og registerdata (2000-2009). NLES modellerne anvender her aktuelt klima (perko-

lation) for hvert år, men er summeret som et gennem snit for de viste perioder.

Vises data for de enkelte år er der lidt større forskel i mellem oplandene. Figur 10. I ler-

jordsoplandene er udvaskningsniveauet meget ens for to af oplandene, mens udvasknin-

gen er lidt mindre i den landsdækkende metode end med LOOP data for Højvads Rende,

LOOP 1. For det ene sandjordsopland er der god overensstemmelse af udvaskningsni-

veauet, mens udvaskningen er noget mindre med den landsdækkende metode end med

LOOP data for Bolbro Bæk, LOOP 6, i den tidlige periode 1991-1998.

Størst afvigelse findes i perioden 1990-1998 for de to sandjordsopland, henholdsvis LOOP

2 i Himmerland og LOOP 6 i Sønderjylland. Hvorvidt underestimeringen er generel er svært

at afgøre med en test på kun fem landovervågningsoplande. Usikkerhedsniveauet ligger

indenfor det forventelige med de to detaljeringsniveauer for landbrugsdata.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 10.

Sammenligning af NLES beregnet udvaskning med detaljerede data for gødningsfor-

brug af afgrødedække i LOOP og landsdækkende beregning for hver Landovervågningsopland

og for hvert år i perioden 1991-2009. Beregningen er gennemført med aktuel perkolation for de

enkelte hydrologiske år.

2.2 Grundvand

Grundvandets transportveje og hastigheder simuleres med MIKE SHE’s partikelbane mo-

dul, hvor ”partikler” flyttes advektivt med grundvandets bevægelse fra grundvandspejlet

gennem DK-modellen til randen i form af boringer, vandløbsbunde eller hav/fjorde. Grund-

vandets strømningsveje i modellen er bestemt ud fra parametriseringen af den geologiske

model, en parametrisering som er kalibreret mod observationer af trykniveauet i grundvan-

det (grundvandspotentialet) udtrukket fra boringsdatabasen Jupiter og vandløbsafstrøm-

ningsdata fra overfladevandsdatabasen ODA. Grundvandets strømningshastighed er af-

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

hængig af porøsiteten for de enkelte enheder i den geologiske model, dvs. den del af jord-

volumen hvori strømningen kan foregå. Porøsiteter ikke kan bestemmes på baggrund af

trykniveauer og afstrømningsdata, og porøsiteten har derfor været inkluderet som en del af

kalibreringen af det samlede model kompleks.

Partikelbanesimuleringen foretages ved at 100 partikler pr. beregningscelle tilføres initialt til

modellens øverste beregningslag med uniform fordeling af partikler indenfor den vandmæt-

tede del af den enkelte celle. Partiklerne tilføres én gang under beregningen og det anta-

ges således, at transportveje og transporthastigheder er uafhængige af det faktiske tids-

punkt for udvaskningen af kvælstof fra rodzonen. Grundvandets strømning er simuleret

dynamisk med daglige tidsskridt for en 20 års periode, som herefter gentages, således at

den samlede transporttid er ca. 50 år. Herved sikres at så godt som alle partikler initialt

tilført modellen er enten samlet op i et dræn, vandløbsbund, boring eller anden randbetin-

gelse eller er endt under redoxgrænsen.

Omsætningen af kvælstof i grundvandet antages at ske ved overgangen mellem oxiderede

og reducerede forhold. Grænsen for denne overgang i grundvandszonen er tolket i syv

forskellige dybdeintervaller fordelt i et 500 m grid dækkende hele landet. Den absolutte

placering af redoxgrænsen indenfor de enkelte dybde intervaller er fastlagt under modelka-

libreringen. Ud fra simuleringer af transportveje, transporthastigheder og placering af re-

doxgrænsen, kan der for hver celle beregnes en transporttidsfordeling fra rodzonen til dræn

og vandløb/søer for ikke reducerede partikler (partikler som ikke strømmer under redox-

grænsen). Tilsvarende kan den celle specifikke potentielle reduktion beregnes, som er den

andel af partikler, der tilføres en celle og som når under redoxgrænsen, set i forhold til det

samlede tilførte antal partikler. For hver partikel er der desuden gemt start og slut placering,

information om hvorvidt partiklen har været under redoxgrænsen eller ej, samt transporttid

fra start til slut.

Den celle specifikke reduktion og transporttidsfordeling er sensitiv i forhold til hvor mange

og hvor tit partiklerne tilføres modelsystemet samt længden af tidsskridt, hvormed strøm-

ningsbilledet ændrer sig under partikelbanesimuleringerne. Test af længere tidsskridt end

24 timer har vist sig at kunne påvirke såvel transporttidsfordelingen som reduktionen på

ID15 skala. Tidsskridtet har kun mindre betydning ved overgang fra døgn til uge tidsskridt,

men med større betydning ved skift fra uge til måneds- og årsniveau. Den initiale placering

af partikler har primært betydning for beregningen af transporttidsfordelingen, des flere

partikler der tilføres pr. tidsskridt og pr. celle des mere stabil bliver løsningen. I projektet er

det valgt at placere 100 partikler pr celle initialt, hvilket svarer til den praktisk mulige øvre

grænse for et håndterbart antal partiker i modellen. Dette giver en meget stabil løsning ift.

det rumlige, men en mindre stabil løsning ift. det tidslige moment. Ved at placere alle 100

partikler initialt fås således en tilnærmet ”sand” løsning under antagelse af at transportveje

og transporthastigheder er uafhængige af det faktiske tidspunkt for udvaskningen af kvæl-

stof fra rodzonen.

Test med modellen for placering af initialt ift. placering fordelt over flere tidsskridt i den an-

vendte 21 årige periode viser, at modellen er noget følsom overfor hvilket år der anvendes

som start for partikelbanesimuleringen. Derimod er placeringen af partikler ikke så følsom

overfor den valgte måned, mens uge/dag ikke synes at have yderligere indvirkning på

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

hverken reduktionsberegninger eller transporttidsfordeling. I modelkørslerne er det valgt at

anvende 1991 som start år, da nettonedbøren i 1991 ligger meget tæt på middelværdien

for simuleringsperioden 1991-2010. I år med væsentlige afvigelser fra middelværdien som

1996 (lav nettonedbør) eller 1994 (høj nettonedbør) afviger modellens resultater potentielt i

forhold til en model, hvor der anvendes årsdistribueret partikelinitialisering, primært ift. ti-

mingen og sekundært massen af kvælstof, der udvaskes til overfladevandssystemet.

Samlet set vurderes det, at den initiale placering af 100 partikler giver en robust gennem-

snitsvurdering af transporttidsfordelingen i det omfang, at nettonedbøren ikke afviger væ-

sentligt fra det år hvor modellens partikler initialiseres.

2.3 Overfladevand

2.3.1 Kvælstof retention i vandløb

Der er ingen brugbare modeller udledt på danske målinger omkring kvælstof retentionen i

danske vandløb. Efter en gennemgang af den internationale litteratur er det valgt at anven-

de en relativ simpel model (Seitzinger et al., 2002):

��

��1 �½ �½

��

�� 2

Ligning 1

hvor R er den månedlige relative (%) fjernelse af total kvælstof i et vandløb i forhold til det

kvælstof, der er tilledt vandløbet. D er vandløbs-dybden i meter. T er ‘Time of Travel’ med

enheden år, idet T er defineret som den gennemsnitlige vandløbslængde (RL), som en

partikel strømmer gennem fra den kommer ud i vandløbet indtil den forlader ID15-oplandet,

divideret med strømhastigheden v (m/år). Altså:

��

= RL (meter)/ strømhastighed (m/år).

Den gennemsnitlige vandløbslængde, der gennemstrømmes i et givet opland (RL), er defi-

neret som RL=

α*TSL,

hvor TSL er den totale vandløbslængde, og

(travel length ratio) er

bestemt af udtrykket

= TSL

-β

Ligning 2

hvor

er en kalibreringsparameter.

Den gennemsnitlige vandløbslængde, som en vanddråbe gennemsnitlig vil gennemstrøm-

me indenfor et ID15 opland, afhænger vandløbsnetværkets topologi. En fordobling af den

samlede vandløbslængde vil ikke nødvendigvis betyde en fordobling af den gennemsnitlige

vandløbslængde. Dette er illustreret i Figur 11, som viser et eksempel på to ID15 oplande

med forskellig samlet vandløbslængde. Den beregnede gennemstrømningslængde (RL,

’Reach length’) søger at tage højde for ovenstående forhold. Således beregnes en RL på

332 meter i opland 1 ud fra en samlet total vandløbslængde (TSL) på 4000 meter. For op-

land 2 - med en samlet vandløbslængde på 20.000 - meter beregnes en gennemstrøm-

ningslængde på 1.025 meter.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Opland 1

TSL = 4.000 m;

α=TSL-0,3; α=0,083;

RL=332 m

Opland 2

TSL = 20.000 m;

α=TSL-0,3; α=0,051;

RL=1.025 m

Figur 11.

Skitse der viser to ID15 oplande med forskellige totale længder af interne vandløb.

Vandløbstyper

Vandløbene er i modellen opdelt i to principielt forskellige typer: Dels ’interne vandløb’, som

er den del af vandløbsnetværket i et givet delopland (ID15), der alene afvander til et ho-

vedvandløb i det selvsamme ID15. Hovedvandløbsnetværket er derfor den anden type af

vandløb. Hovedvandløbet forbinder de enkelte ID15 på vandets (og kvælstoffets) vej mod

kystvandene. Vandløbstyperne er illustreret i Figur 12.

Vandløbene, der udgør ’interne vandløb’, er fordelt på 3 størrelsesklasser (efter tilgængelig

information om bredde, se data afsnit 3.5).

For vandløbstypen 0-2,5 m, er der lavet en opdeling, baseret på tæthed (> 1,7 km vandløb

pr. km

, der er landsgennemsnittet) og overfladegeologi (> 50 % sand i ID15 opland). Op-

delingen er foretaget, fordi der, dels via arbejdet med modellen og dels fra andre forsk-

ningsresultater, er indikationer på, at nedbrydningen i små grøftede kanaler underestimeres

ved anvendelse af de samme parameterværdier, som er gældende for vandløbene gene-

relt. Denne type vandløb er som oftest kanalagtige, vandfyldte og med længere vandop-

holdstid, hvilket kan betinge en forøget N-retention.

De parameterværdier, der er anvendt i ligning 1 for kategorier af interne vandløb samt de

anvendte værdier for hovedvandløb er anført i Tabel 3.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 12.

Skitse, der repræsenterer hovedvandløb, der binder vandafstrømningen mellem 2

deloplande (ID15) sammen (mørkeblå) og småvandløb (interne vandløb (IV) der alene udleder

vand inden for et delopland (lyseblåt).

Tabel 3.

Parameterværdier for ’interne vandløb’ (IV og IVx) og hovedvandløb. IVx er små vand-

løb i sandede oplande med vandløbstæthed >1,7 km/km opland

Vandløbs-

type

IV 0-2,5 m

IV x 0-2,5 m

IV 2,5-12 m

IV 12+ m

Hovedvandløb

Hastighed

Bredde (m)

Dybde (m)

(m s

-1

)

Vinter Sommer Vinter Sommer

1,23

0,21

0,17

0,22

0,18

1,23

0,21

0,17

0,01

5,5

0,54

0,44

0,37

0,3

16,6

1,2

1,1

0,48

0,35

16,6

1,2

1,1

0,48

0,35

-0,3

-0,27

-0,1

74,61

-0,33

-0,42

0,3 74,61

For yderligere dokumentation se Bilag 2.3.1.

2.3.2 Retention i ’små søer’

For en række mindre søer, der vurderes at have vand- og kvælstofafstrømning til ned-

strøms vandområder, er der beregnet en månedlig kvælstofretention. Der foreligger ingen

målinger af hverken kvælstoftilførsel eller kvælstofretention i disse søer, og derfor er reten-

tionen estimeret ud fra en række antagelser, der er mere detaljeret beskrevet i Bilag 2.3.2.

Princippet er at tildele en gennemsnitlig arealspecifik kvælstofretention til søerne fordelt på

6 kategorier, Tabel 4. Denne årlige rate er justeret hvert år med en indekseret N retention,

udledt fra massebalancer for de målte søer i det nationale overvågningsprogram NOVANA

(1990-2010). Den månedlige retention er herefter beregnet ud fra den relative fordeling af

ferskvandsafstrømningen hvert år, Bilag 2.3.2.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Tabel 4.

Antaget gennemsnitlig kvælstofretention pr. ha søareal i små søer med afløb fordelt på

6 typer af kategorier (sandede og lerede oplande med forskellig dyrkningsgrad)

Søkategori

Dyrket areal > 60 %

Dyrket areal 30-60 %

Dyrket areal< 30 %

N-retention i små søer (kg N/ha søareal år)

Søer i områder med lerjord

400

170

Søer i områder med sandjord

300

125

Dyrket areal > 60 %

Dyrket areal 30-60 %

Dyrket areal< 30 %

2.3.3 Retention i ’store søer’

Omkring 1000 specifikke søer er blevet målsat i Vandplanerne. Disse søer er – i relation til

kvælstofmodellen – defineret som ’store søer’, om end også en del ganske små søer er

inkluderet. I samarbejde med medarbejdere fra Naturstyrelsen m.fl. blev det vurderet, at

612 af disse søer havde et egentligt afløb. Alene disse søer indgår i en specifik modellering

af N-retention i kvælstofmodellen.

Kun for en meget lille del af disse søer foreligger der brugbare vand- og kvælstofbalancer

baseret på målinger i tilløb og afløb. For hurtigt gennemstrømmede søer med en vandop-

holdstid på mindre end et år er der tidligere, på baggrund af data fra det nationale overvåg-

ningsprogram, udledt en empirisk model til estimering af månedlig kvælstofretention og

kvælstofkoncentration i søerne (Windolf et al., 1996).

Denne model er valgt for de typisk lavvandede søer med en vandopholdstid (T

w_år

) mindre

end 1 år. For søer med længere vandopholdstid er udledt en anden empirisk månedsmodel

på baggrund af data fra 5 søer fra det nationale overvågningsprogram. Principielt er model-

tilgangen for de to kategorier af søer ens og den er kort beskrevet nedenstående.

Generel model for total kvælstofretention og –søkoncentration:

sø(t+1)

=(1- FN

ret

)* (N

sø(t)

+ N

tilført(t)

)/(Søvolumen + Q

tilførsel (t)

)

hvor

sø(t+1)

er koncentrationen af N i søen starten af måned (t+1)

ret

er den relative månedlige N retention i måned t

sø(t)

er mængden af N i søen ved starten af måned t

tilført (t)

er tilførslen af N til søen i måned (t)

tilførsel (t+1)

er vandtilførslen i måned (t+1)

Beregningerne gennemføres iterativt for hver måned. Ud fra modellerede koncentrationer

af N ved månedsslut beregnes startmængden af N i søen den følgende måned ved multi-

plikation af søvolumen (antages konstant) og den modellerede søkoncentration.

Ligning 3

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Ud fra tilvejebragte informationer om søarealer, sødybder og modelleret vandgennem-

strømning bestemmes den gennemsnitlige vandopholdstid i alle de store søer, og søerne

deles i de to kategorier.

Efter initialisering af hver sø’s startkoncentration af N (for 1990) modelberegnes herefter

månedlige retentioner og søkoncentrationer for hver kategori.

Søer med vandopholdstid T

w_år

< 1 år: (efter Windolf et al., 1996):

ret

= Alfa * Theta

Hvor

Alfa = 0,455 (+/- 0,074 C.L.)

Theta = 1,087 (+/- 0,014 C.L. )

(T-20)

Ligning 4

T er månedlig vandtemperatur (

C) i søen udledt efter empirisk relation fra

overvågningsprogrammets søer, der kobler lufttemperatur (T

luft

) og

vandtemperatur i sø (T):

T = 1,517 + 0,3034 *(T

luft

) + 0,1909 * (T

luft_M-1

) + 0,6347 * (T

luft

)

Sin(PI *

måned(1-12) / 13,0)

Hvor (T

luft_M-1

) er lufttemperaturen den foregående måned.

Søer med vandopholdstid T

w_år

> 1 år:

ret

= 0,01*(K* M

– T

luft

)

Ligning 5

Hvor

K= 6,117

luft

er lufttemperaturen

er månedsspecifikke værdier (Januar… December):

(1,2,3,4,5,6,6,5,4,3,2,1)

De anvendte modeller for kvælstofretentionen er således simple empiriske modeller, og der

er en række forhold, hvis betydning ikke kan simuleres med de valgte modeller. I modeller-

ne er der ikke skelnet mellem formen af det kvælstof, der tilføres søerne, og som indgår i

retentionsberegningen. Modellerne er primært udledt på 1. ordens søer, hvor størstedelen

af det tilledte kvælstof udgøres af let omsætteligt nitrat-kvælstof. For søer, hvor tilførslen i

større grad udgøres af mindre let omsætteligt organisk kvælstof, vil de anvendte delmodel-

ler sandsynligvis overestimere kvælstofretentionen. Sådanne søer er f.eks. de mange søer

i Gudenåoplandet, hvor der i oplandet er mange søer, der afleder en væsentlig del af kvæl-

stof som organisk kvælstof.

Ligeledes tager modellerne heller ikke højde for de variationer i kvælstofretentionen, der

kan være i forbindelse med ændringer i de økologiske forhold i søerne. Det er f.eks. veldo-

kumenteret at lavvandedes søer, hvor der etableres en udbredt undervandsvegetation

mm., typisk har en forøget omsætning af det tilledte kvælstof.

Endelig er den anvendte model for søer med lang opholdstid udviklet på kun 5 søer, og det

er vanskeligt at etablere sikre generelle modeller for retentionen for sådanne søer.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

2.3.4 Retention i vådområder

Det var et mål i projektet at udvikle en simpel empirisk model for kvælstoffjernelse i reetab-

lerede vådområder. Fastlæggelsen af den empiriske model er sket dels på baggrund af

data for kvælstoffjernelse i et reetableret vådområde i Storå på Fyn og dels på baggrund af

fjernelsesrater observeret i en række reetablerede vådområder i Danmark, (beskrevet i

Hoffmann et al., 2006). Der er udviklet modeller for sandede og lerede områder, hvor om-

sætningen er årstidsafhængig og varierer med afstrømningen i vådområdet, Figur 13. Ved

en given vådområdeafstrømning beregner modellerne således en større kvælstoffjernelse i

sommerhalvåret end i vinterhalvåret (temperatureffekt). Modelkomplekset omfatter også

udvikling af relation mellem oplandsafstrømning og vådområdeafstrømning, således at

vådområde afstrømning kan estimeres ud fra det pågældende oplands generelle vandaf-

strømning. Modellerne er alene udviklet på baggrund af data for vådområde Storå på Fyn

og generelle erfaringstal, dvs. sæsonopdelingen (maj-september og november-april) er

baseret på analyser fra Storå. Udvikling af en model for såvel lerede og sandede områder

er ligeledes baseret på Storå data, hvor de observerede fjernelsesraterne er korrigeret, så

der opnås gennemsnitlige fjernelsesrate på hhv. 190 kg N/ha, svarende til erfaringstal for

lerede arealer, og 120 kg N/ha, der er erfaringstal for sandede områder. Der er ikke sket en

generel validering (eller evt. forbedring) på baggrund af målte data fra øvrige reetablerede

vådområder. Dog er delmodellen testet på et enkelt etableret vådområde ved Lyngbygård

Å, Bilag 2.3.4. Delmodellen for årlig N-retention har her en forklaringsgrad (r

) på 0.6.

De udviklede empiriske modeller er nærmere beskrevet og dokumenteret i Bilag 2.3.4.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 13.

Modeller, der beskriver N-retention af N i kg/ha som funktion af vådområdeafstrøm-

ningen for lerede jorder (A) og sandede jorder (B).). Data stammer fra Storå på Fyn, men er

korrigeret i forhold til erfaringstal for gennemsnitlig N fjernelse i vådområder placeret i hhv. lere-

de og sandede områder.

