MOF, Alm.del - 2015-16 - Endeligt svar på spørgsmål 433: Spm. om, oversendelse af en oversigt over udviklingen i prosulfocarb i regnvand på de to målestationer siden 2009, til miljø- og fødevareministeren

Miljø- og Fødevareudvalget 2015-16
MOF Alm.del
Offentligt

ATMOSFÆRISK DEPOSITION 2014

NOVANA

Videnskabelig rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi

nr. 163

2015

AARHUS

UNIVERSITET

DCE – NATIONALT CENTER FOR MILJØ OG ENERGI

MOF, Alm.del - 2015-16 - Endeligt svar på spørgsmål 433: Spm. om, oversendelse af en oversigt over udviklingen i prosulfocarb i regnvand på de to målestationer siden 2009, til miljø- og fødevareministeren

[Tom side]

ATMOSFÆRISK DEPOSITION 2014

NOVANA

Videnskabelig rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi

nr. 163

2015

Thomas Ellermann

Rossana Bossi

Jesper Christensen

Per Løfstrøm

Christian Monies

Lone Grundahl

Camilla Geels

Aarhus Universitet, Institut for Miljøvidenskab

AARHUS

UNIVERSITET

DCE – NATIONALT CENTER FOR MILJØ OG ENERGI

Datablad

Serietitel og nummer:

Titel:

Undertitel:

Forfattere:

Institution:

Udgiver:

URL:

Udgivelsesår:

Redaktion afsluttet:

Faglig kommentering:

Quality assurance, DCE:

Finansiel støtte:

Bedes citeret:

Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 163

Atmosfærisk deposition 2014

Novana

Thomas Ellermann, Rossana Bossi, Jesper Christensen, Per Løfstrøm, Christian Monies, Lone

Grundahl og Camilla Geels

Institut for Miljøvidenskab

Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi ©

http://dce.au.dk

December 2015

Oktober 2015

Claus Nordstrøm, Institut for Miljøvidenskab, Aarhus Universitet

Susanne Boutrup, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, Aarhus Universitet

Miljøministeriet

Ellermann, T., Bossi, R., Christensen, J., Løfstrøm, P., Monies, C., Grundahl, L. & Geels, C. 2015:

Atmosfærisk deposition 2014. NOVANA. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for

Miljø og Energi. 88 s. – Videnskabelig rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi

nr. 163.

http://dce2.au.dk/pub/SR163.pdf

Gengivelse tilladt med tydelig kildeangivelse

Sammenfatning:

Kvælstofdepositionen til danske farvande og landområder er for 2014 beregnet til hhv. 89

og 63 ktons N. Beregningerne er foretaget med luftforureningsmodellen DEHM.

Kvælstofdepositionen til både vand- og landområderne er faldet med 35 % siden 1989.

For fosfor er depostionen estimeret til ca. 130 og 170 tons P til hhv. de indre danske

farvande og landområder og der er ikke sket betydelige ændringer i depositionerne.

Svovldepositionen til danske landområder er for år 2014 beregnet til ca. 13,7 ktons S.

Svovldepositionen er faldet med ca. 70 % siden 1989. Koncentrationer og depositioner af

tungmetaller (Cr, Mn, Fe, Ni, Cu, Zn, As, Cd og Pb) i 2014 adskiller sig ikke væsentligt fra de

seneste år. Koncentrationer og depositioner af tungmetaller er faldet til 16 – 60 % af

niveauet i 1990. Rapporten indeholder endvidere resultater fra måling af ozon og af

våddeposition af udvalgte miljøfremmede organiske stoffer. Endelig indeholder rapporten

et fokuspunkt om måling af udviklingstendenser for koncentrationerne af svovldioxid set i

lyset af reguleringen af udledninger af svovl fra skibstrafik.