2.3.5 Udledning til vandløb af organisk N

Den samlede tilførsel af kvælstof fra diffuse kilder til vandløb udgøres overvejende af opløst

uorganisk N (især i form af nitrat-N). En vis del tilføres dog også som organisk bundet op-

løst eller partikulært kvælstof (total organisk N: TON). Organisk kvælstof tilføres fra diffuse

terrestriske kilder ved erosion af jordpartikler (jorderosion og brinkerosion), tilførsel af jord-

partikler og opløste organiske humusforbindelser med drænvand og grundvand og som

nedfald af friskt og dødt plantemateriale, f.eks. i form af blade fra træer. Herudover dannes

der organisk kvælstof i ferskvand ved optag af uorganisk kvælstof under alger og planters

vækst.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Der har ikke foreligget brugbare nationale modeller til estimering af denne udledning af

TON. Derfor blev der i nærværende projekt udviklet en empirisk model herfor udledt på

baggrund af målte data fra 56 små vandløb (1990-2010; oplandsareal < 30 km

). De benyt-

tede måledata omfatter ikke direkte målinger af organisk N, men TON er estimeret ud fra

vandføringsvægtede månedlige og årlige koncentrationer af Total N, NH

-N og (NO

-N). Altså TON = Total N – (NH

-N + NO

-N). Det er vurderet, at kun de årli-

ge værdier af TON beregnet ved denne ‘differens-metode’ har en acceptabel præcision.

I modellen, der er nærmere dokumenteret i Bilag 2.3.5, indgår andel af grovsandet jord (J1)

i de øverste 20 cm af jorden, oplandets hældningsgrad (SLOPE) samt den årlige nedbørs-

mængde (Nedb). Den udledte statistiske model for vandføringsvægtet koncentration af

organisk N (TON) har en forklaringsgrad på r

= 0,20:

TON (mg/l) = exp(0,00023*Nedb – 0,445 – 0,0088*J1 – 0,0228*SLOPE)* exp(0,213/2).

De fundne koncentrationer varierer mellem 0,08-2,54 mg TON/l med et gennemsnit på 0,74

mg TON/l. Modellen kan i enkelte tilfælde beregne høje koncentrationer med den anførte

ligning. Ud fra fordeling af de målte værdier er det valgt i modellen at indlægge en øvre

grænse på 2 mg TON/l.

Der henvises til Bilag 2.3.5 for en uddybende dokumentation af delmodellen. Her kan også

findes vurderinger af modellens usikkerhed.

2.4 Kobling af national model

Delmodellerne beskrevet i de ovenstående afsnit kobles til en samlet oplandsmodel, hvor

koblingen sker på deloplandsniveau. Til dette formål er der etableret et polygontema, der

afgrænser topografiske oplande til delvandsløbsstrækninger, som nærmere beskrevet i

afsnit 3.1. Deloplandene har en middel størrelse på omkring 1500 ha (benævnes ID15 op-

lande) og udgør beregningsenhederne i modellen. Indenfor hvert ID15 opland beregnes

den samlede kvælstof tilførsel og fjernelse i hhv. grundvandszonen og overfladevandssy-

stemet, samt en transport ned igennem overfladevandssystemet til kysten. Figur 14 viser

flow diagrammet for beregningerne indenfor et ID15, der er yderligere beskrevet i neden-

stående afsnit.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 14.

Diagram der illustrerer beregning af tilførsel og reduktion af kvælstof indenfor et ID15

opland

2.4.1 Transport og omsætning i grundvand

Transporten fra rodzonen til overfladevandssystemet beregnes ved at kombinere udvask-

ningsberegningerne med partikelbanesimuleringen foretaget med DK-modellen, Figur 15.

Udvaskningen er aggregeret til DK-modellens grid, som beskrevet i afsnit 2.1, så der er

etableret en tidsserie for N-údvaskningen ud af rodzonen for alle gridceller. Denne udvask-

ning konverteres til partikler ved en ligelig fordeling af den udvaskede masse mellem de

partikler, der initialt er placeret i griddet, dvs. 100 partikler.

For hvert ID15 opland opgøres alle partikler, der når frem til vandløbstrækningen indenfor

oplandet, og som ikke er reduceret undervejs, dvs. partikler der ikke har været under re-

doxgrænsen. Hver partikel bærer informationer om startplaceringen og det er derved mu-

ligt, at bestemme hvilket gridcelle partiklen stammer fra. Da partiklerne endvidere har in-

formationer om deres transporttid, dvs. hvor længe partiklen har været undervejs fra ud-

vaskningen fra rodzonen, kan hver partikel kobles til den korrekte placering og tid og der-

ved tilknyttes den korrekte N-masse, der udvaskes af rodzonen, som er 1/100 del af den

samlede N-udvaskning for det pågældende tidspunkt i det pågældende grid.

Ved den anvendte metode til beregning af partikelbanerne er det antaget, at partiklernes

transportveje og –tider er uafhængig af det faktiske tidspunkt for udvaskningen, (se afsnit

2.2). Betydningen heraf er, at en partikel, der infiltrerer fra et givent grid, altid vil ende op

det samme sted, f.eks. til et vandløb indenfor det samme ID15 opland, og den vil altid være

den samme tid om at nå dertil. Herved kan fluksen fra grundvandet estimeres til et vilkårligt

tidspunkt, ved for samtlige partikler, der ender op i vandløbet, at regne baglæns mht. hvor

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

den startede og til hvilket tidspunkt og derved hvilken kvælstofmasse der er tilknyttet partik-

len. Dette gennemføres for alle tidsskridt i perioden, og der etableres således en samlet

tidsserie for fluksen af kvælstof, der ledes til ID15 oplandet via grundvandet.

Med den anvendte metode tages der hensyn til, at partiklerne kan strømme på tværs af

ID15 oplandsgrænserne, dvs. kvælstof der udvaskes inden indenfor ét ID15 opland kan

strømme til et vandløb i et andet ID15 opland.

Figur 15.

Diagram for kombination af beregnet udvaskning fra rodzonen og partikelbanesimule-

ring til etablering af tidsserie for N-fluksen stammende fra rodzonen, der når frem til et ID15

opland.

På grund af transporttiden mellem rodzonen til overfladevandssystemet, vil der være en

forsinkelse fra kvælstoffet udvaskes til det når frem til overfladevandet. Denne forsinkelse

vil generelt være fra uger til få år, men kan enkelte steder være væsentlig længere. Kvæl-

stof der kommer frem til overfladevandet i starten af 1990’erne kan således være udvasket

i løbet af 80’erne. Da udvaskningen af kvælstof fra rodzonen først er beregnet fra 1990, er

der således behov for et estimat af udvaskningen, der ligger før den beregnede periode.

Udvaskningen på landsplan er af Børgesen og Heidmann (2002) fundet at være større i

den sidste del af 1980’erne i forhold til begyndelsen af 1990’erne, og det er derfor valgt at

anvende en skaleringsfaktor for estimat af udvaskningen før 1990. Dette er gennemført

ved, at partikler, der er infiltreret før 1990, får tildelt en masse svarende til middel af den

beregnede udvaskning for perioden 1990-1994 plus 10 %.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

I modellen er de dominerende kvælstoftransporter og omsætningsveje beskrevet ved hhv.

beregningerne for grundvand og overfladevand. På lokal skala vil der imidlertid eksistere

forhold, der kan være betydende for kvælstof retentionen, men som ikke er direkte beskre-

vet i modellen. Dette skyldes enten: 1) manglende vidensniveau mht. beskrivelse af hvor-

dan de lokale forhold påvirker omsætningen, 2) manglende data, eller 3) manglende mulig-

hed for at opløse de lokale forhold i modellen pga. den anvendte skala. I modellen er der

derfor indbygget en empirisk beskrivelse, der samlet beskriver denne omsætning af kvæl-

stof ved ”terrænnære” processer. Metodisk sker denne omsætningen i interfacet mellem

grundvandet og overfladevandet, hvor der anvendes en procentuel omsætning af kvælstof,

der strømmer til ID15 oplande via grundvandet. Der tilknyttes en unik retentionsprocent for

denne omsætning til alle de ID15 oplande, hvor de fysiske forhold indenfor oplandet betin-

ger at retentionsprocessen forventes at foregå, (se kapitel 4).

2.4.2 Transport og retention i overfladevand

Det kvælstof, der udvaskes fra rodzonen og som ikke omsættes i grundvandet eller ved de

terrænnære processer ledes til overfladevandssystemet. Herefter sker der en yderligere

tilførsel af kvælstof fra:

1. Punktkilder, der omfatter udledning fra rensningsanlæg, industrier, ferskvandsdam-

brug samt regnvandsbetingede udløb

2. Spredt bebyggelse, som er udledningen fra hushold, der ikke er tilsluttet fælleskloake-

ring

3. Atmosfærisk deposition på åbne vandflader

4. Udledning af organisk bundet kvælstof

Som beskrevet i afsnit 2.3.1 opdeles retention i overfladevandssystemet i to komponenter,

1) intern omsætning og 2) omsætning i hovedvandløb, Figur 14. Forskellen på de to typer

omsætning er, at den interne omsætning kun sker for den del af kvælstoffet, der udledes til

det enkelte ID15 opland, via grundvandet eller de kilder, som udleder til overfladevandssy-

stemet, mens omsætningen i hovedvandløbet både reagerer på det, der ledes til det aktuel-

le ID15 opland, samt det, der strømmer til det pågældende ID15 fra andre opstrøms oplan-

de.

Med modellens skala er det ikke muligt at opløse alle overfladevandskomponenterne rum-

ligt. I forhold til beregningen af vandstrømningen er større vandløb repræsenteret direkte i

DK-modellen, mens afstrømningen i små vandløb og grøfter er repræsenteret ved en

drænstrømning, der afvander til det nærmeste større vandløb. Ved den seneste opdatering

af DK-modellen (Højberg et al., 2015a), er vandløbsnetværket udbygget på en måde, der

sikrer, at modellen indeholder mindst ét vandløb i alle indlands ID15 oplande. Da det såle-

des ikke er samtlige overfladevandskomponenter, der beskrives eksplicit i modellen, er det

ikke muligt at opgøre tilførsel og fjernelse for hver enkelt overfladevandskomponent inden-

for ID15 oplandet. Det har derfor været nødvendigt, at benytte en ”lumped” tilgang. I denne

antages tilførsel og fjernelse af kvælstof i overfladevandet at være homogent fordelt inden-

for ID15 oplandet. Herved kan retentionen beregnes på baggrund af den samlede tilførte

og fjernede mængde kvælstof indenfor oplandet.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Omsætningen i de enkelte overfladevandskomponenter er beregnet med modellerne be-

skrevet i afsnit 2.3, mens den samlede interne omsætning er bestemt af densiteten af det

faktiske overfladevandssystem, dvs. det samlede areal af vandløbsbund for forskellige stør-

relsesklasser, arealet af små søer og arealet af etablerede vådområder. Densiteten opgø-

res for hvert ID15 opland, og den samlede retention i overfladevandssystemet afspejler

således den naturlige variation heri, hvor omsætningen eksempelvis vil være større i ID15

med mange vandløb i forhold til ID15 oplande med få vandløb.

For hvert ID15 opland beregnes således den samlede tilførte mængde kvælstof via grund-

vandet samt en reduktion ved de terrænnære processer. Derefter trækkes den samlede

interne retention af kvælstof i overfladevandet fra. I Hovedvandløbet, defineret som vand-

løbsstrækningen der leder vandet gennem det enkelte ID15 opland, adderes bidrag fra

opstrøms oplande, hvorefter der sker en omsætning. Endelige sker der en omsætning i

søer tilknyttet hovedvandløbet. Disse søer er beliggende umiddelbart før udstrømning fra et

ID15 opland, hvorved alt vand og kvælstof, der forlader ID15 oplandet via overfladevands-

systemet, vil løbe igennem disse søer.

2.4.3 Transport gennem vandløbssystemet

Kvælstoffet transporteres (ledes/routes) igennem vandløbssystemet som illustreret i Figur

16. Heraf fremgår det, at retentionen i hovedvandløb samt de tilknyttede søer vil resultere i

en reduktion af alt det kvælstof, der ledes til opstrøms i systemet. Det betyder, at den sam-

lede retention i hovedvandløbet alt andet lige vil være størst for oplande, der ligger op-

strøms og gennemløber en lang vandløbsstrækning samt eventuelle større søer, mens der

vil ske en mindre omsætning i hovedvandløbet for nedstrøms ID15 oplande.

I modellen for sø-retentionen, afsnit 2.3, tages der hensyn til en eventuel opholdstid og

opmagasinering af kvælstof i søerne. For de øvrige overfladevandskomponenter antages

der ikke at ske en opmagasinering mellem tidsskridtene anvendt i modellen (månedsbasis).

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 16.

Eksempel på routing af kvælstof gennem vandløbssystemet

2.4.4 Beregning af retentionskort

Retentionen under kvælstoftransporten beregnes på basis af de udviklede modeller, der

beregner retentionen som funktion af de fysiske forhold. Baseret på data om fordelingen af

disse fysiske forhold i ID15 oplandene opnås der en beregning af den samlede retention af

kvælstof, som således vil variere for de enkelte ID15 oplande.

Ved anvendelse af den nationale kvælstofmodel er det imidlertid muligt for hvert ID15 op-

land, at opsummere den samlede kvælstofmængde, der bliver tilført samt fjernet ved reten-

tion. På basis heraf, kan retentionen beregnes ud fra omsætningen i grundvand, de ter-

rænnære processer og i overfladevand, og dermed den samlede retention fra rodzonen til

kysten. På basis af disse beregninger kan der etableres et landsdækkende retentionskort

på ID15 skala, som et direkte output fra den udviklede belastningsmodel. I modellen er det

muligt at angive, hvilken periode retentionskortene skal beregnes for.

Retentionskortet for grundvandet er sammensat af to led: 1) reduktion under transporten fra

rodzonen til vandløbskanten og 2) reduktionen ved de terrænnære processer. Kortet viser

således den samlede reduktion fra udvaskningen fra rodzonen, før det strømmet ud i over-

fladevandet. Reduktionen i undergrunden beregnes på baggrund af partikelbanesimulerin-

gen, som beskrevet i afsnit 2.2 og angiver, hvor mange procent af det kvælstof, der udva-

skes fra et ID15 opland, som bliver reduceret (omsat). Der tages ikke hensyn til, hvor i un-

dergrunden reduktionen finder sted, dvs. om det sker under transport til overfladevandet

indenfor det samme ID15 opland, eller om reduktionen sker under transport til overflade-

vandssystemet indenfor et andet ID15 opland.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Retentionskortet for grundvandet viser således, hvor man med en indsats på dyrkningsfla-

den generelt kan opnå stor effekt i overfladevand (ID15 oplande med lille reduktion i grund-

vandet) og hvor effekten vil være mindre i overfladevand (ID15 oplande med stor reduktion

i grundvandet). Kortet angiver ikke direkte, på hvilket overfladevandssystem indsatsten vil

have en effekt, idet kvælstof vil kunne strømme til overfladevandssystemet i et nabo ID15

opland. En indsats indenfor ét opland kan således have effekt i et andet ID15 opland. Ho-

vedparten af det kvælstof, der når frem til overfladevandssystemet, vil imidlertid være infilt-

reret indenfor det samme opland. Dette skyldes, at det ikke reducerede kvælstof overve-

jende transporteres i de øvre jordlag, hvor der er oxiderende forhold, og her vil de topogra-

fiske forhold have stor betydning for grundvandstrømningen. Da ID15 oplandene er af-

grænset ved topografiske oplande, vil den overvejende del af det øvre grundvand derfor

strømme til overfladevandssystemet indenfor samme opland. En opgørelse af start og slut

placeringen for partiklerne viser, at partikler der krydser ID15 oplandsgrænserne, men ikke

når under redoxgrænsen, udgør under 5 % af det samlede antal partikler.

For overfladevandet viser retentionskortet den samlede kumulerede reduktion i overflade-

vandet, dvs. hvor stor en procentdel af det kvælstof, som kommer til overfladevandet inden-

for et ID15 opland, der bliver omsat eller tilbageholdt, inden det transporteres til kystvande-

ne. Denne beregning medtager således den samlede retention ned gennem hovedvandlø-

bet til det nedstrøms kystvand, som beskrevet for hovedvandløbet.

Ved beregning af den samlede retention fra rodzonen til kysten skal omsætningen i grund-

vandet kombineres med retentionen i overfladevandet. Her er det ikke muligt at kombinere

retention i de to medier direkte, da kvælstof kan krydse oplandsgrænserne, som beskrevet

ovenfor. Dette håndteres ved at tilknytte en reduktionsprocent til alle partikler. Partikler der

reduceres under transport til overfladevandssystemet tildeles værdien 100 (100 % redukti-

on). For de øvrige partikler identificeres indenfor hvilket ID15 opland, den enkelte partikel

strømmer til overfladevandssystemet, og partiklen tilknyttes den kumulerede overflade-

vandsretention beregnet for dette opland, Figur 17. For hvert grid i DK-modellen kan der

følgelig beregnes en samlet reduktionsprocent ved anvendelse af en gennemsnitlig reduk-

tionsprocent tilknyttet de enkelte partikler.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 17.

Illustration af samlet overfladevandsretention samt håndtering af partikler, der kryd-

ser ID15 oplandsgrænser

Kortet over den samlede retention viser således, hvor stor retentionen er fra rodzonen til

kysten, opgjort på ID15 oplandsniveau. Som det er tilfældet for retentionskortet for grund-

vandet, kan kortet anvendes til at identificere oplande, hvor brug af N virkemidler til redukti-

on af nitratudvaskningen generelt vil have en stor eller lille effekt. Da kvælstoffet kan trans-

porteres på tværs af oplandsgrænserne, vil det ligeledes kunne transporteres på tværs af

vand- eller kystoplande. Kortet viser derfor ikke direkte, hvilken effekt en indsats indenfor

for et givent ID15 opland vil have på et specifikt kystopland. Som beskrevet ovenfor er det

dog under 5 % af de oxiderede partikler, der beregnes at krydse ID15 oplandsgrænserne

og dette tal vil forventeligt være væsentligt mindre på større skalaer som kystoplandsni-

veau.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

3. Datagrundlag

Arealmæssigt dækker modellen hele landet, med undtagelse af enkelte øer, der ikke er

dækket af den nationale vandressourcemodel, Figur 18. Den samlede kvælstofmodel er

opstillet for perioden 1990 – 2010 og kan afvikles med månedslige tidskridt.

Figur 18.

Modelområde opdelt i ID15 oplande

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

3.1 ID15 grundlaget

Grundlaget for modelberegningerne udgøres af 3135 små oplande (ID15), Figur 18, der har

en gennemsnitsstørrelse på 13,8 km

, Tabel 5.

Tabel 5.

Fordeling af ID15 areal i km

Fordeling af ID15-areal, km

Antal

3135

10% fraktil

1,32

Middel

13,81

Median

14,16

90% fraktil

26,04

Oplandene er afgrænset topografisk og tager udgangspunkt i den oplandsinddeling, der

gennem en årrække er tilvejebragt af Fagdatacenter for Ferskvand via det nationale over-

vågningsprogam og processen med at implementere Vandrammedirektivet (oplande fra

den såkaldte ’guldfil’). Afgrænsningerne af ID15 oplandene er således sket i et samarbejde

med Naturstyrelsen. I forbindelse med modelprojektet er det sikret, at alle større søers af-

løb kobles med en ID15-afgrænsning. Det samme gælder vandløbsstationer, hvorfra der er

anvendt måledata af vand- og kvælstofafstrømning. Det er ikke alle ID15 oplande, der er

’sande’ hydrologiske oplande. Det skyldes, at det ved neddelingen i ID15 oplande blev

valgt at tage udgangspunkt i eksisterende GIS-temaer, hvor inddelingen til dels var bestemt

af målestationsplaceringer i vandløb.

3.2 Klimadata

Klimadata anvendes som drivvariable i DK-modellen til beregning af grundvandsstrømning

og vandføringer, samt ved beregning af udvaskningen med NLES og disaggregering af de

årlige udvaskningsdata til daglige værdier med Daisy. For nedbøren anvendes DMI’s 10 x

10 km klimagrid, der er dynamisk korrigeret jf. anbefalinger i (Refsgaard et al., 2011), mens

data for temperatur og potentiel fordampning foreligger i et 20 x 20 km klimagrid, ligeledes

fra DMI.

3.3 Udvaskning

Der er anvendt to versioner af NLES modellen for perioden. NLES3 er anvendt for perioden

1990-2000 og NLES4 er anvendt i perioden 2001-2011. Resultaterne viser, at NLES3 har

en højere N udvaskning før 2000 end NLES4. I perioden efter 2000 følger de to modeller

stort set det samme gennemsnitlige udvaskningsniveau. Sammenligninger af målt udvask-

ning i LOOP oplandene med modelberegnede (Kristensen et al., 2008) har vist at NLES3

modellen giver en bedre beskrivelse af observationerne for perioden før 2000 end NLES4.

Derfor er der anvendt NLES3 for perioden 1990-2000.

Den summerede udvaskning for hele landet og alle årene (agrohydrologiske år 1. april i

høståret til 31 marts i det følgende år) beregnet med både NLES3 og NLES4 er vist i Figur

19. Figur 20 viser et eksempel på udvaskningen fra 2011 opgjort på ID15 niveau.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Der skal bemærkes, at disse udvaskningstal ikke kan sammenlignes med de klimanor-

maliserede N udvaskninger. der blev beregnet i Grøn Vækst evalueringen (Børgesen et

al.. 2013) eller i Baseline 2021 (Jensen et al.,2014). Beregningerne anvendt i oplands-

modellen er baseret på aktuelle klimadata, som har stor betydning for udvaskningsni-

veauet og således også på år til år variationen i udvaskningen.

Udvaskning i årene 1990 til 2011

400

350

300

250

200

150

100

Udvaskning i 1000 t N

Anvendelse NLES3

Anvendelse NLES4

NLES4

NLES3

1990

1991

1992

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

år

Figur 19.

Udvaskning opgjort for alle de agrohydrologiske år 1990 frem til 2011 modelberegnet

med NLES3 og NLES4 modellerne. (agrohydrologiske år går fra 1. april i høståret til 31 marts i

det følgende år). NLES3 resultater er anvendt for årene1990-2000. NLES4 resultaterne er an-

vendt for perioden 2001-2011

Alle årsudvaskninger er beregnet ved aktuelt klima.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 20.

Årlig udvaskning beregnet med NLES4 og typetal for ikke landbrug opgjort på ID15

skala for dyrkningsåret 2011 og beregnet med klimadata fra perioden 1.4.2011 til 31.3.2012.

3.4 Grundvand

Grundvandets strømning beregnes i DK-modellen. DK-modellen er opstillet i DHI’s MIKE

SHE / MIKE 11 modelsystem. Modelsystemet er et deterministisk fuldt distribueret og fysisk

baseret system til simulering af ferskvandskredsløbet, herunder specielt grund-

vand/overfladevand interaktionen. DK-modellen inkluderer moduler til beskrivelse af 2D

overfladisk afstrømning (OL), 1D umættede zone (UZ), 3D mættede grundvandszone (SZ)

herunder drænafstrømning, og 1D vandstrømning i vandløbene (MIKE 11). DK-modellen er

i 2013 opdateret og kalibreret mod grundvandspotentialer og vandføringer i delprojekt ”DK-

model: udbygning af vandløbsnetværk samt rekalibrering” (Højberg et al., 2015a).

Opdateringen af DK-modellen har primært bestået i at udvide modellens vandløbsnetværk,

så det sikres, at alle ID15 polygoner har mindst en vandløbsstrækning, og sekundært i at

indarbejde geologiske modeller opstillet i forbindelse med den statslige grundvandskort-

lægning. DK-modellen er afviklet i et 500 m grid og 9-15 hydrostratigrafiske lag med undta-

gelse af Bornholm, hvor modellen er afviklet i 250 m grid. Modellen simulerer ferskvandets

kredsløb i perioden 1990-2010, hvor der for hvert døgn, på grid niveau, er gemt data for

trykniveauer og grundvandsstrømninger til brug for transport beregningerne. Ved kalibre-

ring af modellen er der medtaget en række parametre til beskrivelse af de hy-

dro(geo)logiske forhold, som hydrauliske ledningsevner af de geologiske enheder, vand-

løbslækagekoefficient, dræntidskonstant og rodzonedybde. For nærmere beskrivelse af

opsætning og kalibrering af DK-modellen henvises til Højberg et al. (2015a).

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

3.4.1 Nationalt kort over dybden til redoxgrænsen

I beregningerne er der anvendt et nationalt kort over dybden til redoxgrænsen. Dette kort er

en opdateret version af det nationale redoxkort fra 2006, der beskriver dybden for den

øverste redoxgrænse i unge kvartære sedimenter. Datagrundlaget for redoxkortet fra 2006

er detaljeret beskrevet i Ernstsen et al. (2006) og Ernstsen et al. (2008). Grundlæggende

for kortet er opdelingen i oxiderede og reducerede sedimenter baseret på sedimenternes

farver og overgangen mellem disse farver er defineret som redoxgrænsen (Ernstsen et al.,

2001). Redoxkortet fra 2006 er baseret på 11.999 boringer, som er klassificeret til en ende-

lig skala på 1 x 1 km grid. For grid indeholdende mere end en boring med farveoplysning,

er der beregnet en middelværdi for det pågældende grid. Grid der ikke indeholder oplys-

ninger fra en boring er efter en ekspertvurdering tilkendt en dybdeværdi baseret på oplys-

ninger om områdets geologiske opbygning, landskabstypen, karakteristiske dybder for re-

doxgrænsen i de omkringliggende boringer, GEUS jordartskort, topografiske forhold og

prækvartæroverfladens topografiske forhold. I forbindelse med ekspertvurderingen er der

ligeledes taget hensyn til mindre forekomster af jordarter, der skønnes at have en redox-

grænse, som afviger fra den dominerende jordart. Eksempelvis blev der fortaget en vægtet

tildeling af grid med 0,1-1 meter til redoxgrænsen baseret på GEUS jordartskort.

I forbindelse med opdatering af redoxkortet til version 2014 er der foretaget følgende æn-

dringer:

1) Placeringen af grid i redoxkort 2006 er justeret til en geografisk udbredelse svarende til

de nuværende grid i DK-modellen. Grid med boringsoplysninger har bevaret værdien

og de ekspertvurderede grid har fået tildelt dybde kategori efter den, der var domine-

rende for griddet. Endvidere er de oprindeligt 1x1 km grid opdelt i 4 delgrids for at til-

passe dem til DK-modellens opløsning på 500 x 500 m.

2) De ekspertvurderede dybder til redoxgrænsen er justeret for de grid, hvor der nu fo-

religger farveoplysninger fra boringer. Hvis der findes oplysninger fra flere boringer in-

denfor samme grid beregnes dybde kategorien som en middelværdi. Der er inddraget

1086 nye boringer, Figur 21, hvorefter redoxkort 2014 er baseret på 13.085 boringer.

3) Dybden for redoxgrænsen i de nye boringer er sammenholdt med de ekspertvurdere-

de dybder i redoxkort 2006. I alt 42 % af de nye boringer har en redoxgrænse, der er i

overensstemmelse med den ekspertvurderede kategori fra 2006, men der findes store

forskelle indenfor de forskellige dybde kategorier. For de boringer, hvor der er uover-

ensstemmelse mellem ekspertvurderingen fra 2006 og de nye boringsoplysninger, ses

redoxgrænsen typisk at ligge tættere på overfladen end vurderet på redoxkort 2006.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 21.

Placering af nye redoxboringer anvendt til opdatering af redoxkortet

Placeringen af redoxgrænsen er på redoxkortet klassificeret inden for 7 kategorier: 0,1-1 m,

1-5 m, 5-10 m, 10-15 m, 15-30 m, 30-50 m, og 50-100 m, Figur 22.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 22.

Det nationale kort over dybden til redoxgrænsen.

For en yderligere beskrivelse af opdateringen af redoxkortet henvises til Ernstsen og von

Platen (2014), hvor der også er givet en kvalitativ vurdering af usikkerheden på tolkningen

af redoxgrænsen.

3.5 Overfladevand

I kvælstofmodellen er der indlagt et datagrundlag, der omfatter de overfladevande, hvori

der modelleres en kvælstoffjernelse. Det drejer sig om store og små vandløb, store og små

søer, samt restaurerede vådområder. Ligeledes indgår der et netværk af modelvandløb

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

(MIKE11), der fører vand og kvælstof fra opstrøms oplande mod nedstrøms kystvand,

Fi-

gur 23.

Figur 23.

Kortudsnit omkring Arreskov Sø på Fyn med de vandløb, søer og vådområder,

som i dette område indgår i oplandsmodellen.

3.5.1 Vandløb

For vandløb er der trukket på Fagdatacenter for Ferskvands eksisterende vandløbstema fra

oplandsdatabasen. Dette har været nødvendigt idet FOT-vandløbstema ikke indeholder et

sammenhængende og retningsbestemt forløb af vandløb. Alle vandløb i hovedvandløbs-

netværket er repræsenteret ved MIKE11 vandløb i DK-modellen (modelvandløb), hvori

vandføringerne simuleres specifikt.

FOT vandløb

Datagrundlaget for interne vandløb er FOT-vandløbstemaet fra efteråret 2013. Vandløbs-

dimensionerne (bredde) i dette tema er ufuldstændige, og der mangler en konsekvent an-

givelse af breddekategori. Der er derfor foretaget enkelte tilpasninger af de informationer,

der indgår i FOT og gennemsnitsbredden af de enkelte vandløbskategorier er fundet ud fra

en fordeling fra stationer fra det nationale overvågningsprogram, hvor vandløbsbredde og

vandløbskategori har været kendt, Tabel 6.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Tabel 6.

Breddekategori for FOT vandløb

FOT vandløbs-kategori

Lower, meter Upper, meter

2,5

’999’

’999’ med Navn

’999’ uden Navn

Modelkategori valgt

Gns. Bredde, m

1,23

5,15

16,61

5,15

1,23

For hvert ID15 er vandløbslængden og bundarealet for hver breddekategori beregnet og

fordelt på interne vandløb og hovedvandløb.

MIKE11 vandløb (modelvandløb)

Der er indlagt godt 16.000 km vandløb i DK-modellen, hvoraf godt 6.000 km vandløb er

indarbejdet i delprojektet ”DK-model: udbygning af vandløbsnetværk samt rekalibrering”

(Højberg et al., 2015a). Udbygningen af vandløbsnetværket er sket for at sikre, at tilstrøm-

ningen af vand indenfor så mange ID15 oplande som muligt kunne simuleres i DK-

modellen. Nedstrøms hvert ID15 opland er der indlagt et MIKE11 udtrækspunkt, hvor der er

gemt data for modelsimulerede afstrømninger til brug for kvælstoftransport og retentions

beregningerne. For 359 mindre kystoplande og et enkelt mindre sø opland, svarende til et

samlet areal på ca. 350 km², er der ikke indarbejdet en MIKE11 opsætning. Afstrømningen

fra disse oplande til havet håndteres i DK-modellen via dræn afstrømningen, mens af-

strømningerne anvendt til brug for kvælstoftransporten i overfladevandet er beregnet ud fra

den arealspecifikke afstrømning (Q/A relationer) fra nærmeste lignende kystopland.

De fortsat mange småvandløb, mindre grøfter og åbne dræn som eksisterer i FOT, men

ikke er indarbejdet i DK-modellen, tilstræbes simuleret via DK-modellens drænsystem.

Drænsystemet i DK-modellen er indarbejdet ensartet og simpelt, dels som følge af, at der

ikke eksisterer landsdækkende detaljerede informationer om dræningsdybde og tæthed, og

dels som følge af modellens skala på 500x500 m, der giver en naturlig begrænsning for

detaljegraden. Dræning i DK-modellen aktiveres når grundvandsstanden stiger til et niveau,

som ligger højere end 0,5 meter under terræn. Dræningseffektiviteten indgår som en del af

kalibreringen af modellen.

Nøgleinformationer om de indgående vandløb

En overordnet karakteristik og omfang af de vandløb, der indgår i kvælstofmodellen er

gengivet i Tabel 7. I alt indgår således 77.000 km FOT vandløb med et samlet bundareal

på 393 km2. Af disse beregnes vandføringen eksplicit med DK-modellen for de 16.000 km,

hvilket dækker alle hovedvandløb samt en mindre del af de interne vandløb. Samlet udgør

modelvandløbene således kun en mindre del af den samlede vandløbslængde.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Tabel 7.

Fordeling af vandløb i typer og breddekategori, samt samlet længde af FOT vandløb

Vandløbstype

Gennemsnitsbredde

Samlet længde

Bundareal

(m)

(km)

(ha)

Interne vandløb

Bredde 0 – 2.5 m

1,23

45.480

5.590

Bredde 2.5 – 12 m

5,15

16.600

8.550

Bredde over 12 m

16,61

2.660

4.420

Hovedvandløb

16,61

12.480

20.730

FOT vandløb i alt

77.000

39.300

3.5.2 Søer

Datagrundlaget for de søer som er med i oplandsmodellen og klassificeringen af dem er:

FOT-søer. Hertil er der adderet søer, der vides at være (re)etableret i perioden samt enkel-

te nor o.l., der hidtil af Naturstyrelsen har været betragtet som søer. Søerne er herefter

inddelt i søer med specifik målsætning efter vandplanerne og søer uden en sådan målsæt-

ning. Den del af de målsatte søer, der er vurderet at have et afløb er identificeret og be-

nævnes i det efterfølgende som ’Store søer’. I perioden 1990-2010 er der reetableret 20

store søer og en enkelt sø er nedlagt.

Figur 24.

Søer der indgår i kvælstofmodellen.

Øvrige søer er opdelt i søer med og uden afløb. Hver sø er tildelt oplysning om, der er afløb

eller ej, fastlagt ud fra om søens 3 m bufferzone gennemskæres af et FOT-vandløb. Hvis

søen – efter denne definition - har et afløb er den inkluderet i modellens beregninger af N-

retention i små søer. For hver af disse søer er der i GIS genereret en bufferzone på 5-10

gange søens areal. Bufferzonen er brugt til at finde oplysning om jordtype og dyrkningsgrad

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

i søen opland for herved at inddele de små søer i de 6 kategorier, der indgår i delmodellen

for N-retention i små søer.

I alt 612 store søer og 27.517 små søer indgår i beregningerne af N retention i søer, Figur

24. Det samlede areal af disse søer er godt 500 km

, heraf er det samlede søareal for de

store søer på 420 km

, Tabel 8. Halvdelen af de store søer er større end 12 ha og halvde-

len har en dybder over 1,3 m, Tabel 9.

Til klassificering af søerne, som beskrevet ovenfor, er FOT-vandløb og FOT-land downloa-

det fra kortforsyningen efterår 2013, samt suppleret med simplificeret jordtypekort i 20 cm

dybde, 1:500.000 og markblokkortet for 2005.

Tabel 8. Fordeling af søer i store og små søer.

Sø type

Store søer

Små søer

Afløb

Nej

(ingen N retention beregnes)

Antal

612

27.517

142.999

Samlet søareal, ha

42.125

8.536

18.479

Tabel 9. Størrelsesfordeling samt sødybde for de 612 store søer med afløb.

Dybde, m

Areal, ha

10 % fraktil

0,5

median

1,3

90 % fraktil

148

3.5.3 Vådområder

Informationer om (re)etablerede vådområder i perioden siden 1998 er tilvejebragt med

hjælp fra Naturstyrelsen, der har kvalitetssikret og formidlet en række GIS temaer til

DCE.

Temaerne

downloadet

fra

NaturErhvervsstyrelsens

hjemmeside

https://kortdata.fvm.dk.

Temaet omfatter bl.a. etableringsår samt udstrækning af vådområdet, men omfatter der-

imod ikke en række større søer, der er etableret i perioden, (f.eks. Årslev Engsø, Vilsted sø

m.fl.). Disse søers N-retention indgår i kvælstofmodellens søspecifikke N- retentions mo-

delleringer.

De reetablerede vådområder, der er inkluderet i modellen, er vist på Figur 25 og summeret

i Tabel 10.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 25

Beliggenhed af de reetablerede vådområder, der er med i oplandsmodellen og perio-

der for retableringen

Tabel 10.

Oversigt over antal og samlet areal af reetablerede vådområder inkluderet i modellen

samt etableringsår

Etablerings år

1998 – 2001

2002 – 2004

2005 – 2007

2008 – 2010

Total i modelperioden

Antal

137

Areal ha

275

2533

3354

3295

9457

Der er 9 vådområder med et samlet areal på 1940 ha, hvor der ikke er angivet etablerings-

år. Derudover er der planlagt etablering af 29 vådområder i perioden 2011-2013 med et

samlet areal på 2551 ha. Der er planlagt etablering af 62 vådområder i 2017.

3.6 Punktkilder

Data for udledninger af spildevand fra punktkilder tager udgangspunkt i de data, som Fag-

datacentret for punktkilder (tidligere Miljøstyrelsen, nu under Naturstyrelsen) gennem årene

har leveret (Naturstyrelsen, 2013).

For rensningsanlæg, særskilte industrielle udledere og ferskvandsdambrug er udledninger-

ne knyttet til det aktuelle punkt for udledningen. Udledningen fra spredt bebyggelse er knyt-

tet til punkter i form af enkelte ejendomme indhentet fra BBR. Regnvandsbetingede udled-

ninger er knyttet til punkter i form af de udledningspunkter, som NST brugte i vandplanerne.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Disse er ikke nødvendigvis de rigtige udledningspunkter, men kan i dele af landet repræ-

sentere grupper af udledningspunkter.

For hvert udledningspunkt foreligger der data for de årligt udledte mængder kvælstof og

vand for perioden 1990-2012. Der har dog oprindeligt været mangler ved de tilgængelige

spildevandsdata. Således mangler data for begyndelsen af 1990’erne for regnvandsbetin-

gede udledninger. For perioden omkring gennemførelsen af kommunalreformen (2005-

2007) mangler for nogle typer punktkilder enten data, eller også er de af relativt dårlig kvali-

tet eller har ikke kunnet frembringes på enkeltudleder niveau.

For at opnå en konsistent tidsserie for spildevandsudledningerne er der foretaget ”hul-

udfyldning” af de manglende data. I de tilfælde, hvor der mangler oplysninger fra begyndel-

sen af 1990’erne, er det antaget, at udledningerne har været af samme størrelse som den

tidligst kendte udledning, og tidsserien er således forlænget bagud i tid. Hvis der modsat

ikke forefindes tal på udledningen fra et givet anlæg fra et år X og fremefter, antages det at

anlægget er nedlagt. Manglende værdier midt i tidsserien er udfyldt ved interpolation.

Udledningerne fra spredt bebyggelse og regnvandsbetingede udledninger er bearbejdet for

at opnå en bedre geografisk fordeling, som kan bruges i det samlede modelkoncept. For

spredt bebyggelse er det sket ved at udnytte den geografiske fordeling fra 2010 på enkelt-

ejendomme kombineret med viden fra tidligere år om den samlede udledning. Der er for

hvert 1. ordens kystafsnit beregnet et indeks for hvert år, som er brugt til at estimere udled-

ningen fra hver enkelt ejendom gennem hele perioden. Dermed kan udledningerne aggre-

geres på et vilkårligt geografisk niveau gennem alle årene. For regnvandsbetingede udled-

ninger er der tilsvarende benyttet den geografisk kendte fordeling for 2010 på udlednings-

punkterne anvendt i NST’s vandplaner, kombineret med viden om den samlede aktuelle

årsudledning gennem hele perioden.

Ved ovenstående beregninger er der således genereret fulde tidsserier for alle udlednings-

punkter.

Visse anlæg udleder direkte til havet. Det drejer især om større renseanlæg, særskilte in-

dustrielle udledere og saltvandsbaserede fiskeopdræt. De eksisterende angivelser i den

hydrologiske reference af, hvorvidt et anlæg udleder direkte til havet, er desværre fejlbe-

hæftede. Derfor er det aftalt mellem fagdatacentrene for punktkilder og ferskvand, at defi-

nere direkte udledninger således, at koordinaterne for udledningspunktet enten ligger ude i

havet eller på land højst 100 meter fra kystlinjen.

Til modelbrug er data blevet bearbejdet, således at de kan kobles på de relevante ID15

oplande.

3.7 Atmosfærisk deposition

Grundlaget for de anvendte data om N deposition på ferskvand er model data (50*50 km

GRID fra EMEP, (http://www.emep.int/mscw/index_mscw.html). Der er (primo 2014) an-

vendt enkelt års model kørsler for alle år, hvor sådanne er tilgængelige 2004-2011. For

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

periodenperioden 1990-2003 er anvendt en modelkørsel for perioden 1985-2004, hvor et

middel af denne periode er tilgængeligt.