Atmosfærisk deposition, luftkvalitet, kvælstofforbindelser, svovl, fosfor, tungmetaller,

deposition til hav og land, emissionskilder, ozon, miljøfremmede organiske stoffer

Majbritt Pedersen-Ulrich

Thomas Ellermann

978-87-7156-165-4

2244-9981

Rapporten er tilgængelig i elektronisk format (pdf) som

http://dce2.au.dk/pub/SR163.pdf

Emneord:

Layout:

Forsidefoto:

ISBN

ISSN (elektronisk):

Sideantal:

Internetversion:

Indhold

Forord

Sammenfatning

Indledning

1.1

1.2

Overvågningsprogrammet

Vejret i 2014

Relevans

Målsætning

Svovldeposition i 2014

Atmosfærisk belastning af danske landområder

Grænseværdier for SO

til beskyttelse af vegetation

Udviklingstendenser for svovldepositionen

Kvælstof

2.1

2.2

2.3

2.4

2.5

2.6

2.7

2.8

2.9

2.10

Relevans

Målsætning

Kvælstofdeposition i 2014

Atmosfærisk belastning af danske farvande

Atmosfærisk belastning af danske landområder

Kilder til kvælstofdeposition

Udviklingstendenser for kvælstofdepositionen

Grænseværdier for NOx til beskyttelse af vegetation

Ammoniak og naturmålestationerne

Kvælstofdeposition til naturområder – modelberegninger

på lokal skala

Fosfor

3.1

3.2

3.3

Relevans

Målsætning

Tilstand, udviklingstendens og årsag

Svovl

4.1

4.2

4.3

4.4

4.5

4.6

Tungmetaller

5.1

5.2

5.3

Relevans

Målsætning

Tilstand og årsag

Ozon og vegetation

6.1

6.2

6.3

Relevans

Målsætning

Tilstand, udvikling og årsag

Deposition af miljøfarlige organiske stoffer

7.1

7.2

7.3

7.4

7.5

Relevans

Målsætning

Våddeposition af pesticider

Våddeposition af nitrophenoler

Våddeposition af PAH

Fokuspunkt: Effekten af svovlreduktion i skibsbrændstof på

koncentrationerne af svovldioxid

8.1

8.2

8.3

8.4

8.5

Regulering af svovlindhold i skibsbrændstof

Målemetoder og modelberegninger

Udviklingstendens i koncentration af svovldioxid

Indflydelse fra udbrud i lavaområdet Holuhraun på

Island i 2014

Sammenfatning og konklusion

Referencer

Bilag 1 Måleusikkerheder og detektionsgrænser for analyse af

miljøfarlige organiske stoffer

Bilag 2 Udviklingstendenser for luftkoncentrationer og

våddeposition ved målestationerne

Bilag 3 Prosulfocarb

Forord

Denne rapport udgives af DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi, Aarhus

Universitet (DCE) som et led i den landsdækkende rapportering af det Nati-

onale program for Overvågning af VAndmiljøet og NAturen (NOVANA).

NOVANA er fjerde generation af nationale overvågningsprogrammer, som

med udgangspunkt i Vandmiljøplanens Overvågningsprogram blev iværk-

sat efteråret 1988. Nærværende rapport omfatter data til og med 2014.

Overvågningsprogrammet er målrettet mod at tilvejebringe det nødvendige

dokumentations- og vidensgrundlag til at understøtte Danmarks overvåg-

ningsbehov og –forpligtelser, bl.a. i forhold til en række EU-direktiver inden-

for natur- og miljøområdet. Programmet er løbende tilpasset overvågningsbe-

hovene og omfatter overvågning af tilstand og udvikling i vandmiljøet og

naturen, herunder den terrestriske natur og luftkvalitet.

DCE har som en væsentlig opgave for Miljø- og Fødevareministeriet at bi-

drage med forskningsbaseret rådgivning til styrkelse af det faglige grundlag

for miljøpolitiske prioriteringer og beslutninger. Som led heri forestår DCE

med bidrag fra Institut for Bioscience og Institut for Miljøvidenskab, Aarhus

Universitet den landsdækkende rapportering af overvågningsprogrammet

inden for områderne ferske vande, marine områder, landovervågning, at-

mosfæren samt arter og naturtyper.