3.8 Indlæsning af data i model

Ved afvikling af den nationale kvælstofmodel indlæses alle data og fordeles rumligt på de

enkelte ID15 oplande. Dette sker ved kombination af GIS temaer med hhv. afgrænsningen

af ID15 oplande; udvaskningen fra rodzonen; den rumlige fordeling af hhv. vandløb, søer

og vådområder; og alle kilder der ledes til overfladevandet.

Den rumlige fordeling af søer og vådområder er vist i hhv. Figur 24 og Figur 25. Vandløbs-

netværket er baseret på FOT vandløbet, der er for detaljeret til, at en grafisk præsentation

for hele landet er meningsfuld.

Figur 26 viser den rumlige fordeling af kvælstofudledningen fra rensningsanlæg fordelt på

ID15 oplande. I bilag 3.8.1 er vist den rumlige fordeling af alle kilder fordelt på ID15.

Figur 26.

Fordeling af kvælstof fra rensningsanlæg, der udledes til vandløb. Udledningen er

opgjort som den samlede udledning for perioden 1990-2010 for hvert ID15 opland.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

4. Modelkalibrering og validering

Delmodellerne, der indgår i kvælstofmodellen, giver en beskrivelse af årsagssammenhæn-

ge, der eksempelvis beskriver, at retentionen i overfladevandet er afhængig af den aktuelle

temperatur samt opholdstiden. Hvor hurtig omsætningen er, kan imidlertid ikke måles direk-

te i naturen. Det er derfor nødvendigt at bestemme disse parametre (modelparametre) indi-

rekte ved kalibrering. I denne proces justeres udvalgte modelparametre, til der opnås den

bedst mulige overensstemmelse mellem de observerede og modelberegnede værdier.

Kalibreringen er foretaget manuelt, dvs. der er gennemført en beregning med efterfølgende

sammenligning med de observerede kvælstoftransporter. Herefter foretages en justering af

modelparametrene, og der gennemføres en ny beregning og sammenligning. Denne pro-

ces fortsættes, til der opnås en tilfredsstillende overensstemmelse mellem de observerede

og beregnede værdier, eller indtil det ikke er muligt at forbedre beregningsresultaterne

yderligere. I sammenligningen med de observerede data er der anvendt årlige værdier,

dvs. modellen er kalibreret og valideret med de årlige kvælstoftransporter i vandløbene.

Observationer af kvælstoftransporter er opdelt i to datasæt. Det ene sæt er anvendt til kali-

brering af modellen, mens det andet sæt er reserveret til en validering (test) af modellen.

Ved reservation af en del af datasættet kan der således laves en test på et uafhængigt

datasæt, dvs. stationer der ikke er medtaget under kalibreringen. Dette giver mulighed for

at opnå et mål for, hvor god modellen er til at beregne kvælstof transporten i områder, som

modellen ikke er kalibreret for, og kan således også benyttes til vurdering af usikkerheden i

umålte oplande.

4.1 Observationsdata

4.1.1 Vandløbsmålestationer

De vandløbsstationer, hvorfra der er anvendt måledata af vand-og kvælstoftransport, udgø-

res for en stor del af stationsnettet, der har indgået i det nationale overvågningsprogram

NOVANA. Dog er der i samarbejde med medarbejdere fra Naturstyrelsen tilvejebragt måle-

data for en række supplerende målestationer, drevet af de tidligere amter som led i den

regionale vandmiljøovervågning. Sidstnævnte måledata har ikke gennemgået den samme

standardiserede kvalitetssikring, som er udført i det nationale overvågningsprogram, men

data er vurderet og sikret af Naturstyrelsen og supplerer NOVANA data på en relevant må-

de. Der er for alle medtagne målestationsdata anlagt det kriterium, at der skal forefindes

mindst 5 års målinger af kvælstoftransporten for at inddrage dem i modelopsætning, -

kalibrering og/eller -validering. Der indgår således i modelprojektet måledata fra 344 statio-

ner, Figur 27.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 27.

Oversigt over målestationer, der indgår i oplandsmodellen. Den estimerede usikker-

hed på måledata samt oplandsarealer for kalibrerings- og valideringsstationer er også vist.

Oplandene til de 169 kystnære stationer, der hidtil har været anvendt i NOVANA ved opgø-

relserne af kvælstoftilførslerne til kystvande, er vist i Figur 28. Her er også illustreret, at der

for en række mindre stationsoplande ikke er komplette måletidsserier for 1990-2010. 112 af

stationerne har målinger af kvælstoftransport for hele perioden, mens yderligere 49 af stati-

onerne har måledata fra mindst 15 år. Det er særlig for de sidste år i perioden, at der har

været en reduktion i antallet af kystnære målestationer. Således er der for 2008-2010 kun

måledata fra 118 af de viste stationer.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 28

Målestationer. Oplandene til de kystnære målestationer, der hidtil har været anvendt til

opgørelse af kvælstoftilførslen til kystvande i NOVANA. Omfatter de mest kystnære stationer

med måledata.

4.1.2 Usikkerhed på målte kvælstoftransporter

Der er naturligvis en vis usikkerhed på de beregnede vandafstrømninger og kvælstoftrans-

porter ved vandløbsstationerne. Usikkerheden knytter sig i væsentlig grad til den måde

vandføringen er bestemt,

Tabel 11. Hertil kommer en ekstra usikkerhed fra hvor ofte der udtages vandprøver til ana-

lyse af koncentrationen af kvælstof. Usikkerhed herfra stiger generelt jo mindre oplandet er,

som der skal bestemmes en kvælstoftransport fra. Desuden stiger usikkerheden generelt jo

færre vandprøver, der udtages. Ved månedlig prøvetagning er usikkerheden på ca. 2 %

ved en vandløbsstation med et opland på ca. 500 km

, stigende til ca. 5 % ved en station

med et opland på ca. 10 km

. De tilsvarende usikkerheder falder i begge tilfælde til 1-2 %

ved prøvetagning hver 14’ende dag.

Til langt de fleste af målestationerne vurderes usikkerheden på årstransporterne at være

mindre end 5-10 %, Tabel 12. For 49 af de 344 stationer vurderes usikkerheden dog at

være >10 %.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Tabel 11.

Estimeret usikkerhed på årlig vandafstrømning ved forskellige målestationstyper med

forskellige måder at beregne daglig vandføring; QH: Vandføring (Q) og vandstands (H) observa-

tioner og anvendelse af relation mellem Q og H hvor H er kontinuert målt; qq: relation mellem

vandføring målt ved målestation og anden målestation med beregnet daglig vandføring fra QH

sammenhæng; Arealproportionering: Ekstrapolation af vandføring fra opstrøms QH målestation;

pumpestation: Beregning af vandføring fra pumpens effekt og måling af løftehøjde; Hastigheds-

sensor: Måling af strømhastighed med doppler udstyr og beregning af Q fra kanalens tværdi-

mension.

Stationstype, Vandføring

1: QH

2: qq

3: Arealproportionering/sum

4: Pumpestation

5: Hastighedssensor

6: ukendt/kombination af 1-5

Estimeret usikkerhed på årlig

vandafstrømning (%)

2-5

5-10

2-5

>10

5-10

>10

Tabel 12.

Fordeling af usikkerhed på målestationer

Usikkerhed på årstransport af Total-N

Mindre end 5-10%

10 til 15%

Større end 15%

Samlet antal stationer

Antal målestationer

265

344

4.1.3 Fordeling af målestationer på kalibrerings- og valideringsoplande

Med udgangspunkt i de 344 stationer med minimum 5 års måledata er der foretaget en

fordeling til validerings- og kalibreringsoplande.

Målet har været, at ca. 1/3 oplande er benyttet til validering og 2/3 til kalibrering. Generelt

er oplande valgt sådan, at de store oplande enten er valgt til kalibrering eller validering. De

mindre oplande, indeni de store oplande, er bibeholdt, men udvalgt sådan, at kun kalibre-

ringsoplande ligger indeni større nedstrøms kalibreringsoplande. Denne hovedregel er der

dog set bort fra for de små vandløbsoplande i dyrkede områder, der indgår i det nationale

overvågningsprogram NOVANA. Altså de såkaldte ’typevandløb’ (opland domineret af

landbrugsdrift). For oplande til validering er det tilstræbt, at et valideringsopland ikke er en

delmængde af et større nedstrøms valideringsopland.

De mindre vandløbsoplande fra det nationale overvågningsprogram, der alene er påvirket

af landbrugsdrift (de såkaldte typeoplande: ’landbrug’), er ligeledes fordelt med 1/3 til vali-

dering og 2/3 til kalibrering. Endelig er det tilstræbt, at oplande med større søer ikke indgår

i den primære kalibrering/validering. Dette resulterer i, at der er udvalgt ialt 289 stationer til

kalibrering/validering. Størrelsesfordelingen af disse oplande er vist i

Tabel 13

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Tabel 13.

Størrelsesfordeling af kalibrerings- og valideringsstationer

Kalibrering

Validering

Antal

183

106

10 % fraktil

5,4

4,3

Areal km

Median

Middel

118

104

90 % fraktil

290

239

Bilag 6.1.2 indeholder stamdata for samtlige stationer indsamlet i forbindelse med udvikling

af kvælstofmodellen.

4.2 Kalibreringsstrategi

Kalibreringen er gennemført i to trin, Figur 29. Indledningsvist er det antaget, at der ikke

sker en omsætning ved terrænnære processer, og det er derfor kun parametrene for over-

fladevandet og redoxgrænsen, der indgår i kalibreringen. Resultatet fra trin 1 kalibreringen

viste en generel underestimering af reduktionen i nogle dele af landet. Der er derfor efter-

følgende gennemført en residual analyse med henblik på identificering af variable, der kan

beskrive denne variation, og som ikke allerede er inkluderet i modellen. Parametre, der er

fundet på baggrund af denne analyse, er efterfølgende kalibreret i trin 2.

Figur 29.

Flowdiagram for kalibrering af modellen

4.2.1 Kalibreringsparametre

Ved kalibrering skal der indledningsvist udvælges hvilke parametre, der skal medtages.

Dette skal være parametre der 1) har stor betydning for modellens beregninger og 2) er

usikkert bestemt. For at kunne bestemme de enkelte parameter er det et yderligere krav, at

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

de parametre, der indgår som kalibreringsparametre, ikke er indbyrdes afhængige. Fore-

kommer dette, vil ændring i én parameter kunne modsvares af en ændring i en anden pa-

rameter, og det vil derfor ikke være muligt at bestemme en unik værdi for de enkelte para-

metre.

Udvaskningen fra rodzonen beregnes med NLES modellen. Denne er udviklet på baggrund

af sammenhørende værdier for kvælstoftilførslen og udvaskningen målt i sugeceller på

forsøgsmarker. Som led i udviklingen af modellen indgår direkte en kalibrering af de indgå-

ende parametre. Kvælstoftransporten ved målestationerne er et samlet resultat af den til-

førte kvælstofmængde fra rodzonen og øvrige kilder, og den reduktion der sker undervejs.

Den samlede kvælstofkilde samt reduktionen er således afhængige. En øget udvaskning

fra rodzonen vil således kunne modsvares af en øget reduktion. På grund af denne af-

hængighed, samt det faktum at NLES er kalibreret selvstændigt, er det valgt ikke at medta-

ge udvaskningen som en kalibreringsparameter.

Partikelbanesimuleringen er baseret på en beregning af grundvandsstrømningerne med

DK-modellen. DK-modellen er opdateret og gen-kalibreret i forbindelse med nærværende

projekt på basis af observationer af grundvandspotentialer og vandløbsafstrømning, hvilket

er dokumenteret særskilt i Højberg et al. (2015a). I forbindelse med kalibrering af kvæl-

stofmodellen er der ikke foretaget en yderligere kalibrering af DK-modellen, dog indgår

porøsiteten af jordlagene i kalibrereingen, da denne ikke bestemmes på baggrund af kali-

brering til potentialer og vandføringer, men har betydning for transporthastighederne.

Udviklingen af de statistiske modeller for retention i overfladevand er baseret på observati-

onsdata. For større hurtigt gennemstrømmede søer er således valgt en eksisterende model

kalibreret og valideret på data fra det nationale overvågningsprogram. Supplerende er ud-

viklet en model for større søer med længere vandopholdstid (>1 år). For retentionen i vand-

løb findes der ikke et dansk datagrundlag i forhold til muligheden for estimering af vand-

løbsspecifikke omsætningsrater, ligesom observationsdatasættet for omsætningen i våd-

områder er yderst sparsomt. Under kalibrering af den samlede kvælstofmodel for hele lan-

det indgår primært parametrene for omsætningen i vandløb, da denne er den dårligst kend-

te ud fra observerede data. Datagrundlaget for etablerede vådområderne er ligeledes

stærkt begrænset, da der normalt kun findes målinger for et enkelt år og kun i et enkelt

tilfælde tidsserier for flere år.

For vandløbene er der primært kalibreret på parameteren

(ligning 2, afsnit 2.3.1), der

estimerer relativ vandløbslængde. Typisk antaget opholdstider for de interne vandløb i et

ID15 opland bliver herved omkring �½ time og typiske årlige retentionsprocenter omkring 5

% af tilført N. For vandløbene i grovsandede områder med stor vandløbstæthed, er der ved

kalibrering på hastigheden (via K_vl) antaget en markant længere vandopholdstid og der-

med en større procentuel fjernelse af det tilførte kvælstof (typisk omkring 15-20 % af det

tilførte kvælstof). I forhold til de større søer er der i kalibreringen medtaget en konstant, der

giver en uniform skalering af søretentionen bestemt ved ligning 4 og 5, afsnit 2.3.3.

Ved de indledende følsomhedsanalyser blev der fundet, at effekten af vådområderne, i

forhold til den samlede retention indenfor et samlet målt opland, var for lille til, at omsæt-

ningen i vådområder kan medtages i kalibreringen. Der er derfor ikke kalibreret på omsæt-

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

ningen i vådområder ved den nationale kalibrering, og værdierne fra udviklingen af delmo-

dellen i afsnit 2.3.4 er bibeholdt.

Det nationale kort over dybden til redoxgrænsen er udviklet ved at kombinere observationer

med geologisk tolkning, afsnit 2.2. I de tolkede områder er der tildelt et interval til de enkel-

te grid, i meter under terræn, indenfor hvilket redoxgrænsen forventes at ligge. I forbindelse

med modelberegningerne er der imidlertid behov for at tilknytte en eksakt værdi for place-

ringen til samtlige grids i DK-modellen. Placeringen af redoxgrænsen indenfor hvert af de

tolkede intervaller indgår derfor i modelkalibreringen, men kun i grids med tolkede værdier,

da dybden til redoxgrænsen bestemt på baggrund af observationer fastholdes.

På basis af modellen kalibreret i trin 1 er der gennemført en residual analyse ved sammen-

ligning af observerede og beregnede kvælstoftransporter ved målestationerne. Analysen er

gennemført med programmet EUREKA (Schmidt & Lipson, 2009), hvori der automatisk

opstilles forskellige funktionsudtryk, der er kombinationer af de medtagede variable. Ved

regressionsanalyse bestemmes korrelationen mellem residualerne og de enkelte funkti-

onsudtryk, og det er herved muligt at identificere variable, der bedst forklarer residualerne.

Som resultat af analysen blev følgende to variable inddraget i trin 2 af kalibreringen:

•

M11/FOT.

Ikke alle FOT vandløb og grøfter er som tidligere beskrevet indarbejdet i DK-

modellen direkte, men i stedet repæsenteret ved drænafstrømning. Variablen

M11/FOT er forholdet mellem den samlede vandløbslængde medtaget i DK-modellen

og den samlede vandløbslængde opgjort på basis af FOT vandløbstemaet. Forholdet

opgøres for de enkelte ID15 oplande og vil således være unikt for hvert opland, Figur

30. Den fysiske begrundelse for inddragelse af denne variabel er, at i områder med

små vandløb/grøfter vil strømningen i DK-modellen være beskrevet ved en lodret ned-

sivning til dræn efterfulgt af direkte transport til vandløbet. I naturen vil strømningen

derimod foregå i de øvre jordlag efterfulgt af strømning på tværs af vandløbsbrinken,

hvor der potentielt i jorden kan ske en omsætning af kvælstof (engarealer m.v.). Det

kan derfor forventes, at reduktionen beskrevet af modellen underestimeres i områder

med stor andel af grøfter, der anvendes til afvanding.

Groft sand.

I områder med stor procentdel af groft sand i overjorden, viste trin 1 kali-

brering en generel underestimering af kvælstofreduktionen. Årsagen hertil er vurderet

at skulle søges i de forskellige flowregimer i den hyporheiske zone for vandløb i hhv.

lerede og grov sandede overjord. I de sandede arealer kan der ske en større udveksling

mellem ådalsmagasinet og vandløbet end tilfældet er i de lerede områder, hvor

strømningen i vandløbene har mere karakter af kanalstrømning uden væsentlig ud-

veksling med ådalsmagasinet. Den øgede udveksling vurderes at kunne resultere i en

større retention af kvælstof. Den procentuelle andel af grov sand opgjort på ID15 ni-

veau er vist i Figur 30. De to ovenstående forhold indgår i kalibreringen ved en faktor

for vandløb (K

M11/FOT

) og grov sand (K

), der multipliceret med hhv. [1 - M11/FOT] og

andelen af grov sand, angiver den procentuelle reduktion. Er halvdelen af vandløbene i

FOT temaet eksempelvis repræsenteret i DK-modellen bliver størrelsen [1 – M11/FOT]

0,5 og reduktionsprocenten bliver 0,5 x K

M11/FOT

. Reduktionen sker ved overgangen

mellem grundvand og overfladevand, som illustreret i Figur 14.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

På baggrund af residualanalysen kan det ikke udelukkes, at der er andre variable, der har

betydning for den lokale omsætning. Eksempelvis kan lavbundsarealer lokalt have betyd-

ning for omsætningen, men dette har ikke kunnet sandsynliggøres på basis af den gen-

nemførte analyse. Den væsentligste årsag hertil vurderes at være, at lavbundsarealerne

generelt udgør en beskeden del af det samlede opland for målestationerne, hvorved betyd-

ningen af disse arealer er begrænset i forhold til den samlede transport og omsætning af

kvælstof på regional skala. Ligeledes vil omsætningen være forskellig for forskellige lav-

bundstyper, så retention i nogle lavbundsarealer vil være større end det, der generelt ob-

serveres, mens andre lavbundsområder vil have en mindre retention. Dette vil have mod-

satrettet effekt under regressionsanalysen, og derfor resultere i en manglende korrelation.

Figur 30.

Forholdet mellem vandløbslængden inkluderet i DK-modellen og længden opgjort på

basis af FOT vandløbstema (venstre) og procentuelle andel af grov sand (højre), baseret på

Børgesen et al. (2013). Begge forhold er opgjort på ID15 oplandsniveau.

Det samlede parametersæt medtaget i kalibreringen er angivet i Tabel 14. Under kalibre-

ringen er der anvendt en national tilgang. Dette betyder, at der er anvendt samme kalibre-

ringsparameter for hele landet. For omsætningen i vandløbene har de parametre, der be-

skriver omsætningen for de enkelte vandløbsklasser, således den samme værdi for hele

landet. Den rumlige variation af den samlede omsætning bestemmes således af den rumli-

ge fordeling af vandløbene, der giver den største omsætning i ID15 oplande med mange

vandløb. Ligeledes er der anvendt samme nationale værdi for redoxgrænsen indenfor de

tolkede intervaller. Dette betyder eksempelvis, at alle grids, der er tolket til at have redox-

grænsen beliggende mellem 0 og 1 m under terræn, får den samme værdi. Redoxgræn-

sens beliggenhed er tolket i 7 intervaller. Det nederste interval har dog en meget begræn-

set udbredelse, og det er derfor valgt at slå de to dybeste intervaller sammen.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Tabel 14.