I overvågningsprogrammet er der en arbejds- og ansvarsdeling mellem fag-

datacentrene og Naturstyrelsen. Fagdatacentret for grundvand er placeret

hos De Nationale Geologiske Undersøgelser for Danmark og Grønland

(GEUS), fagcentret for punktkilder hos Naturstyrelsen, mens fagdatacentre-

ne for vandløb, søer, marine områder, landovervågning samt arter og natur-

typer er placeret hos Institut for Bioscience, Aarhus Universitet og fagdata-

centret for luftkvalitet hos Institut for Miljøvidenskab, Aarhus Universitet.

Denne rapport er udarbejdet af fagdatacentret for luftkvalitet og er baseret

på fagdatacentrets overvågning af luftkvaliteten i Danmark.

Konklusionerne i denne rapport sammenfattes sammen med konklusionerne

fra de øvrige fagdatacenter-rapporter i Vandmiljø og natur 2014, som udgi-

ves af DCE, GEUS og Naturstyrelsen.

Sammenfatning

Rapporten sammenfatter de vigtigste konklusioner fra Baggrundsovervåg-

ning af luftkvalitet og atmosfærisk deposition fra 2014. Overvågningen ind-

går som en del af det Nationale Program for Overvågning af Vandmiljøet og

Naturen (NOVANA). Rapporten opsummerer hovedresultaterne vedrøren-

de måling og beregning af atmosfæriske koncentrationer og depositioner af

kvælstof-, fosfor- og svovlforbindelser, udvalgte tungmetaller og miljø-

fremmede organiske forbindelser samt koncentrationer af ozon.

Kvælstofdepositionen til danske farvandsområder (105.000 km

) er for 2014

beregnet med luftforureningsmodellen DEHM til 89 ktons N (8,4 kg N/ha)

og til landområderne (areal 43.000 km

) til 63 ktons N (15 kg N/ha). Den

samlede kvælstofdeposition til vand- og landområderne er på basis af over-

vågningsresultaterne vurderet til at være faldet med ca. 35 % i perioden

1989-2014. Faldet i kvælstofafsætningen er relativt jævn i den første del af

perioden, og er fladet noget ud i de seneste år. Dog ses variationer fra år til

år på grund af ændringer i de meteorologiske forhold. Årsagen til faldet er

reduktion i emissionerne på europæisk plan, herunder i Danmark.

Rapporten præsenterer resultater fra målinger af ammoniak på udvalgte na-

turmålestationer samt detaljerede beregninger af kvælstofdeposition til ud-

valgte naturområder. Disse beregninger udføres med lokalskalamodellen

kaldet OML-DEP.

Depositionen af fosfor i 2014 til de indre danske farvande (31.500 km

) og

landområder (43.000 km

) estimeres til hhv. ca. 130 tons P og ca. 170 tons P.

Det vurderes, at der ikke er sket væsentlige ændringer i koncentrationer og

depositioner af fosfor i perioden 1989-2014.

Depositionen af svovlforbindelserne til danske landområder er for 2014 be-

regnet med DEHM til ca. 13,7 ktons S. Baseret på signifikante fald i koncen-

trationer og våddeposition vurderes det, at svovldepositionen er faldet med

ca. 70 % siden 1989. Faldet i svovldepositionen er fortrinsvist sket i perioden

frem til 2001, hvorefter depositionen har været forholdsvis konstant indtil

2007, hvor der igen observeres en tendens til en faldende svovldeposition.

Faldet i depositionen følger udviklingstendensen for de europæiske emissi-

oner af svovl. Faldet siden 2007 er for en stor del forårsaget af den faldende

udledning af svovl fra skibstrafik i danske farvande.