Parameter medtaget i model kalibrering

Kalibrering

Trin 1

Parameter

Redoxgrænse

Beta

K_sø

Porøsitet

Trin 2

11/FOT

K_vl

Forklaring

Dybden til redoxgrænsen indenfor hvert af de tol-

kede intervaller. I alt syv parametre

Parameteren Beta i ligning 2 (afsnit 2.3.1). Af den-

ne og ligningsudtrykket beregnes Relativ stream

lenght (RL), der influerer på vandopholdstiden for

det afstrømmende vand. Vandopholdstiden influe-

rer efterfølgende den procentuelle omsætning (re-

tention) af det tilførte kvælstof

En generel kalibreringsfaktor (K_sø) påtrykt model-

udtrykket for den procentuelle retention (FNRET,

ligning 4 og 5, afsnit 2.3.3)

Fraktionen af det samlede jordvolument hvori van-

det transporteres

En faktor, der multipliceret med forholdet mellem

længden af vandløb i DK-model og samlet vand-

løbslængde i FOT, giver en procentuel reduktion af

kvælstof, der ledes til fra grundvandet

En faktor, der multipliceret med andelen af groft

sand indenfor ID15 opland, giver en procentuel

reduktion af den kvælstof der ledes til fra grund-

vandet

Opholdstid i små grøfter i grovsandede områder.

Ved specifik ændring af K_vl (afsnit 2.3.1).

4.3 Korrektion og biaskorrektioner

Anvendelsen af nationale kalibreringsparametre gør det muligt at overføre disse parametre

til de umålte oplande og gennemføre en beregning for disse oplande, der er konsistent med

beregningerne for de målte oplande. Som beskrevet i forrige afsnit resulterer den nationale

kalibrering i en model, der for landet som helhed giver den bedste beskrivelse af den ob-

serverede kvælstoftransport. Der vil imidlertid være regionale og lokale variationer i om-

sætningsforholdene, som ikke fanges af den nationale kalibrering, hvorfor der for de enkel-

te målestationer vil være en forskel mellem observationerne og beregningerne gennemført

med den nationalt kalibrerede model.

Den nationale kalibrering er derfor suppleret med en korrektion til de individuelle målestati-

oner. Det rumlige mønster for denne korrektion er efterfølgende analyseret for at identifice-

re sammenhængende regioner med sammenlignelig korrektion, der vil angive en systema-

tisk afvigelse (bias) mellem observationer og modelberegningerne. I de tilfælde, hvor der er

tale om en systematisk afvigelse mellem model og data i et område for de målte oplande,

må det ligeledes forventes, at denne systematiske afvigelse vil være gældende for de

umålte oplande. Biaskorrektionen har derfor til formål at overføre viden om systematisk

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

afvigelse i de målte oplande til de umålte oplande. Den samlede tilgang er illustreret i Figur

31, mens metoden er beskrevet i nedenstående afsnit.

Figur 31.

Flowdiagram for biaskorrektion og ”optimal” model ved kombination af korrigerede

værdier for målte og biaskorrigerede værdier for umålte opland.

4.3.1 Korrektion til målte oplande

Korrektion til målte oplande er foretaget i forhold til både de beregnede vandføringer, som

simuleret af DK-modellen, samt for kvælstoftransporten. Korrektion af vandføringer er fore-

taget ved for hvert af de målte oplande at bestemme én korrektionsfaktor, der ved multipli-

cering med den beregnede vandføring sikrer, at den samlede beregnede vandføring stem-

mer overens med den målte opgjort for hele perioden med måledata. Beregningen af kor-

rektionsfaktoren er foretaget på basis af hele den periode indenfor hvilken, der eksisterer

data ved målestationen. Den rumlige fordeling af den stationsspecifikke korrektionsfaktor er

vist på Figur 32, hvoraf det fremgår, at størstedelen af oplandene ligger indenfor +/- 25 %

afvigelse. Den vandføringsvægtede korrektionsfaktor for hele landet baseret på samtlige

stationer med måledata er 1.03, dvs. modellen beregner en vandføring, der 3 % mindre

end den observerede.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 32.

Rumlig fordeling af korrektionsfaktoren bestemt for vandføring.

Korrektion for kvælstoftransporten er foretaget ud fra en antagelse om, at forskellen mellem

den observerede og beregnede værdi skyldes, at den sande reduktion indenfor oplandet

afviger i forhold til reduktionen beregnet med den nationalt kalibrerede model. Korrektionen

på oplandsniveau er derfor gennemført ved at justere den beregnede retention for oplan-

det, så der opnås en overensstemmelse mellem den samlede observerede og beregnede

kvælstoftransport for hele den periode, hvori der eksisterer observationer på målestationen.

Korrektionsværdien for den enkelte målestation er således, som for vandføringen, én kon-

stant værdi for hele perioden.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Da der sker en reduktion i såvel grundvandet samt internt i ID15 oplandene og i hoved-

vandløbet, er den beregnede reduktion korrigeret for alle led, Figur 33. I praksis er den

gennemført ved at tilføje et ekstra ”sink” led, der giver en ekstra fjernelse af det kvælstof,

der ledes til fra grundvandet, i den interne del af overfladevandssystemet indenfor ID15

oplandet samt i hovedvandløbet. Korrektionen sker ved at anvende samme relative juste-

ring af reduktionen i de tre led. Dette opnås ved at skalere korrektionen med reduktions-

procenterne for grundvand (RedGW), intern retention (RedInt) og retention i hovedvandlø-

bet (RedHvlb), hvor disse retentioner er beregnet med den nationalt kalibrerede model.

Ved korrektionen skal der således bestemmes én korrektionskonstant

RedConst,

for hvert

af de målte oplande, der multipliceret med de oprindelige beregnede reduktionsprocenter

korrigerer retentionen, så der opnås overensstemmelse mellem den observerede og be-

regnede kvælstof fluks ved målestationen for hele perioden. De målte oplande vil generelt

bestå af adskillige ID15 oplande, og der anvendes samme

RedConst

for alle ID15 oplande

tilhørende det målte opland.

Da korrektionen håndteres ved tilføjelse af et ekstra sink led, er korrektionskonstanten ikke

en faktor der korrigerer de beregnede retentionsprocenter direkte. Metoden kan nemmest

beskrives ved et taleksempel.

Eksempel

Til illustration af metoden ses i første omgang kun på grundvandsretentionen. Som eksem-

pel er der for grundvand estimeret en retention på 45 %. Ved sammenligning med måleda-

ta er det fundet, at den modelberegnede kvælstoftransport er overestimeret, og retentionen

skal korrigeres op. Den RedConst værdi der skal benyttes er med modellen beregnet til

0,5, og det ekstra sink led vil derfor resulterer i en reduktion på 45 % * 0,5 = 22,5 %. Sink

leddet er indbygget efter grundvandsretentionen, dvs. den yderligere reduktion sker alene

på det kvælstof, der ikke er omsat i grundvandet. Den samlede korrigerede retention bliver

således [1-(1 - 0,45)*(1 - 0,225)] * 100 % = 57,4 %, i stedet for de 45 % der oprindeligt var

estimeret. På tilsvarende vis korrigeres retention for hhv. det interne led samt for hoved-

vandløbet.

Bestemmelsen af

RedConst

sker iterativt for hvert målt opland ved en rutine indbygget i

oplandsmodellen og kan således gennemføres for alle oplande med målte data.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 33.

Diagram der viser den udførte korrektion af de beregnede reduktioner.

RedGW, Red-

Int

RedHVlb

er beregnet på baggrund af den nationalt kalibrerede model,

RedConst

er kor-

rektionskonstanten, der bestemmes for hvert af de målte oplande.

4.3.2 Biaskorrektioner

Formålet med biaskorrektionen er, at udnytte og overføre viden om en eventuel systema-

tisk afvigelse fra målte til umålte oplande. I forhold til vandafstrømningen er det valgt ikke at

foretage en biaskorrektion i umålte oplande, idet den beregnede korrektionsfaktoren gene-

relt er tæt på 1 (ingen korrektion), og fordi der ikke kunne identificeres et rumligt mønster,

der indikerer en systematisk afvigelse for afgrænsede områder.

For kvælstoftransporter er biaskorrektionen bestemt på basis af målestationer, der er vur-

deret repræsentative i forhold til de umålte oplande og for den skala, som modellen er ud-

viklet for. Dette betyder, at oplande mindre end 15 km

og oplande, hvor søarealet udgør

mere end 1,5 % af det samlede areal er udeladt fra analysen. I alt indgår der 189 af de 344

målestationer til bestemmelse af den rumlige fordeling af biaskorrektionsfaktoren.

Den rumlige fordeling af korrektionskonstanten

RedConst

beregnet for målestationerne er

vist på Figur 34. På baggrund heraf er der afgrænset sammenhængende biasregioner, der

ligeledes er vist i Figur 34. Afgrænsningen er foretaget manuelt ved test af forskellige af-

grænsninger efterfulgt af beregning af fordelingen af

RedConst

værdierne indenfor de en-

kelte biasregioner. Ideelt skulle biasregionerne defineres så alle oplande indenfor området

skulle korrigeres med samme værdi. Dette kan imidlertid kun opnås ved anvendelse af

meget små biasregioner, hvilket ikke er hensigtsmæssigt, da det derved ikke vil være ro-

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

bust at overføre de beregnede biaskorrektioner til de umålte oplande. Indgår der eksem-

pelvis kun få målte oplande i en biasregion, vil det være vanskeligt at afgøre, hvilke(n)

umålte oplande, der skal knyttes til disse regioner. Det er derfor bestræbt, at foretage en

afgrænsning dækkende relativt store arealer. Fordeling af

RedConst

værdierne indenfor de

10 biasregioner er vist i Figur 35.

Figur 34.

Rumlig fordeling af korrektionskonstanten RedConst beregnet for de målte oplande,

samt opdelingen i biasregioner angivet blå farveskala og numre.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 35.

Box-whisker plot af fordeling af RedConst indenfor de definerede biasregioner. Bok-

sen viser 25 og 75 % fraktilerne, og bareren 10 og 90 % fraktil. Median er angivet ved vandret

linje i boks, mens middelværdien er angivet ved cirkel. Ikke udfyldte cirkler angiver outliers. En

negative RedConst betyder, at der beregnes for stor kvælstofomsætning.

4.4 Resultat af kalibrering og biaskorrektion

Parameterværdier fundet gennem kalibreringen er listet i Tabel 15. For redoxgrænsen blev

det fundet, at intervallet 1-5 m er langt det mest følsomme interval. Dette var forventet, dels

fordi dette interval findes i størstedelen af landets areal, men også fordi den største vand

fluks findes i de øvre lag. En ændring af redoxgrænsen, hvor denne ligger højt, og vil derfor

have stor betydning for den samlede kvælstofmængde, der når frem til overfladevandet.

For dette interval blev værdien justeret med skridt af 0,25 m. For de øvrige intervaller blev

den bedste overensstemmelse fundet ved anvendelse af værdier i den øvre del af interval-

let, men der blev ikke fundet et klart optimum. Værdierne for de øvrige intervaller blev føl-

gelig sat lig den øvre fjerdedel af intervallet.

Porøsiteten har betydning for transporttiden fra kvælstoffet udvaskes fra rodzonen til det

når frem til overfladevandssystemet. Under kalibreringen blev der gennemført en følsom-

hedsanalyse ved op/nedjustering af porøsiteten af de forskellige jordlag. Denne analyse

viste ingen entydig forbedring af modelresultaterne, hvorfor det blev valgt at anvende erfa-

ringstal for porøsiteten.

For vandløb og søer er det i kalibreringen søgt at lande på niveauer for den samlede N-

retention, der ikke afviger markant fra hidtidige antagne niveauer. For søer har forskellige

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

værdier for K_sø været anvendt, men uden entydige resultater. Der er desværre ikke dan-

ske måledata, der specifikt kan anvendes til kalibrering/validering af de anvendte delmodel-

ler for vandløb.

Parametrene identificeret under residual analysen er rent empiriske faktorer, der ikke kan

henføres direkte til en fysisk parameter. Det er derfor ikke muligt at vurdere, hvorvidt disse

parametre er realistiske. Størrelsen af disse parameter er derfor i stedet vurderet på basis

af den samlede reduktion, de medfører i forhold til reduktionen i hhv. grundvand og overfla-

devandet. Den samlede reduktion relateret til hhv. M11/FOT og andelen af grov sand er

givet i Tabel 20.

Tabel 15.

Kalibrerede parameterværdier

Parameter

Redoxgrænse: tolkede intervaller

0–1m

1–5m

5 – 10 m

10 – 15 m

15 – 30 m

> 30 m

Porøsitet

Opsprækket ler (øvre lerlag)

Ler

Sand

Kalk

Beta

Vandløbsklasse 0-2.5

Vandløbsklasse 2.5-12

Vandløbsklasse >12

Omsætning søer K_sø

M11/FOT

K_vl

Vandløbsklasse IVx

Vinter

Sommer

Øvrige vandløb

Optimeret parameterværdi

0,25 m

2,50 m

6,25 m

11,25 m

18,75 m

35 m

0,05

0,30

0,10

-0,3

-0,27

-0,1

0,25

0,40

0,0022

0,0018

Modellens evne til at beregne kvælstoftransporten på stationsniveau, udtrykt ved den pro-

centuelle afvigelse NBAL [(observeret - beregnet)/observeret], er opgjort for forskellige op-

landsarealer (arealklasser). Figur 36 viser middel af den numeriske værdi for NBAL (abso-

lut middel) indenfor hver arealklasse for hhv. kalibrerings- og valideringsstationer samt op-

gjort for alle stationer under et, mens værdierne er angivet i

Fejl! Henvisningskilde ikke

fundet..

Heraf fremgår at afvigelserne er størst for de mindste oplande og aftager for sti-

gende oplandsareal op til arealklassen 25 - 50 km

, hvorefter arealstørrelsen ikke synes at

have betydning for modellens evne til at beregne de målte transporter. Det skal bemærkes,

at de små oplande vil have den mindste samlede kvælstoftransport og den procentuelle

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

modelafvigelse er således størst, hvor den samlede belastning er mindst. Af figur og tabel

bemærkes endvidere, at spredningen i NBAL, udtrykt ved standard afvigelsen, ligeledes er

størst for de mindste oplande.

Resultaterne viser også, at der opnås sammenlignelige værdier for stationerne anvendt til

hhv. kalibrering og validering. Dette betyder, at modellen i områder uden stationer medta-

get i kalibreringen, må forventes at kunne beregne kvælstoftransporterne med samme

præcision, som for områderne der er medtaget i kalibreringen. Antages de umålte oplande

at være sammenlignelig mht. de fysiske processer, der styrer transport og omsætningen af

kvælstof, vil modellen ligeledes beskrive de umålte oplande med samme præcision.

< 10

10-25

25-50

50-150

> 150

Alle

Kalibreringstationer

Valideringsstationer

Samlet

Absolut afvigelse mellem observeret og beregnet

kvælstoftransport, ABS(NBAL), i %

Oplandsareal i km2

Figur 36.

Absolut afvigelse mellem observeret og beregnet kvælstoftransport, ABS(NBAL) i

procent opgjort for kalibrerings- og valideringstationer samt samlet for alle stationer.

Tabel 16.

Absolut middel af NBAL (%) og standard afvigelse opgjort for arealklasser på basis af

kalibrerings- og valideringstationer samt for alle stationer under et.

Oplandsareal (km

Stationer

Kalibreringstationer

Valideringstationer

Samlet

Kalibreringstationer

Valideringstationer

Samlet

< 10

105

10-25

25-50

50-150

> 150

Alle

Middel ABS(NBAL)

Standard afvigelse; NBAL

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Den rumlige fordeling af NBAL er vist på Figur 37. Det ses også her, at den største procen-

tuelle forskel mellem observeret og målte kvælstoftransporter generelt forekommer for de

mindre oplande. Undtagelser herfra er vandløbssystemerne Brede Å og Vidå i Sønderjyl-

land, hvor der simuleres for høje kvælstoftransporter (negative NBAL værdier). For disse

oplande sker der en stor omsætning og den resulterende transport er lav, hvilket resulterer

i en høj procentuel forskel, mens den absolutte forskel er begrænset. I nogle områder un-

derestimeres kvælstoftransporten (positive NBAL værdier), hvilket ses specielt for et del-

område i Gudenåsystemet og Arresø på Sjælland, men det observeres også for andre op-

lande med betydende søsystemer, omend i mindre grad. Afvigelserne her formodes at rela-

teres til beskrivelsen af retentionen i store søer eller søer i kæde, som giver specielle ud-

fordringer for de anvendte sømodeller, som beskrevet i afsnit 2.3.3.

Forskellen mellem den samlede modelberegnede belastning opgjort ved kystnære målesta-

tioner (NP169), afviger med -1 % i forhold til observationerne opgjort for hele perioden

1990 – 2010, med en årlig variation mellem -30 og 16 %, Tabel 18. Den tidslige udvikling i

belastningsberegningerne er vist i Figur 53, og diskuteret yderligere i forbindelse med vur-

dering af usikkerhederne i afsnit 5.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 37.

Rumlig fordeling af NBAL. Ved positive NBAL er de simulerede værdier for kvælstof-

transport mindre end observerede kvælstoftransporter og vice versa.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

5. Usikkerheder

Modeller vil altid være en forsimpling af de naturlige forhold, dels pga. manglende viden

mht. de faktiske forhold og processer på lille skala, bestemmelse af de indgående paramet-

re, som beskriver størrelse og hastighed af omsætningen, samt detaljeringen af det tilgæn-

gelige datagrundlag. Generelt vil størrelsen af usikkerheden variere fra sted til sted af-

hængig af de faktiske fysiske forhold. På basis af den udviklede kvælstofmodel er det mu-

ligt at estimere størrelsen på usikkerheden for hver enkelt ID15 opland, ved først at kort-

lægge kilderne til usikkerhederne og derefter anvende modellen til beregning af hvor stor

betydning de enkelte kilder har i forhold til det endelige resultat. Dette vil imidlertid kræve et

stort antal model beregninger samt indledende kortlægning af usikkerheden og efterfølgen-

de analyser, hvilket ikke har været muligt indenfor nærværende projektperiode.

Der er derfor valgt en anden tilgang til vurdering af usikkerheden, baseret på sammenlig-

ning mellem retentionsprocenterne bestemt på basis af den biaskorrigerede og den stati-

onskorrigerede model. Denne tilgang gør det muligt at give et estimat for den samlede

usikkerhed indenfor det målte opland, men vil ikke give differentieret viden om usikkerhe-

den for de enkelte ID15 oplande, der tilhører det målte opland. Med denne metode antages

det endvidere, at hele usikkerheden er relateret til retention beregnet for hhv. grundvand og

overfladevand. Der tages således ikke hensyn til usikkerheden på måledata.

Usikkerheden på den beregnede udvaskning fra rodzonen vil ligeledes resultere i en usik-

kerhed i de estimerede retentionsprocenter. Estimeres der for stor udvaskning, vil dette

medføre en overestimering af retentionsprocenterne, da disse ved den stationsspecifikke

korrektion justeres, så der opnås overensstemmelse mellem den observerede og beregne-

de kvælstoftransport i vandløbene. Sker der en systematisk over- eller underestimering af

udvaskningen beregnet med NLES for hele landet, vil det således resultere i en systema-

tisk under- eller overestimering af retentionen for hele landet. Er der derimod en varierende

usikkerhed på udvaskningen, eksempelvis i forhold til specifikke jordtyper og/eller afgrøder,

vil usikkerheden på de estimerede retentionsprocenter ligeledes være varierende.

Sammenligningen mellem udvaskningsberegninger udført på basis af de nationale data og

data indhentet fra LOOP oplandene viste, at den nationale beregning generelt viste en

mindre udvaskning, og at der var forskel på overensstemmelsen mellem de to beregninger

for de enkelte LOOP oplande. Dette er imidlertid en sammenligning af beregninger foreta-

get med samme model og kan derfor ikke anvendes til vurdering af NLES. Endvidere er

datagrundlaget, med fem LOOP oplande, for spinkelt til at drage konklusioner på. I usikker-

hedsvurderingen er det således implicit antaget, at udvaskningsberegningerne ikke er be-

hæftet med forskellig usikkerhed for forskellige dele af landet.

5.1 Usikkerhed på reduktionsprocenter

Den biaskorrigerede model giver den optimale beregning for de umålte oplande. Da der

ikke eksisterer målinger i disse oplande, kan usikkerheden ikke vurderes direkte ved sam-

menligning med observerede data. Valideringsresultatet viste, at modellen beskriver kvæl-

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

stoftransporten med samme præcision for kalibrerings- og valideringsoplande. Er de målte

og umålte oplande sammenlignelige mht. de faktorer der er bestemmende for kvælstof-

transport og omsætningen, vil modellen ligeledes have samme præcision i de umålte op-

lande. Med denne antagelse kan usikkerheden bestemmes på baggrund af de målte op-

lande og efterfølgende overføres til de umålte oplande.