Depositioner og koncentrationer af ni tungmetaller (Cr, Mn, Fe, Ni, Cu, Zn,

As, Cd, og Pb) i 2014 adskiller sig ikke væsentligt fra de seneste år. Over de

seneste 24 år er der sket et fald i tungmetalniveauerne til mellem 16 og 60 %

af niveauet i 1989. Størst fald ses for bly og cadmium. For de fleste af tung-

metallerne har faldet været størst i perioden frem til sidste halvdel af

1990’erne, hvorefter ændringerne har været forholdsvis små.

Ozonkoncentrationen i baggrundsområderne har ligget på omtrent samme

niveau siden slutningen af 1980’erne. Middel af AOT40 (mål for beskyttelse

af vegetation mod skader fra ozon) for perioden fra 2009-2014 ligger under

6.000 ppb·timer på alle baggrundsmålestationer (Ulborg, Keldsnor, Lille

Valby/Risø). I 2014 er der dermed ingen overskridelse af EU’s målværdi,

som er gældende fra 2010. EU’s langsigtede mål for beskyttelse af vegetation

(3.000 ppb·timer) blev i 2014 kun overskredet ved Risø og Ulborg.

Måling af våddeposition af miljøfremmede organiske stoffer ved Sepstrup

Sande og Risø viser, at våddeposition i 2014 lå h.h.v. på omkring 104 og 115

µg/m

for pesticider (19 stoffer), hvoraf over 60 % alene stammer fra prosul-

focarb. Depositionen af nitrophenoler (6 stoffer) lå på h.h.v. 815 og 1155

µg/m

og depositionen af PAH (22 stoffer) lå på h.h.v. 116 og 145 µg/m

Resultaterne fra Sepstrup Sande undervurderer den årlige våddeposition

grundet tekniske vanskeligheder med udstyret i januar-februar. Kapitlet in-

deholder endvidere en analyse af udviklingstendenserne for prosulfocarb,

som har været særligt i fokus grundet fund af prosulfocarb i forbindelse

med økologisk æbleproduktion.

Rapporten afsluttes med et Fokuspunkt med analyse af udviklingstenden-

serne for koncentrationerne af svovldioxid set i relation til nedsættelse af det

tilladte svovlindhold i skibsbrændstof i forbindelse med årsskiftet

2014/2015. Svovldioxidkoncentrationerne i januar-maj 2015 faldt med 50-60

% set i forhold til gennemsnittet fra de samme måneder i de foregående fire

år, hvilket vurderes at skyldes reducerede udledninger fra skibsbrændstof. I

forbindelse med analysen blev der observeret udsædvanligt høje koncentra-

tioner af svovldioxid i efteråret 2014, som formentligt stammer fra vulkan-

udbrud på Island.

Indledning

Delprogram for Luft under NOVANA rapporteres i to særskilte rapporter,

hvoraf nærværende rapport præsenterer resultaterne for 2014 omkring luft-

kvalitet og atmosfærisk deposition i relation til vandmiljø og naturen. Den

anden del af programmet omkring luftkvalitet i relation til sundhed og med

fokus på byerne bliver rapporteret særskilt i efteråret 2015 (Ellermann et al.,

2015).

Overvågningen udføres af DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi, Aar-

hus Universitet.

Delprogram for Luft viderefører mange af de elementer, som har indgået i

de tidligere versioner af luftovervågningsprogrammet og er baseret på inte-

gration af målinger og modelberegninger. I det nuværende program indgår

således fortsat:



Bestemmelse af luftkoncentrationer og depositionsmængder af de kvæl-

stof- og svovlforbindelser, som er vigtigst i relation til eutrofiering og for-

suring.



Skøn over depositionen af fosfor.



Bestemmelse af luftkoncentrationer og depositionsmængder af en række

miljøfarlige tungmetaller.



Bestemmelse af luftkoncentrationer af ozon.



Omfattende beregninger af deposition af kvælstof og svovl på danske

land- og vandområder. Disse beregninger udføres med DEHM (Dansk

Eulersk Hemisfærisk Model).



Bestemmelse af våddeposition af miljøfremmede organiske stoffer (pesti-

cider, PAH og nitrophenoler).



Naturdelprogram med fokus på afsætning af kvælstof til følsomme na-

turområder. Denne del omfatter målinger af ammoniakkoncentrationer

på en lang række naturområder.



Naturdelprogrammet omfatter også modelberegninger af kvælstofdepo-

sition til udvalgte naturområder. Disse beregninger foretages med høj

geografisk opløsning, således at beregningerne kan tage højde for am-

moniakdepositionen fra kilderne i lokalområdet.

Resultaterne er præsenteret på en indikatoragtig form. Rapporten er derfor

kortfattet og omfatter kun hovedresultaterne fra overvågningsprogrammet.

Som udgangspunkt for den indikatoragtige præsentation af resultaterne gi-

ves i dette kapitel en kort introduktion til overvågningsprogrammet. Efter

denne introduktion gives en kort beskrivelse af de danske meteorologiske

forhold i 2014, da disse spiller en afgørende rolle for størrelsen af koncentra-

tioner og depositioner af luftforureningskomponenter.

1.1

Overvågningsprogrammet

Formålet med overvågningsprogrammet er dels at beskrive luftforureningen

over danske land- og havområder, dels at bestemme den atmosfæriske til-

førsel af eutrofierende, forsurende og miljøskadelige stoffer til danske øko-

systemer. Resultaterne fra overvågningsprogrammet bruges til at beskrive

den geografiske og tidslige variation af luftforureningskomponenterne og

giver mulighed for at vurdere årsagerne til eventuelle ændringer. For at op-

fylde målsætningen er hovedparten af overvågningsprogrammet rettet mod

baggrundsområderne i Danmark (uden for byer og ikke tæt ved lokale kil-

der), idet det er hensigten at måleprogrammet skal afspejle de regionale ni-

veauer, og ikke blot en enkelt nærved liggende kilde.

Overvågningsprogrammet har siden 1994 bygget på en kombination af må-

linger og modelberegninger, for herved at styrke det faglige udbytte af pro-

grammet. Målingerne anvendes til beskrivelse af den aktuelle status for luft-

kvalitet og deposition, sæsonvariationer og udviklingstendenser. Modelbe-

regningerne anvendes til at ekstrapolere resultaterne fra målestationerne ud

til større geografiske områder og anvendes således til bestemmelse af depo-

sitionen til de enkelte farvands- og landområder. Modelberegninger benyt-

tes endvidere til bestemmelse af kildefordeling og det danske bidrag til de-

positionen. Den seneste større revision af måleprogrammet blev foretaget i

2010. Ændringerne i forbindelse med denne revision er beskrevet i de tidli-

gere årsrapporter.

I 2014 bestod netværket af 8 større faste målestationer, hvor der blev målt:



Våddeposition af kvælstofforbindelser (ammonium og nitrat), sulfat, fos-

fat og en række udvalgte tungmetaller.



Koncentrationer af kvælstofforbindelser i gas- og partikelfase (ammoni-

ak, kvælstofdioxid, partikelbundet ammonium og sum af partikulært

bundet nitrat og salpetersyre) samt svovldioxid og partikulært bundet

sulfat. Endvidere foretages på udvalgte målestationer specialmålinger af

salpetersyre og partikulært bundet nitrat samt af ammoniak og partiku-

lært bundet ammonium.



Koncentrationer af en række udvalgte tungmetaller på to af målestatio-

nerne.



Våddeposition af miljøfarlige organiske stoffer (MFS: pesticider, PAH og

nitrophenoler) på to målestationer.



Koncentrationen af ozon.