Som beskrevet i afsnit 4.3 er der for hvert af de målte oplande beregnet en stationsspecifik

korrektion, der efterfølgende er benyttet til estimering af en biaskorrektionsfaktor indenfor

de 10 biasregioner. Dette gør det muligt, at beregne to estimater af retentionen for de målte

oplande, hvor der anvendes hhv. den stationsspecifikke- og biaskorrektion. Ved anvendel-

se af den stationsspecifkke korrektion opnås det bedste estimat af en ”sand” retentionsfak-

tor, mens anvendelsen af biaskorrektionen er udtryk for sikkerheden på korrektionen, der er

beregnet for de umålte oplande. Ved sammenligning af retentionen bestemt ved de to me-

toder (biaskorrigeret og stationskorrigeret), kan der opnås et estimat for usikkerheden ved

anvendelse af den biaskorrigerede model, som antages at være gældende i de umålte

oplande. Metoden er illustreret i diagrammet i Figur 38.

Figur 38.

Diagram illustrerende estimering af usikkerheden baseret på modelberegninger

I analysen indgår de samme 189 stationer, som er anvendt til bestemmelse af biaskorrekti-

onsværdierne. Korrelationen mellem reduktionsprocenten bestemt ved hhv. biaskorrektion

og stationsspecifik korrektion til målestationer er vist på Figur 39 for samtlige stationer.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

120

Retentionsprocent bestemt ved biaskorrektion

y = 0.98x

R² = 0.65

100

RedTotR4

7.2

100

120

Retentionsprocent bestemt ved korrektion til målestationer

Figur 39.

Scatterplot af reduktionsprocent bestemt ved biaskorrektion versus reduktionsprocent

bestem ved korrektion til målestationer.

Det er ikke muligt at overføre afvigelsen for én målestation til en usikkerhed på ét umålt

opland. Tilgangen har derfor været, at beregne forskellen mellem reduktionsprocenterne

bestemt ved de to metoder for hvert af de målte oplande og derefter anvende spredningen i

disse forskelle som et mål for usikkerheden. Denne analyse er gennemført for de 10 bias-

regioner, der derved giver et estimat for den generelle usikkerhed for oplandene indenfor

hver biasregion. Spredningen i reduktionsprocenterne bestemt ved de to metoder er be-

regnet ved en standardafvigelse, og usikkerheden er herefter udtrykt ved to gange stan-

dard afvigelsen angivet i procent point. Er det optimale estimat på reduktionen for et opland

eksempelvis 60 % og 2 x standard afvigelsen 15 %, betyder det, at usikkerhedsintervallet

for reduktionsprocenten i dette opland er 45 – 75 %.

Er forskellene indenfor en biasregion normal fordelt, vil to gange standard afvigelsen give

et 95 % konfidens interval og det estimerede interval vil således betyde, at den sande re-

tentionsprocent med 95 % sandsynlighed vil ligge indenfor intervallet. I biasregioner med få

målestationer, vil forskellen dog ikke følge en normal fordeling, hvorfor den estimerede

usikkerhed ikke statistisk stringent vil udtrykke 95 % konfidens intervallet.

Det estimerede usikkerhedsinterval skal være gældende for estimatet af den samlede re-

tention fra rodzonen til kysten på ID15 niveau. For at opnå det meste robuste estimat er det

ønskeligt, at anvende det størst mulige datagrundlag, dvs. også fra oplande med en anden

oplandsstørrelse end 15 km

. Dette forudsætter imidlertid, at spredningen i retentionspro-

centerne bestemt ved de to metoder ikke er afhængig af oplandsarealet. Til test af dette er

datasættet opdelt i fem arealklasser: < 10 km

(71 stationer)m 10 – 25 km

(51 stationer),

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

25 – 50 km

(63 stationer), 50 – 150 km

(73 stationer) og > 150 km

(37 stationer). Opde-

lingen er valgt så der er et interval omkring de 15 km

og omtrentlig lige mange stationer i

hver gruppe, dog er der ikke så mange stationer over 150 km

. Spredningen i forskellen

mellem retentionsprocenten estimeret ved de to metoder er vist i Figur 40. En variansana-

lyse viser, at spredningen (variansen) for de fem arealklasser ikke er statistisk signifikant

forskellige på et 5 % signifikans niveau. Til estimering af usikkerheden på retentionsprocen-

terne på ID15 niveau, er det derfor valgt at anvende resultaterne fra alle målte oplande.

Figur 40.

Forskel i retentionsprocenter beregnet ved hhv. stationskorrektion og biaskorrektion

opgjort for 5 arealklasser.

Usikkerhedsintervallet estimeret som to gange standard afvigelsen er angivet i Tabel 17

opgjort for hver biasregion samt beregnet for hele landet under et. Som det ses opnås der

forskellige estimater af usikkerheden for de forskellige biasregioner, hvor to gange standard

afvigelsen varierer mellem 7 og 28 procent point.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Tabel 17.

Estimeret usikkerhed i retention i procent point for ID15 oplande i hver biasregion.

Endvidere er antallet af målestation, som beregningerne er baseret på, angivet for hver region.

biasregion

1 2 3 4 5 7.2 7.3 7.4 8 9 nationalt

2 x st afv

18 7 21 27 16 28 22 20 12 12

Målte oplande 4 8 45 22 37 18 38

7 7 3

189

For målte oplande gennemføres beregningerne med korrektionsværdierne bestemt for

hvert opland. Dette sikrer, at der for den samlede periode med målinger under ét er over-

ensstemmelse mellem de beregnede og observerede kvælstoftransporter for hele det målte

opland. Usikkerheden for hele det målte opland vil derfor forventeligt være mindre end

usikkerheden på de umålte oplande. Hovedparten af de målte oplande består imidlertid af

adskillige ID15 oplande, hvor usikkerheden ikke kan estimeres ved den anvendte metode.

Resultaterne fra oplande, der indeholder flere målestationer, viser, at der kan være betyde-

lig forskel i reduktionen. Der er derfor valgt et konservativt bud på usikkerheden for ID15

oplande indenfor de målte oplande, som er den samme som for de umålte oplande. Usik-

kerheden er således estimeret at være ens for alle ID15 oplande, men med varierende

usikkerhed for de forskellige biasregioner, jf. Tabel 17.

Den rumlige fordeling af usikkerheden er vist i Figur 41, hvor farveskalaen angiver, om af-

vigelsen mellem reduktionsprocenten, bestemt ved biaskorrektion og korrektionen for det

enkelte opland, ligger indenfor intervallerne: 1, 2 eller mere end 2 gange standard afvigel-

sen bestemt for den pågældende biasregion. Heraf fremgår det, at hoveparten af det målte

opland falder indenfor den estimerede usikkerhed på to gange standardafvigelsen. Statio-

ner med større afvigelse forekommer dels for mindre oplande (< 15 km

), men findes også i

oplande med en stor sø procent, såsom Guden å systemet, Susåen, Furesøen og Arresø-

en. Endvidere er der oplande i Himmerlandsbæltet, der har en afvigelse på mere end 2

gange standard afvigelsen.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 41.

Rumlig fordeling af usikkerheden angivet som stationer der falder indenfor hhv. en

eller to gang standard afvigelsen bestemt for de enkelte biasregioner.

5.2 Usikkerhed på belastningsberegninger

Afvigelser mellem observerede og modelberegnede kvælstof transporter er opgjort i afsnit

4.4. I forhold til belastningsberegningerne er det imidlertid ikke usikkerheden på de enkelte

stationer, der er relevant, men derimod usikkerheden på den samlede belastning til havet.

Til vurdering af usikkerheden er det valgt at opgøre disse nationalt og i forhold til transpor-

ten for de enkelte biasregioner.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Korrektionen til målestationerne sikrer, at der er overensstemmelse mellem den samlede

observerede og beregnede kvælstoftransport for hele den periode, hvor der eksisterer må-

linger efter 1990. Set for hele perioden under et vil usikkerheden på belastningerne således

være lille. Korrektionen udføres ved anvendelse af en enkelt stationsspecifik korrektions-

værdi for hele beregningsperioden, og tager således ikke hensyn til, at der vil være år til år

variationer i modellens evne til at beskrive den samlede transport. På årsniveau vil der der-

for være en større usikkerhed på modellens beregning af transporten. Ved belastningsop-

gørelser vil det være naturligt at anvende de målte værdier, og usikkerheden på modellens

beregninger for de målte stationer har lille relevans for den periode, hvor der eksisterer

data. Usikkerheden på modelberegningerne ved målestationer er dog relevant, hvis den

skal anvendes til en huludfyldning, hvor der enten er manglende data i en tidsserie for sta-

tionen eller denne nedlægges, eller modellen anvendes til scenarieberegninger og frem-

skrivninger.

Usikkerheden på de målte oplande er estimeret ved at opgøre den samlede observerede

og beregnede årlige belastning til havet indenfor en biasregion. I denne opgørelse er der

således anvendt data fra de stationer, der er placeret længst nedstrøms i vandløbssyste-

met, dvs. de 169 stationer beskrevet i afsnit 4.1.3. For hvert år er der beregnet en procen-

tuel afvigelse mellem den samlede observerede og beregnede transport, og som samlet

mål for usikkerheden er anvendt en middel af disse årlige procentuelle afvigelser. Ikke alle

nedstrøms stationer har en fuld tidsserie for hele perioden, og i beregningerne er der kun

medtaget årsværdier, hvis stationen har data for hele året.

De beregnede og observerede kvælstoftransporter for de 10 biasregioner er vist i Figur 42,

mens de procentuelle afvigelser er givet i Tabel 18. Som det fremgår af figuren fanger mo-

dellen de overordnede årlige variationer og trends i biasregionerne. I biasregion 4 (Himmer-

land), beregnes dog en faldende tendens i oplandstabet, der ikke ses i samme grad af de

observerede data, hvilket er yderligere diskuteret i afsnit 5.3. For Fyn (biasregion 7.2) og

Syd- og Vestsjælland (7.3) ses modellen endvidere at have problemer med at reproducere

de store år til år variationer, specielt før 2005. For Bornholm (biasregion 9) ses ligeledes

meget store årsudsving i den observerede kvælstoftransport (biasregionen indeholder kun

én station), der ikke fanges af modellen.

Den største middelafvigelse for alle år samlet forekommer på Sjælland (biasregion 7.3),

hvor middelfejlen er -11 %. Mens modellen maksimalt underestimerer belastningen (positi-

ve fejl) med 30 % på årsbasis, ses der betydelige procentuelle overestimeringer af trans-

porten for specielt Fyn (biasregion 7.2) og Sjælland (7.3). Disse store procentuelle afvigel-

ser forekommer i 2003, hvor den målte kvælstoftransport er lav og ikke fanges af modellen.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Biasregion 1

Biasregion 2

Biasregion 3

Biasregion 4

Biasregion 5

Biasregion 7.2

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Biasregion 7.3

Biasregion 7.4

Biasregion 8

Biasregion 9

Figur 42.

Tidslig udvikling i oplandstab som målt (rød) og beregnet ved den stationskorrigerede

(grøn) og biaskorrigerede (sort) model ved de 169 nedstrøms stationer indenfor de 10

biasregioner. I perioder uden måledata er der foretaget en huludfyldning af den observerede

tidsserie med den stationskorrigerede model.

Tabel 18.

Usikkerhed på den samlede årlige belastningsberegning for målte oplande pr. biasre-

gion [(målt – simuleret)/målt * 100 %]. Min og Maks angiver hhv. den mindste og den maksimale

procentuelle afvigelse for et enkelt år.

biasregion

Min (%)

Middel (%)

Maks (%)

-21

-1

-32

-1

-35

-2

-27

-26

-1

7.2

-88

-6

7.3

-94

-11

7.4

-63

-1

-63

-6

9 nationalt

-52

-30

-5

-1

Usikkerheden på belastningsberegningerne for de umålte oplande estimeres på tilsvarende

vis, men ved anvendelse af den biaskorrigerede model. Antagelsen er således, at den bi-

askorrigerede model er i stand til at beskrive de målte og de umålte oplande med samme

præcision, og afvigelserne mellem denne model og observationerne giver et mål for model-

lens usikkerhed, der kan overføres til de umålte oplande.

Der anvendes de samme 169 nedstrøms stationer til beregning af afvigelserne mellem de

observerede og biaskorrigerede beregninger. Disse nedstrøms stationer integrerer den

samlede transport for hele det opstrøms opland, dvs. ID15 oplande indenfor det målte op-

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

land. Hvis afvigelsen på de enkelte ID15 oplande er uafhængige og normalt fordelt, vil de i

nogen udstrækning kompensere for hinanden. I sådanne tilfælde vil det derfor forventes, at

usikkerheden på belastningsberegningerne vil aftage med arealstørrelsen. Af Figur 36 ses

dette også at være tilfældet for de mindste oplandsarealer, men for oplandsstørrelser over

50 km

viser resultaterne ingen yderligere afhængighed af arealstørrelsen.

Målet med usikkerhedsvurderingen er at opnå et estimat for usikkerheden på den samlede

kvælstoftransport til havet fra de umålte oplande indenfor en bias region. Arealerne af disse

umålte oplande er samlet over 100 km

for samtlige biasregioner, og det vurderes derfor, at

usikkerheden bestemt på basis af de nedstøms målestationer kan anvendes som estimat

for usikkerheden på belastningen fra de umålte oplande.

Den estimerede usikkerhed på den samlede kvælstoftransport fra de umålte oplande er

givet i Tabel 19, mens den tidslige udvikling er vist i Figur 42. Som det fremgår af Tabel 18

og Tabel 19 samt Figur 42, er usikkerheden på de årlige belastningsberegninger i nogle

tilfælde mindre ved anvendelse af den biaskorrigerede model i forhold til den stationskorri-

gerede model. Dette skyldes, at den stationsspecifikke korrektion sker så de samlede ob-

serverede og beregnede kvælstoftransporter opgjort for hele perioden med observationer

er i overensstemmelse, og altså ikke ved optimering af de årlige procentuelle afvigelser.

Tabel 19.

Usikkerhed på den samlede årlige belastningsberegning for umålte oplande pr. bias-

region. Min og Maks angiver hhv. den mindste og den maksimale procentuelle afvigelse for et

enkelt år.

biasregion

Min (%)

Middel (%)

Maks (%)

-45

-20

-31

-33

-9

7.2

-83

-2

7.3

-92

-9

7.4

-79

-9

-35

-54

-7

nationalt

-22

For hele perioden 1990-2010 beregnes en middel usikkerhed på den gennemsnitlige årlige

kvælstofbelastning på +/- 6% for det umålte opland, (Tabel 19). Den totale gennemsnitlige

årlige kvælstofbelastning fra målt og umålt opland for perioden 1990-2010 er beregnet til

70.200 tons N/år (Tabel 20) og med baggrund i den anførte usikkerhed for det umålte op-

lands vurderes dette estimat at have et usikkerhedsinterval på 68.000-72.000 tons N/år.

5.3 Specielle områder

Der er visse områder, hvor de modellerede resultater er problematiske. Her fokuseres på to

forhold: Oplande med mange søer i kæde og oplande (områder), hvor de målte kvælstof-

koncentrationer og –transporter i vandløbene ikke viser et markant fald i perioden 1990-

2010.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

5.3.1 Oplande med mange søer i kæde

Resultater fra 2. ordens kystafsnit 35 (inkl. Gudenå, Randers Fjords opland)

Målte årlige kvælstoftransporter til 2. ordens kystafsnit omkring Randers Fjord er illustreret i

Figur 43 sammen med de modellerede transporter, beregnet med den biaskorrigerede og

den stationskorrigerede model.

Figur 43.

Ferskvandsafstrømning samt målt og modelleret årlig kvælstoftilførsel til 2. ordens

kystafsnit 35 fra det målte opland. De modellerede tilførsler omfatter en biaskorrigeret transport

samt en model der tillige er stationsspecifikt korrigeret til kystnær målestationer i oplandet.

Den indledende biaskorrektion af transporterne er foregået ved anvendelse af stationer

uden mange søer. Det fremgår, at de modellerede transporter herved bliver markant min-

dre end de målte, omend den relative år-til-år variation synes generelt godt beskrevet. Ef-

terfølgende bringes de modellerede transporter i ganske fin overensstemmelse med de

målte ved anvendelse af den stationskorrigerede model. Disse resultater kan måske tolkes

som udtryk for, at kvælstofretentionen beregnet for de mange søer i oplandet er for høje,

og resulterer i for lave modellerede kvælstoftransporter til kystvand. Den anvendte sømodel

er primært udledt på 1. ordens søer, der modtager en stor del af kvælstoftilførslen i form af

uorganisk nitrat-kvælstof. Modellen tager således ikke højde for, at i nedstrøms søer, der

afvander oplande med mange søer, vil en væsentlig del af kvælstoftilførslen kunne udgøres

af mindre let omsætteligt organisk kvælstof produceret i opstrøms søer, resulterende i en

mindre kvælstofretention end modelleret med den nuværende delmodel.

Omend den foretagne stationsspecifikke korrektion flytter modellen pænt på plads, kan der

være den afledte konsekvens, at den relative fordeling af kvælstof retentionen bliver forkert

fordelt mellem overfladevand og grundvand.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

5.3.2 Områder med lille eller ingen tidslig udvikling

Resultater fra 2. ordens kystafsnit 36 (omfattende Mariager Fjord)

Det er velkendt, at for en række vandløbsoplande i Himmerland er der kun en ringe eller

ingen udvikling i kvælstofkoncentrationer og –transporter i vandløbene. Den tidslige udvik-

ling matcher således ikke den generelle typiske udvikling i andre danske vandløb med ge-

nerelt markante fald i kvælstofkoncentrationerne.

I Figur 44 er vist resultater for 2. ordens kystafsnit 36 (Mariager Fjord mm). Det fremgår af

figuren, at begge modelversioner overestimerer den målte kvælstoftilførsel i starten af peri-

oden, mens måledata underestimeres i slutningen af perioden. Den absolutte og relative

udvikling er således ikke beskrevet helt godt. I Figur 45 er vist måle- og modeldata (stati-

onsspecifikt korrigeret) fra Villestrup å, der ligger i oplandet. Her ses ligeledes en utilstræk-

kelig beskrivelse af udviklingen. De målte vandføringsvægtede koncentrationer i vandløbet

har i hele perioden ligget mellem 6-7 mg N/l, hvorimod de modellerede koncentrationer

falder tydeligt gennem perioden. Dette medfører risiko for, at der i oplandet med modellen

beregnes en fejlagtig kvælstofretention.

Figur 44.

Ferskvandsafstrømning samt målt og modelleret årlig kvælstoftilførsel til 2. ordens

kystafsnit 36 (Mariager Fjord m.m.) fra det målte opland. De modellerede tilførsler omfatter en

biaskorrigeret transport samt en model der tillige er stationsspecifikt korrigeret til kystnære må-

lestationer i oplandet.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 45.

Måle- og modeldata fra Villestrup å (kystnær station i oplandet til Mariager Fjord). For

forklaring af de viste data henvises til Bilag 6.1.1

5.3.3 Områder med lille tidslig udvikling

Resultater fra 2. ordens kystafsnit 37 (Limfjorden)

I Figur 46 er vist tilsvarende figur for oplandet til Limfjorden (2. ordens kystafsnit 37). Der

ses for det

samlede

opland samme – men mindre markante - tendens som for oplandet

omkring Mariager Fjord. Det bemærkes dog, at der indenfor det samlede opland til Limfjor-

den både er vandløbsoplande, hvor udviklingen modelleres tilfredsstillende, men også op-

lande, der har samme tendenser, som illustreret for Villestrup å ved Mariager Fjord. Altså

med forkert simulering af udviklingen.

Figur 46.

Ferskvandsafstrømning samt målt og modelleret årlig kvælstoftilførsel til 2. ordens

kystafsnit 37 (Limfjorden) fra det målte opland. De modellerede tilførsler omfatter en biaskorri-

geret transport samt en model der tillige er stationsspecifikt korrigeret til kystnære målestationer

i oplandet.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

5.4 Umålte oplande

Den grundlæggende antagelse for anvendelse af modellen for de umålte oplande samt

estimering af præcision og usikkerhed er således, at de målte og umålte oplande er sam-

menlignelige mht. til de fysiske processer samt de fysiske forhold, der er betydende for

transport og retention. Mens de fysiske processer vil være de samme, kan der være forskel

på de fysiske forhold i de to typer af oplande. Er der fysiske forhold, som kun har en lille

betydning for den samlede omsætning i de målte oplande, eksempelvis fordi de udgør en

begrænset andel af arealet, vil de have begrænset følsomhed under kalibrereingen og der-

for være vanskelige at bestemme med stor sikkerhed. Er de samme forhold derimod domi-

nerende i de umålte oplande kan en mindre justering i effekten af disse forhold have stor

betydning for de beregnede transporter.

Der er derfor gennemført en analyse af i hvilket omfang de fysiske forhold for de målte og

umålte oplande kan antages at være sammenlignelige. I denne analyse er der set på forde-

lingen af de parametre der beskriver variation i de fysiske forhold og som indgår i model

kalibreringen, hvilket er andelen af grov sand og andelen af DK-model vandløb i forhold til

den samlede vandløbslængde i FOT vandløbsdatasættet. Til trods for, at model kalibrere-

ingen ikke udviste en entydig følsomhed overfor andelen af lavbundsarealer, er det valgt at

medtage denne arealfordeling i analysen, da udbredelsen og effekten af lavbundsarealer er

et emne med stor bevågenhed. Endelig er der set på datatætheden for de observationer,

der ligger til grund for tolkningen af redoxgrænsen, idet placeringen af redoxgrænsen har

stor betydning for omsætningen i grundvandszonen.

I analysen er andelen af hhv. grov sand, M11/FOT og lavbundsareal opgjort for alle ID15

oplande. For hver af de 10 biasregioner er der efterfølgende beregnet en median samt en

spredning af disse andele for ID15 oplande, der befinder sig indenfor et målt opland. Dette

er sammenholdt med median værdien bestemt på basis af ID15 beliggende i det umålte

opland indenfor samme biasregion.

Figur 47 viser andelen af grov sand i ID15 oplande tilhørende hhv. målte og umålte oplan-

de. Som det fremgår af figuren, findes der stor variation i andelen af grov sand i ID15 tilhø-

rende målte oplande både indenfor nogle af biasregionerne (specielt biasregion 5 og 7.2)

samt på tværs af alle biasregioner. De umålte oplande viser ligeledes stor variation på

tværs af regionerne og for de fleste biasregioner ligger median værdien for disse oplande

indenfor 25 – 75 % fraktilerne opgjort på basis af ID15 i målte oplande. Betragtes den sam-

lede variation i andelen af grov sand på tværs af alle biasregioner ses, at variationsbredden

udspændt af ID15 oplande tilhørende målte oplande dækker hele variationen opgjort for de

umålte oplande. Kalibreringen af parameteren relateret til andelen af grov sand er foretaget

nationalt, dvs. ved sammenligning af resultaterne fra samtlige målestationer og derved un-

de hensyntagen til den variation, der i andelen af grov sand på tværs af alle biasregioner.

Da kalibreringsgrundlaget (målt oplande) således udviser et større spænd i variationen end

de umålte oplande, vurderes det ikke, at fordelingen af grov sand i hhv. målte og umålte

oplande skulle give anledning forskellige præcision i modelberegningerne for de to typer af

oplande.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 47.

Fordeling af andelen af grov sand i ID15 oplande i målte oplande angivet ved median

samt 10 (P10), 25 (P25), 75 (P75) og 90 (P90) procent fraktilværdier. For umålte oplande er

median opgjort. Værdierne er opgjort for hver af de 10 biasregioner.

Forholdet mellem vandløbslængderne medtaget i DK-modellen og opgjort fra FOT er vist i

Figur 48 opdelt på de 10 biasregioner. Generelt ses der at være færre vandløb repræsente-

ret i DK-modellen for de umålte oplande. Denne generelle forskel skyldes, at der i de umål-

te oplande langs kysterne findes mange mindre vandløb, der afvander mindre kystnære

arealer, som ikke er medtaget i DK-modellen. For biasregion 3 og 4 ses en større forskel

mellem målte og umålte oplande. Det vurderes, at dette skyldes en stor andel af grøftede

områder i de kystnære områder, som ikke er beskrevet i DK-modellen. Biasregionerne

dækker imidlertid store arealer med betydelig variation og indenfor biasregionerne findes

der også vandløbsoplande med store grøftede arealer, som eksempelvis vandløbssyste-

merne i Sønderjylland, hvilket også fremgår af Figur 30. Under kalibreringen har der været

fokus på arealerne med stor dræning via grøfter i forhold til bestemmelse af parameteren

M11/FOT

, som det netop blev fundet nødvendig at introducere pga. en manglende beskrivel-

se af den overfladenære strømning til grøfter. Det vurderes derfor ikke, at forskellen i for-

holdet M11/FOT mellem målt og umålt opland alene giver anledning til forskel i præcisio-

nen af modelberegningerne.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 48.

Fordeling af DK-model vandløbslængde (Mike11-vandløb) i forhold til vandløbslæng-

de opgjort fra FOT. For målte ID15 oplande er opgjort median samt 10 (P10), 25 (P25), 75

(P75) og 90 (P90) procent fraktilværdier. For umålte oplande er median opgjort. Værdierne er

opgjort for hver af de 10 biasregioner

Lavbundsarealer er arealer, der ligger lavt i forhold til den nærliggende recipient og derfor

har et naturligt højt grundvandsspejl. De findes således typisk i ådalene og omfatter enge,

moser, marsk, tørlagt inddæmmet areal og littorina inklusiv marint forland. Til analysen af

lavbundsfordelingen er anvendt det ”udvidet lavbunds” tema (Børgesen et al., 2013). Som

det fremgår af Figur 49, er andelen af lavbundsarealer størst i de umålte oplande med und-

tagelse af biasregion 1 og 9. Denne forskel reflekterer, at de største lavbundsarealer findes

i tilknytning til brede ådale samt tæt ved kysten, der begge er bedst repræsenteret i de

umålte oplande. Antages det, at lavbundsarealerne har en entydig effekt på omsætningen,

dvs. større elle mindre omsætning end øvrige arealer, vil forskellen i fordelingen af lav-

bundsarealerne i målte og umålte oplande kunne have en betydning for den modelbereg-

nede transport og omsætning i lavbundsarealerne.

Igangværende studier af kvælstoftransporten på markskala (Kjærsgaard et al., 2015) indi-

kerer, at omsætningen på lavbundsjorde kan være betydelig. Omsætningen vil dog være

afhængig af de lokale forhold som også konkluderet i tidligere studier ved inddragelse af

data fra forskellige lavbundstyper (Blicher-Mathiesen, 2011). I nærværende studie blev

andelen af lavbundsjorde inddraget i en residualanalyse, med henblik på at analysere,

hvorvidt der var en systematisk model afvigelse, som kan tilskrives omsætningen på lav-

bund. Denne analyse viste ikke en entydig sammenhæng, dvs. i nogle områder med stor

andel af lavbundsjorde blev der fundet en for lille modelberegnet omsætning, mens andre

viste en for stor modelberegnet omsætning.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Til kalibrering og validering af modellen er der anvendt måledata fra vandløbsstationer.

Disse målinger integrerer det samlede resultat af kvælstoftilførsel og -retention indenfor

oplandet. Udgør lavbundsarealet kun en mindre samlet andel og er effekten af lavbunds-

arealerne forskellige, er det ikke muligt på basis af den nationale model og anvendelse af

de nationale data at foretage en differentiering af lavbunde mht. deres betydning for om-

sætningen. I den nationale model indgår lavbundsarealerne således neutralt, dvs. der er

ikke tilskrevet en kvælstofomsætning til disse områder, som varierer fra de øvrige områder.

Afhængigt af lavbundstypen må det dog forventes, at der kan være en større eller mindre

omsætning på disse arealer, men der foreligger ikke et tilstrækkeligt fagligt grundlag til en

differentiering mellem disse lavbundstyper. Som direkte konsekvens heraf, er det heller

ikke muligt at vurdere, hvorvidt det større lavbundsareal i de umålte oplande vil have en

neutral, positiv eller negativ effekt på retentionen af kvælstof.

Figur 49.

Fordeling af lavbundsareal. For målte ID15 oplande er vist median samt 10 (P10), 25

(P25), 75 (P75) og 90 (P90) procent fraktilværdier. For umålte oplande er median opgjort. Vær-

dierne er opgjort for hver af de 10 biasregioner.

Placeringen af redoxgrænsen tager udgangspunkt i de intervaller, der er estimeret i det

nationale kort over redoxgrænsen. I områder uden observationer af farveskift, er kortet

baseret på tolkninger. Des større tætheden af observationerne er, des større sikkerhed må

der forventes at være på redoxkortet. I Figur 50 er antallet af redoxobservationer pr km

opgjort for hhv. de målte og umålte oplande. Heraf fremgår det, at der generelt er lidt færre

observationer i de umålte oplande, dog ligger middel for de umålte indenfor 25 – 75 frakti-

lerne for de målte oplande. Variationen i dybden til redoxgrænsen i de målte oplande er

med en variationskoefficient (CV; standard afvigelse/middel dybde) på 0,73 lidt større end

for de umålte oplande med en CV på 0,64. Samlet vurderes det ikke, at den lavere tæthed i

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

observationer i de umålte oplande vil have væsentlig betydning mht. usikkerheden for disse

oplande.

Figur 50.

Tæthed af boringer med redoxobservationer ved farveskift (antal boringer pr, km ).

For målte ID15 oplande er vist median samt 10 (P10), 25 (P25), 75 (P75) og 90 (P90) procent

fraktilværdier. For umålte oplande er median opgjort. Værdierne er opgjort for hver af de 10

biasregioner.

Baseret på ovenstående gennemgang, vurderes modellens præcision ikke at være forskel-

lige for de målte og umålte oplande grundet forskellige fysiske forhold relateret til andelen

af grov sand, repræsentationen af vandløbene i DK-modellen eller datagrundlaget for tolk-

ningen af redoxgrænsen. I den nationale kvælstofmodel indgår lavbundene neutralt, dvs.

en eventuel øget omsætning i nogle lavbundsarealer opvejes af en mindre omsætning i

andre. Er samme forhold gældende for de umålte oplande, vil den forskellige fordeling af

lavbundsarealerne ikke have betydning for omsætningen. Såfremt kvælstofomsætningen

på lavbundsarealerne afviger fra kvælstofomsætningen på øvrige arealer, kan det ikke afvi-

ses, at forskellen i lavbundsarealernes repræsentation i målte og umålte oplande kan have

en betydning, men på basis af det foreliggende datagrundlag har ikke været muligt afdæk-

ke dette.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

6. Resultater

6.1 Kvælstoftransporter

Det samlede nationale gennemsnit for kvælstoftransporter og omsætninger beregnet med

oplandsmodellen er vist i Tabel 20.

Det bemærkes, at de anførte tal er beregnet ved aktuelt

klima de enkelte år, og at data derfor ikke umiddelbart lader sig sammenligne med opgø-

relser beregnet ved normaliseret, gennemsnitligt klima.

Den gennemsnitlige udvaskning er opgjort til 190.000 t N/år. Heraf beregner modellen en

retention på 90.000 tons i grundvand samt 28.000 tons ved den empiriske beskrivelse af

terrænnære processer. Den del af udvaskningen, der ikke herved er fjernet (73.000 t N/år)

tilføres overfladevand (vandløb, søer). Yderligere tilførsler af kvælstof til overfladevand

udgøres af organisk N, spildevand fra punktkilder samt et – mindre betydende – atmosfæ-

risk nedfald direkte på det ferske overfladevandsareal. Den samlede gennemsnitlige tilfør-

sel til overfladevand, estimeres hermed til 90.600 tons N/år i perioden. Heraf beregnes

25.400 tons N at fjernes i overfladevandet. Tilbage bliver 65.200 tons N, der som gennem-

snit er strømmet til kystvandene med vandløb. Tillægges spildevand direkte til kystvandene

(5.000 tons N/år) estimeres en samlet tilførsel på 70.100 tons N. Denne tilførsel er lidt min-

dre end hidtil opgjort i forbindelse med det nationale overvågningspram, hvor gennemsnit-

tet for 1990-2010 er estimeret til ca. 75.000 tons N/år (Wiiberg-Larsen et al., 2011).

De beregnede kvælstoftilførsler svinger gennem perioden i takt med ferskvandsafstrømnin-

gen (Figur 52, øverst). Generelt falder tilførslerne dog gennem perioden, - mest tydeligt

fremgår dette fald i kvælstof måske af udviklingen i de vandføringsvægtede koncentrationer

(Figur 52, nederst).

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Tabel 20.

Nøgletal for oplandsmodellens beregnede kvælstoftransporter (gennemsnit for 1990-

2010). Tallene er baseret på en ’ren’ modelkørsel for hele landets areal. Erstattes modelbereg-

ningerne for det målte opland med målte kvælstoftransporter fås samme gennemsnitlige kvæl-

stofbelastning.

Gennemsnit for 1990-2010

Udvaskning

Grundvands retention

N fjernelse ved terrænnære processer

Samlet fjernelse i grundvand og terrænnære processer

Grundvand til overfladevand

Øvrig tilførsel til overfladevand

Organisk N

Atmosfære

Punktkilder (inkl. spredt bebyggelse)

Samlet tilførsel til overfladevand

Retention i overfladevand

Små søer

Store søer

Vådområder

Små vandløb

Store vandløb

Samlet retention i overfladevand

N-tilførsel med vandløb til kystvand

Punktkilder (direkte til kystvand)

Samlet tilførsel til kystvande

1000 ton

190,4

89,5

27,9

117,4

73,0

10,3

0,8

6,5

90,6

1,6

8,2

0,3

9,9

5,5

25,4

65,2

70,1

Kvælstoftransport og kvælstofretention har naturligvis varieret fra år til år. I Figur 51 er vist,

hvorledes den beregnede kvælstofretention i overfladevand har udviklet sig gennem perio-

den. Størst kvælstofretention i vandløb og søer ses i starten af perioden, fordi der her var

en større kvælstofudvaskning og udledning af kvælstof til overfladevand og dermed en

større kvælstofmængde til rådighed for retentionsprocesserne. Variationer i vandafstrøm-

ningen har dog også betydning. I f.eks. 1996 og 1997 var ferskvandsafstrømningen ringe

(Figur 52) og det medvirkede til en reduceret kvælstofudledning til overfladevand og en

mindre kvælstofretention i overfladevand.

Gennem perioden ses også et generelt fald i kvælstofretentionen i vandløb og søer fordi

kvælstofudvaskning fra dyrkede arealer formindskes. Omvendt ses, at kvælstofretentionen i

de reetablerede vådområder gradvist øges fordi arealet af disse områder stiger (jf. tabel

10).

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur

51 Udvikling i beregnet kvælstofretention i hovedvandløb og ’interne’ vandløb, i store og

små søer samt i reetablerede vådområder

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Figur 52.

Udvikling i estimeret ferskvandsafstrømning og kvælstoftilførsel til kystvande 1990-

2010 (øverst) samt udvikling i den vandføringsvægtede kvælstofkoncentration i den samlede

afstrømmende ferskvandsmængde til kystvandene (nederst).

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

For det målte opland (169 kystnære vandløbssstationer), der hidtil har været anvendt i op-

gørelserne af kvælstoftilførslen til kystvande følger den beregnede kvælstoftransport gene-

relt mønstret i den målte samlede årlige transport fra det målte opland, Figur 53. Den be-

regnede transport for målt opland er i figuren vist både med den biaskorrigerede og den

stationskorrigerede model. Niveauet for den biaskorrigerede model ligger generelt - og

specielt i den sidste del af perioden - lidt lavere end den målte. Den modellerede transport,

der også inkluderer en stationsspecifik korrektion, ligger derimod som forventet på et ni-

veau omkring den observerede transport, dog i den seneste del af perioden 1990-2010

med tendens til underestimering af målt kvælstoftransport.

Figur 53.

Kvælstoftransporter fra målt opland (169 kystnære stationer) og den modellerede

årlige transport med alene en bias-korrektion (sort) samt model med stationsspecifik korrektion

(grøn).

For alle de indgående vandløbsstationer er måle- og model data samplottet (Bilag 6.1.1).

Eksempler på dette er vist for fire kystnære stationer, der indgår i opgørelserne af den mål-

te N tilførsel til kystvande, Figur 54.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Liver å

---------------------------------------------------------------------------------------------------------------------

Lindholm å

-----------------------------------------------------------------------------------------------------------------------

Stokkebækken

----------------------------------------------------------------------------------------------------------------------

Langvad å

Figur 54.

Måle og modelresultater fra 4 kystnære stationer anvendt i opgørelser af målt belast-

ning til kystvande. Liver å i Nordjylland, Lindholm å ved Nørresundby, Stokkebæk på Fyn samt

Langvad å på Sjælland. Beregnede værdier er baseret på stationskorrigeret model. For forkla-

ring af de viste data henvises til Bilag 6.1.1

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

7. Vurdering af modellen

Med den udviklede model er der for første gang etableret et nationalt modelværktøj til en

samlet beskrivelse af kvælstoftransport og –omsætning fra dyrkningsfladen til kysten, base-

ret på delkomponenter udviklet specifikt for hhv. rodzone, grundvand og overfladevand.

Modellen er udviklet til beregning af kvælstofbelastning, men kan ligeledes anvendes til

beregning af retentionen i hhv. grundvand, overfaldevand og den samlede retention fra

rodzonen til kysten samt retentionens rumlige variation. Ved anvendelse af modellen opnås

der således overensstemmelse mellem den beregnede belastning og retentionen i de for-

skellige medier.

På basis af måledata fra vandløbsstationer er modellens beskrivelse af årlige kvælstof-

transporter udviklet og testet. Der er benyttet en national tilgang ved kalibrering af model-

len, hvor den rumlige variation i transport og retention er bestemt af de naturgivne variatio-

ner, eksempelvis tætheden af vandløbsnetværket og de geologiske og geokemiske forhold

i undergrunden. Denne tilgang har gjort det muligt at anvende modellen til at overføre viden

fra målte til umålte oplande og herved estimere transporten og omsætningen af kvælstof i

de umålte oplande, ligesom det er muligt at underinddele de målte oplande til estimering af

retentionen på mindre skala. Ved at sammenholde modelberegningerne med de observe-

rede transporter har det endvidere været muligt at give et bud på usikkerheden på såvel

den beregnede kvælstoftransport som retentionsprocenterne.

Ved opgørelse af den samlede belastning til havet bør måledata anvendes som første prio-

ritet. Det er imidlertid ikke alle målestationer der har en fuld tidsserie, og det kan derfor

være nødvendigt at anvende modellen til huludfyldning eller forlængelse af tidserien. I

kvælstofmodellen er der indbygget en rutine til en stationsspecifik korrektion. Korrektionen

foretages ved korrektion af den beregnede retention og sikrer overensstemmelse mellem

den samlede observerede og beregnede kvælstoftransport for den periode, hvor der eksi-

sterer målinger ved stationen. Denne metode har for de fleste vandløb vist sig meget effek-

tiv i forhold til korrektion af de årlige kvælstoftransporter. For de umålte oplande er usikker-

heden opgjort i forhold til den samlede transport fra større sammenhængende arealer, hvor

den årlige usikkerhed for arealer over 50 km

, som landsgennemsnit, er estimeret til mak-

simalt 22 % og som middel 6 % for hele perioden 1990-2010, men varierende for de for-

skellige landsdele.

For vandløbsstationer, hvor der i perioden med både måledata og simulerede værdier er en

forskellig relativ udvikling i de målte og modellerede data, kan modellen ikke umiddelbart

anvendes i den nuværende version til ekstrapolering eller huludfyldning af en ukomplet

måletidsserie. Her vil det være nødvendigt med en videreudvikling af modellen, eksempel-

vis ved opdatering af den geologiske beskrivelse i DK-modellen, der er styrende for grund-

vandets strømningsveje og transporttider. Alternativt kan modelresultaterne suppleres med

opretningsteknikker, der netop søger at tage højde for denne relative forskel i udviklingen.

En sådan tilgang er indarbejdet i den model, der indtil nu er brugt i det nationale overvåg-

ningsprogram (Windolf m.fl. 2012).

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

På mindre skala (ID15 niveau eller mindre) er der stor rumlig variation i det observerede

oplandstab, hvilket kun i mindre grad kan reproduceres med modellen. Det vurderes derfor,

at modellen, indenfor de estimerede usikkerheder, er anvendelig til beregning af kvælstof-

transporten for de målte oplande samt aggregerede transporter fra umålte arealer over 50

. Modellen vurderes derimod ikke anvendelig til estimering af absolutte kvælstoftrans-

porter på mindre skala.