Den ene af disse målestationer (Ulborg) var for en række af målingerne ude

af drift i store dele af 2014, som en konsekvens af at stormen Bodil væltede

målestationen i december 2013.

Programmet varierer på de enkelte målestationer.

Udover dette består måleprogrammet af en række mindre målestationer

med fokus på målinger af koncentrationerne af ammoniak og ammonium i

relation til den luftbårne kvælstofs påvirkning af kvælstoffølsomme natur-

områder. I år 2014 bestod denne del af programmet af naturmålestationer

placeret på Idom Hede (hede) og Lille Vildmose (højmose), samt 15 natursta-

tioner fordelt på kvælstoffølsomme naturområder rundt om i landet.

Placeringen af målestationerne og måleprogrammet ved de større faste må-

lestationer i luftovervågningsprogrammet fremgår af figur 1.1 og tabel 1.1.

Figur 1.2 viser eksempler på det måleudstyr, som anvendes på målestatio-

nerne.

Anholt

Tange

Ulborg

Sepstrup

Lille Valby/Risø

Lindet

Pedersker

Keldsnor

100 km

Figur 1.1.

De faste større målestationer i Delprogram for luft under NOVANA.

Tabel 1.1.

Oversigt over målingerne på de faste større målestationer i Delprogram for Luft

under NOVANA.

Målestation

Anholt

Keldsnor

Våddeposition*

Uorganisk, Tungmetaller

MFS

Lindet

Pedersker

Sepstrup Sande

Tange

Ulborg****

Uorganisk, Tungmetaller

Uorganisk, Tungmetaller,

MFS

Filterpack

Filterpack, Denuder, Passiv

opsamler, NO

, O

Uorganisk: N, P, S, Na, Cl, Mg, K og Ca. Tungmetaller: Cr, Ni, Cu, Zn, As, Cd, Pb og

Fe. MFS: Pesticider, PAH og nitrophenoler.

** Filterpack: NH

, SO

og partikulært N, S, Ni, As, Cd, og Pb. Tungmetallerne er kun be-

stemt ved Anholt og Risø. Naturstation: Denuder: måling af NH

, HNO

og partikulært

og NO

. Passiv opsamler: NH

*** Målestationen ved Lille Valby blev juli 2010 flyttet 2 km vestover til Risø, hvor den blev

udvidet med ekstra målinger.

**** Grundet stormen i december 2013, blev der i 2014 ikke foretager målingern med filter-

pack og af NO

og O

Gas og partikler**

Filterpack, NO

, Denuder

Denuder, NO

, O

Filterpack, Denuder, Passiv

opsamler, NO

, O

Passiv opsamler

Lille Vaby/Risø***

Uorganisk, Tungmetaller

Ud over anvendelsen af måleresultaterne fra Delprogram for luft under

NOVANA indgår de danske måleresultater i en række internationale moni-

teringsprogrammer. Det drejer sig om følgende tre programmer:



Co-operative programme for monitoring and evaluation of the long-

range transmission of air pollutants in Europe (EMEP; European Monito-

ring and Evaluation Programme), som fokuserer på den grænseoverskri-

dende luftforurening i Europa.



Monitering under Oslo-Paris-Kommissionen (OSPARCOM) til overvåg-

ning af luftforureningens belastning af Nordsøen.



Monitering under Helsinki-Kommissionen (HELCOM) til overvågning af

luftforureningens belastning af Østersøen.

For at sikre høj kvalitet af overvågningsprogrammet er Institut for Miljøvi-

denskab, Aarhus Universitet akkrediteret af Danak (akkreditreing nr. 411) i

henhold til ISO 17025 til at udføre hovedparten af prøveopsamlingerne og

analyserne, som anvendes i forbindelse med overvågningsprogrammet.