Modellen er udviklet til at gennemføre belastningsberegninger på månedsniveau. Af tids-

mæssige årsager er det imidlertid valgt, at kalibrere og teste modellen på årlige kvælstofbe-

regninger. Modellen kan således anvendes til årlige belastningsberegninger, men er ikke

testet på månedsniveau.

Retentionsprocenter kan med modellen estimeres på basis af den samlede kvælstoftilførsel

og omsætning for en specifik periode. Ved anvendelse af en lang periode opnås et estimat

for en ”middel” retention, der er robust i forhold til klimatiske år til år variationer. For de

estimerede retentionsprocenter er der estimeret et tilnærmelsesvis 95 % konfidens interval-

let, hvilket betyder, at den sande retentionsprocent med 95 % sandsynlighed vil ligge in-

denfor intervallet. I områder med væsentlig forskel i observeret og beregnet udvikling i

kvælstoftransporter, vil den estimerede usikkerhed på retentionen dog ikke være dækken-

de. Den samlede belastning fra målte oplande vil dog altid være lille for hele perioden

1990-2010 samlet set, pga. den stationsspecifikke korrektion. Den faktiske usikkerhed på

modellens beregninger for umålte oplande kan kun endelig testes ved etablering af nye

målinger i områder, der for nuværende er umålte.

Retentionsprocenterne estimeret med modellen giver et estimat for den effektive middel

retention indenfor et ID15 opland, og usikkerheden er relateret til dette estimat. Usikkerhe-

den giver derimod ikke informationer om variationen af retentionsprocenten indenfor et

ID15 opland. Tidligere studier har sandsynliggjort, at der selv indenfor meget små afstande

kan være betydelige variation i retentionen, som eksempelvis demonstreret i NiCA (Hansen

et al., 2014) i forhold til omsætningen i grundvandet.

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

8. Perspektivering

Koblingen af delmodeller specifikt udviklet for de enkelte medier har givet et fagligt forbed-

ret værktøj til estimering af kvælstoftransport og omsætning på national skala. Med ny vi-

den og data vil vores forståelse af relevante processer og deres betydning for omsætnin-

gen af kvælstof øges, hvilket fremadrettet bør udnyttes i den nationale kvælstofmodel. Med

modellens modulopbygning af delmodeller, er det muligt at udskifte disse i takt med, at der

sker videreudvikling heraf. Eksempelvis pågår der netop nu en videreudvikling af udvask-

ningsmodellen NLES, og ved fremtidig anvendelse af kvælstofmodellen, vil det være muligt

at anvende udvaskningsdata beregnet med den nye version.

Den anvendte korrektionsmetode sikrer, at den samlede beregnede og observerede be-

lastning, opgjort over hele perioden med måledata, stemmer bedst muligt overens ved må-

lestationerne. De anvendte delmodeller er følgelig benyttet til at beskrive den rumlige varia-

tion indenfor både de målte og umålte oplande på basis af variationer i de fysiske og bio-

geokemiske forhold. En fremtidig opdatering af kvælstofmodellen baseret på videreudvik-

ling af delmodeller og flere målestationer, vil således kunne forbedre beskrivelsen af den

rumlige variation samt estimatet i de umålte oplande.

En videreudvikling af de indgående delmodeller kan imidlertid først opnås, når der er etab-

leret et bedre videns- og datagrundlag. Den igangværende opdatering af NLES modellen

vil således bygge på et udvidet datasæt med flere afgrødekombinationer og en opdateret

metode til at beregne vandbalancen. Arbejdet med modeludviklingen af NLES5 har også

vist, at når der sker ændringer i den aktuelle landbrugspraksis er det vigtigt, at der etable-

res et datagrundlag, der reflekterer effekten af ændringerne, som kan anvendes til udvikling

af modellen. I NLES5 indarbejdes nye måledata for såvel forskellige efterafgrødetypers

effektivitet over for udvaskningen, betydningen af jordbearbejdning i efteråret og at en ræk-

ke afgrødetyper er repræsenteret ved flere observationer for perioden 2005-2012.

I forhold til beskrivelsen af grundvandets strømning ved DK-modellen, så er der via den

nationale grundvandskortlægning indsamlet en stor viden om de geologiske og hydrologi-

ske forhold i undergrunden, som p.t. ikke er fuldt udnyttet i DK-modellen. Til beskrivelsen af

omsætningen af kvælstof i undergrunden er der, foruden grundvandets strømningsveje,

behov for kendskab til dybden til redoxgrænsen. Til bestemmelse af denne er der anvendt

samtlige observationer tilgængelig i den nationale boringsdatabase Jupiter. De i alt 13.085

boringer med oplysninger om redoxgrænsen giver imidlertid kun en gennemsnitlig dækning

på ca. 0,3 boring pr. km

. Fra detaljerede undersøgelser er det erkendt, at dybden til re-

doxgrænsen kan variere betydeligt, selv over små afstande. Der ligger således en væsent-

lig forbedringsmulighed ved såvel indsamling af supplerende data, samt udvikling af meto-

der, der gør det muligt at inkludere betydningen af denne småskala variation i modeller

udviklet på oplandsskala.

Tilstedeværelsen af dræn kan have stor betydning for den samlede udledning af kvælstof til

overfladevandet. Mængden af kvælstof i drænvand vil imidlertid afhænge af hvor vandet i

drænene stammer fra, eksempelvis direkte fra udvaskning fra rodzonen uden yderligere

omsætning, eller fra højere beliggende områder i baglandet, hvor der under transporten

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

kan være sket en hel eller delvis omsætning af kvælstoffet. I den nationale kvælstofmodel

er der ingen implicit antagelse mht. hvorvidt vandet i dræn er nitratholdigt eller ej, dette

bestemmes alene på basis af grundvandets strømningsveje og redoxgrænsens placering.

Viden om drænenes placering samt mere viden om dynamikken for drænafstrømningen og

omsætningen af nitrat i rodzonen vil kunne forbedre beskrivelsen af de terrænnære trans-

portveje i DK-modellen. Derved vil beregningerne foretaget med kvælstofmodellen også

kunne optimeres. Der er for nuværende flere projekter, hvori drænplacering og målinger af

dræns vand- og kvælstofdynamik indgår som et centralt element. Denne viden bør efterføl-

gende udnyttes til en videreudvikling af kvælstofmodellen.

I kvælstofmodellen er differentiering af overfladevandsretentionen beskrevet ved modeller

udviklet for hhv. vandløb (opdelt i ”generelle” vandløb og ”grøfter”), søer (”små”, ”store” og

hensyntagen til opholdstider) og vådområder (på ler og sand). Eksisterende nationale og

internationale studier viser, at retentionen i overfladevandssystemet generelt er meget af-

hængig af de lokale forhold, hvilket er søgt understøttet ved opdeling af de enkelte overfla-

devandstyper. Det samlede observationssæt benyttet til udviklingen er dog begrænset spe-

cielt i forhold til omsætningen i vandløbsnære arealer, vådområder og vandløb, samt ved

underinddelingen i forskellige sø-typer, herunder søer i kæde. De anvendte modeller for

især vandløb, vandløbsnære arealer, naturlige og reetablerede vådområder og søer ind-

drager i dag ikke i tilstrækkelig grad betydningen af og samspillet mellem de hydrauliske og

økologiske forhold gennem året. Det er f.eks. velkendt at lavvandede søer og vandløb med

udbredt undervandsvegetation ofte har en forøget kvælstofomsætning og –optag. Skal der

opnås en forbedret differentiering af kvælstofomsætning i de forskellige overfladevandsty-

per, herunder interaktionen mellem overfladevand og ånære arealer, er der således behov

for forskning indenfor området med henblik på en bedre procesforståelse og videreudvik-

ling af delmodellerne.

Ved udviklingen af den nationale kvælstofmodel indgår der ”terrænnære processer” som er

en rent empirisk beskrivelse og dækker over omsætningsprocesser, der ikke beskrives

eksplicit i modellen. Baseret på en residual analysen blev det fundet, at omsætningen ge-

nerelt skulle øges i de grov sandede områder, hvilket er tilskrevet en større retention i den

hyporheisk zone. Denne tolkning bør efterprøves ved aktuelle studier. Omsætning af kvæl-

stof i lavbundsarealer har haft stor bevågenhed og der er igangsat flere projektet, der har til

formål, at studere de detaljerede omsætningsprocesser og deres betydning for forskellige

typer af lavbund. Denne viden kan efterfølgende inddrages i en opdateret version af kvæl-

stofmodellen, enten via beskrivelse af strømningsveje og reduktionsforhold med DK-

modellen, eller ved kvalificering af beskrivelsen relateret til de terrænnære processer.

Den nationale kvælstofmodel er designet så nye måledata kan udnyttes. Nye stationer tæt

på kysten vil kunne anvendes til en kvalificering af vandafstrømningen samt kvælstoftrans-

port og -retention i de ellers umålte områder. Målinger af kvælstofudledningen i ID15 op-

lande kan også medvirke til at opnå en uafhængig validering af kvælstofretentionen

I nærværende projekt har formålet været at udvikle en national kvælstofmodel og med

denne opnå den bedst mulige nationale kvælstofbeskrivelse indenfor projektperioden. Pro-

jektet har derfor ikke indeholdt en detaljeret analyse af enkeltområder med afvigende mo-

delperformance. Dette vil imidlertid være en oplagt fortsættelse af projektet, til en mere

100

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

detaljeret afdækning af, hvor der er behov for vidensopbygning og dataindsamling i forhold

til den nationale opgørelse og til en forbedret regional og lokal beskrivelse.

Behovet for etablering af ny viden samt supplerende dataindsamling vil være stigende des

mindre skala modelberegningerne skal anvendes på og jo højere krav, der stilles til den

sikkerhed beregninger har. Med en national model er det ikke muligt at analysere detailstu-

dier for opnåelse af en forbedret procesforståelse på lokal skala. Opnås der derimod ny

viden fra detailstudier til kvantificering af kvælstofomsætningen, vil det være muligt at ind-

bygge denne viden i den nationale model og derved opnå en forbedret beskrivelse af den

rumlige variation.

101

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

9. Referencer

Abrahamsen, P. and Hansen S. (2000). Daisy: an open soil-crop-atmosphere system model.

Environmental Modelling and Software. 15, 313-330.

Børgesen, Christen Duus, Poul Nordemann Jensen, Gitte Blicher-Mathiesen og Kirsten Schelde

(editors) (2013). Udviklingen i kvælstofudvaskning og næringsstofoverskud fra dansk land-

brug for perioden 2007-2011. Evaluering af implementerede virkemidler til reduktion af

kvælstofudvaskning samt en fremskrivning af planlagte virkemidlers effekt frem til 2015.

DCA rapport nr. 31, 153 s. Aarhus Universitet

Børgesen, C.D., Waagepetersen, J., Iversen, T.M., Grant, R., Jacobsen, B. & Elmholt, S. (2009).

Midtvejsevaluering af Vandmiljøplan III – hoved og baggrundsnotater. Det Jordbrugs-

videnskabelige Fakultet og Danmarks Miljøundersøgelser. DJF rapport Markbrug 142. 233 s.

Børgesen., C.D., Grant, R. 2003. Baggrundsnotat til VMP II – slutevaluering. Vandmiljøplan II

modelberegning af kvælstofudvaskning på landsplan, 1984-2002. Internt notat,Danmarks

Miljøundersøgelser og Danmarks JordbrugsForskning. www.dmu.dk -publikationer – øvrige

publikationer og www.agrsci.dk – vandmiljo.

Børgesen, C.D. & Heidmann, T. (2002) Landsberegninger af kvælstofudvaskningen fra landbru-

get med SKEP/DAISY og SIM IIIB modellerne. DJF rapport Markbrug nr. 62.

Blicher-Mathiesen, G. (2011). Notat om status for N-udledning fra lavbundsarealer. Bidrag til

diskussion af landbrugsarealers sårbarhed med hensyn til N-udledning til vandmiljøet.

Workshop afholdt 13. december 2011 hos Videncenter for Landbrug. Notat fra DCE - Natio-

nalt Center for Miljø og Energi.

Blicher-Mathiesen, G., Rasmussen, A., Grant, R., Jensen, P.G., Hansen, B. & Thorling, L. 2013.

Landovervågningsoplande 2012. NOVANA. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for

Miljø og Energi, 154 s. - Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi

nr. 74

http://dce2.au.dk/pub/SR74.pdf

Eriksen. J, Jensen P.N., Jacobsen, B.H. (Ed) 2014. Virkemidler til realisering af 2. generations

vandplaner og målrettet arealregulering. DCA rapport nr 052. December 2014. DCA - Natio-

nalt Center for Fødevarer og Jordbrug

Ernstsen, V. og von Platen, F. 2014. Opdatering af det nationale redoxkort fra 2006. Danmarks

og Grønlands Geologiske Undersøgelse, rapport 2014/20.

Ernstsen, V., Henriksen, H.J. and von Platen, F. 2001. Principper for beregning af nitratredukti-

on I jordlagene under rodzonen. Miljøstyrelsen. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen, nr. 24.

Ernstsen, V. Højbjerg, A.L., Jakobsen, P.R., von Platen, F., Tougaard, L., Hansen, J.R., Blicher-

Mathiasen, G., Bøgestrand, J. og Børgesen, C.D. 2006. Begegning af nitrat-

reduktionsfaktorer fra zonen mellem rodzonen og frem til vandløbet. Data og metode for 1.

Generationskortet. Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse. Rapport nr. 93.

Ernstsen, V., Jakobsen, P.R., von Platen, F. 2008. Nitratreduktionsklasser for kystnære arealer

(”hvide områder” – data og metode. Supplement til GEUS rapport 2006/93. De nationale

geologiske Undersøgelser for Danmark og Grønland. Rapport nr. 30

102

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

Grant, R., Pedersen, L.E., Blicher-Mathiesen, G., Jensen, P.G., Hansen, B. & Thorling, L. 2009:

Landovervågningsoplande 2007. NOVANA. Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus

Universitet. 126 s. – Faglig rapport fra DMU nr. 709. http://www.dmu.dk/Pub/FR709

Grant, R., Blicher-Mathiesen, G., Jørgensen, J.O., Kloppenborg-Skrumsager, B., Kronvang, B.,

Jensen, P.G. ,Pedersen, M. & Rasmussen, P.. 2000: Landovervågningsoplande 1999. NOVA

2003. Danmarks Miljøundersøgelser. 150 s. – Faglig rapport fra DMU nr. 334

Gundersen, P., Sevel., L., Christiansen, J.R., Vesterdal, L, Hansen, K. & Bastrup-Birk, A. (2009)

Do indicators of nitrogen retention and leaching differ between coniferous and broad-

leaved forest in Denmark. Forest Ecology and Management 258, 1137-1146.

Hansen AL, Gunderman D, He X, Refsgaard JC (2014) Uncertainty assessment of spatially dis-

tributed nitrate reduction potential in groundwater using multiple geological realizations,

journal of Hydrology 519: 225-237.

Hoffmann, C.C., Baattrup-Pedersen, A., Jeppesen, E., Amsinck, S.L. & Clausen, P. 2006:

Overvågning af Vandmiljøplan II Vådområder 2005. Danmarks Miljøundersøgelser. 128 s. -

Faglig rapport fra DMU nr. 576.

http://faglige-rapporter.dmu.dk

Højberg A.L., Stisen, S., Olsen, M., Troldborg, L., Uglebjerg, T.B., Jørgensen, L.F. (2015a) DK-

model2014, Model opdatering og kalibrering. GEUS rapport 2015/8.

Højberg, A.L., Windolf, J., Børgesen, C.D., Troldborg, L., Tornbjerg, H., Blicher-Mathiesen, G.,

Kronvang B., Thodsen, H. og Ernstsen (2015b) National kvælstofmodel, Oplandsmodel til

belastning og virkemidler – Kortleverancer. GEUS.

Jensen, P.J. (red.), Blicher-Mathiesen, G., Rasmusen, A., Vinther. F.V., Børgesen, C.D., Schelde,

K., Rubæk, G., Sørensen, P., Olesen, J.E. & Knudsen, L. 2014. Fastsættelse af baseline 2021.

Effektvurdering af planlagte virkemidler og ændrede betingelser for landbrugsproduktion i

forhold til kvælstofudvaskning fra rodzonen for perioden 2013-2021. Aarhus Universitet,

DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, 76 s. - Teknisk rapport fra DCE - Nationalt Center

for Miljø og Energi nr. 43. http://dce2.au.dk/pub/TR43.pdf

Kristensen, K., Jørgensen, U. & Grant, R. (2003) Genberegning af modellen N-LES. Baggrunds-

notat til Vandmiljøplan II – slutevaluering. Danmarks Miljøundersøgelser og Danmarks

JordbrugsForskning.

Kristensen, K., Waagepetersen, J., Børgesen, C.D., Vinther, F.P., Grant, R., Blicher-Mathiesen,

G., 2008. Reestimation and further development in the model N-LES to N-LES4. Det Jord-

brugsvidenskabelige Fakultet, Aarhus Universitet og Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus

Universitet. DJF rapport 139.

Larsen, S.E, Kristensen, K. 2007. The leaching model N-LES3 – uncertainty and validation. Det

Jordbrugsfaglige Fakultet, Aarhus University. Rapport DJF markbrug Nr. 132.

Naturstyrelsen (2013): Punktkilder 2012, NOVANA. Rapport udgivet af Naturstyrelsen 2013.

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

Planteavl 89: 319-329.

Piil, K. & Knudsen, L. 2013. Drænvandsundersøgelsen 2012/13. VidenCenter for Landbrug s. 90.

Refsgaard JC, Stisen S, Højberg AL, Olsen M, Henriksen HJ, Børgesen CD, Vejen F, Kern-Hansen

C & Blicher-Mathiesen (2011) Vandbalance i Danmark - Vejledning i opgørelse af vandba-

103

MIU, Alm.del - 2014-15 (1. samling) - Bilag 191: Rapport fra GEUS omkring det nye retentionskort, fra miljøministeren

lance ud fra hydrologiske data for perioden 1990-2010, Danmarks og Grønlands Geologiske

Undersøgelse Rapport 2011/77

Seitzinger, S.P., Styles, R.V., Boyer, E.W., Alexander, R.B., Billen, G., Howarth, R.W., Mayer, B. &

Breemen, N.V., 2002. Nitrogen retention in rivers: Model development and application to

watersheds in the Northeastern U.S.A. Biogeochemistry 57/58: 199-237.

Schmidt, M. & Lipson, L 2009. Distilling Free-Form Natural Laws from Experimental

Science

324,

81 (2009);Data DOI: 10.1126/science.1165893

Wiberg-Larsen, P. (red.), 2013: Vandløb 2012. NOVANA. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt

Center for Miljø og Energi, 84 s. - Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø

og Energi nr. 75.

http://dce2.au.dk/pub/SR75.pdf

Windolf, J., Jeppesen, E., Jensen, J.P. & Kristensen, P. 1996. Modelling of seasonal variation in

nitrogen retention and in-lake concentration. A four-year mass balance study in 16 shallow

Danish lakes. Biogeochemistry 33: 25-44.

Windolf, J., Bøgestrand, J. & Kjeldgaard, A. (2012) Beregning af kvælstoftilførsel til en række

udpegede danske fjorde Notat fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi. Aarhus Uni-

versitet,

Institut

for

Bioscience.

http://dce.au.dk/fileadmin/dmu.au.dk/Notat_kvaelstoftilfoersel_til_fjorde.pdf

Wiberg-Larsen, P., Windolf, J., Bøgestrand, J., Baattrup-Pedersen, A., Kristensen, E.A, Larsen,

S.E., Thodsen, H., Ovesen, N.B., Bjerring, R., Kronvang, B. & Kjeldgaard, A 2013: Vandløb

2012. NOVANA. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, 84 s. - Vi-

denskabelig rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 75.

http://dce2.au.dk/pub/SR75.pdf

Wiberg-Larsen, P., Windolf, J., Bøgestrand, J., Larsen, S.E., Thodsen, H., Ovesen, N.B., Kron-

vang, B. & Kjeldgaard, A. 2012: Vandløb 2011. NOVANA. Aarhus Universitet, DCE – Natio-

nalt Center for Miljø og Energi, 70 s. - Videnskabelig rapport fra DCE – Nationalt Center for

Miljø og Energi nr. 32. http://www.dmu.dk/Pub/SR32.pdf

104