Modelberegninger af luftkoncentrationer og depositioner foretages, som al-

lerede nævnt, med luftforureningsmodellen kaldet DEHM (Dansk Eulersk

Hemisfærisk Model). DEHM er en Eulersk model, hvor emission, luftbåren

transport, kemisk omsætning og afsætning af luftforurening beregnes i et

tredimensionelt net af gitterceller. Emissionen af luftforureningskomponen-

terne er baseret på de nationale emissionsopgørelser og den luftbårne trans-

port er beregnet på basis af informationer om de meteorologiske forhold for

det år, som der laves modelberegninger for.

Figur 1.2.

Eksempler på udstyr på målestationerne. Til venstre: Filterpackopsamler til

opsamling af luftprøver. Opsamleren består af en filterholder (for enden af hver af de otte

arme) med tre filtre, som luften suges igennem, hvorved partikler og gasser opsamles og

separeres. Til højre: Nedbørsopsamlere til bestemmelse af bulkdeposition (dvs. våddepo-

sition plus et lille bidrag fra tørdeposition). Nedbørsopsamlerne består af et stativ, en tragt

og en opsamlingsflaske monteret forneden på tragten. Opsamlingsflasken er placeret i rør

for at beskytte mod sollys.

Beregningerne af deposition til danske land- og vandområder foretages med

en geografisk opløsning på 6 km x 6 km i det horisontale plan, som dækker

hele Danmark og de danske farvandsområder (undtagen den vestligste del

af Nordsøen, hvor den geografiske opløsning er på 17 km x 17 km). Vertikalt

dækker modellen de nederste 15 km af atmosfæren, som er opdelt i 29 lag af

gitterceller, hvor det nederste lag er relativt tyndt (12 m), hvorefter lagene

stiger i tykkelsen op til de øverste lag, som er relativt tykke (2000 m). Siden

rapporteringen for år 2010 er der kun foretaget mindre justeringer af model-

len.

Beregningerne for 2014 er udført med meteorologiske data fra den meteoro-

logiske model kaldet MM5 (Grell

et al. 1995),

som indgår i modelsystemet

kaldet THOR (Thor.DMU.dk). Til modelberegningerne anvendes emissions-

opgørelser på 17 km x 17 km for hele Europa (Hertel

et al. 2002).

Disse er ba-

seret på EMEP´s emissionsopgørelser på 50 km x 50 km, en detaljeret opgø-

relse på 17 km x 17 km for EU’s landområde og en detaljeret opgørelse for

Danmark på 6 km x 6 km, som bl.a. indeholder placering af ca. 70 større

punktkilder. Emissionsopgørelserne omfatter desuden udslip fra skibstrafik

udarbejdet af EMEP. Beregninger for år 2014 er udført på basis af de nyeste

tilgængelige emissionsdata, som er sammenstillet ud fra nationale emissi-

onsopgørelser for år 2013 for NH

, NO

og SO

, udarbejdet af DCE (Nielsen

al. 2015).

Endvidere er der anvendt internationale opgørelser for år 2013, der

er samlet og distribueret af EMEP (EMEP

2015),

og som omfatter både land-

baserede kilder og skibstrafik. Emissioner fra skibstrafik i de danske farvan-

de er baseret på den danske skibsemissionsopgørelse for 2013, som er udar-

bejdet på basis af en tidligere emissionsopgørelse med geografisk opløsning

på 1 km x 1 km (Olesen

et al. 2009).

Beregning af afsætning af kvælstof til udvalgte naturområder foretages med

modelsystemet kaldet DAMOS, som er en kombination af DEHM og lokal-

skalamodellen OML-DEP. Med dette modelsystem beregnes afsætning af

kvælstof med en geografisk opløsning på 400 m x 400 m indenfor et område

på 16 km x 16 km omkring det udvalgte naturområde.

1.2

Vejret i 2014

De meteorologiske forhold spiller en stor rolle for koncentrationen af luft-

forurening i Danmark og for hvor meget luftforurening, der deponerer til

danske land- og vandområder. Derfor opsummeres her nogle nøgletal for de

mest relevante meteorologiske forhold i 2014.

En af de vigtigste parametre for niveauerne af luftforurening er vinden, som

bestemmer, hvor luftmasserne kommer fra, og hvor hurtigt de bevæger sig.

For baggrundsområder i Danmark ses typisk høj luftforurening ved trans-

port af luft til Danmark fra Mellemeuropa, hvor emissionerne af luftforure-

ning er høj. Figur 1.3 viser vindroser for Kastrup, Karup og Beldringe luft-

havne. Af figuren ses, at de mest hyppige vindretninger i 2014 var sydvest

og at vindrosen for 2014 i store træk minder om vindretningerne for perio-

den 1989-2013. Dog var østlig, sydøstlig og sydlig vind mere hyppig i 2014

end i resten af periode. Vindretningen i Danmark giver dog kun et fingerpeg

om oprindelse af luftmasserne, idet transporten af luftforurening er et resul-

tat af luftmassernes samlede bevægelser igennem de døgn, som det har taget

at transportere luftforeningen til Danmark.

Figur 1.3.

Vindroser for Karup, Beldringe, og Kastrup. Til venstre vises gennemsnit for

perioden 1989-2013, mens der til højre vises gennemsnit for 2014. Måling af vindretning

er udført af Danmarks Meteorologiske Institut (DMI).

Udover vind påvirker nedbørsmængde, solar indstråling (angivet ved antal-

let af soltimer) og lufttemperatur (figur 1.5 A-C) også afsætningen af luftfor-

ureningskomponenter. Landsgennemsnittet for nedbøren i Danmark i 2014

var med 818 mm nedbør 22 % højere end i 2013 (669 mm), 14 % højere end

normalen for 1961-1990 (712 mm) og 10 % højere end gennemsnittet for pe-

rioden 1989-2014 (745 mm) (Cappelen

og Jørgensen 2007, DMI 2015).

Nedbøren

var ujævnt fordelt over året (figur 1.4 A) med nedbørsmængder i august, ok-

tober og december, som var tydeligt over gennemsnittet for 1989-2014, mens

nedbørsmængderne i marts, juni, september og november var under gen-

nemsnittet. I 2014 var der som sædvanligt geografiske forskelle i nedbørs-

mængderne. De største nedbørsmængder faldt som vanligt i den vestlige og

sydlige del af Jylland (omkring 950 mm), hvor der til sammenligning faldt

omkring 650 mm på store dele af Sjælland, Lolland og Falster. Disse ned-

børsmængder er baseret på Danmarks Meteorologiske Instituts netværk af

nedbørsmålestationer (DMI

2014),

og de er kun repræsentative for nedbør

over land. De meteorologiske beregninger med den meteorologiske model

MM5 foretaget af DCE viser et tilsvarende billede af fordelingen af ned-

børsmængderne over land (figur 1.4 C). Beregninger af nedbør over hav vi-

ser tilsvarende et billede med væsentlige geografiske forskelle med størst

nedbør i de vestlige farvande (Nordsøen, Skagerrak) og mindre nedbør mod

øst (Østersøen). Der er dog betydeligt større forskel mellem farvandene i

2014 end i 2013. Der ses en stigning i nedbøren for stort set alle farvandene

fra 2013 til 2014 (figur 1.5), hvor stigningen er relativt stor for Nordsøen,

Skagerrak og Kattegat.

140

120

Nedbørsmængde, mm

100

Jan

Feb

Mar

Apr

Maj

Jun

Jul

Aug

Sep

Okt

Nov

Dec

Måned

25,0

20,0

Middeltemperatur,

15,0

10,0

5,0

0,0

Jan

Feb

Mar

Apr

Maj

Jun

Jul

Aug

Sep

Okt

Nov

Dec

Måned

300

250

200

Soltimer

150

100

Jan

Feb

Mar

Apr

Maj

Jun

Jul

Aug

Sep

Okt

Nov

Dec

Måned

Figur 1.4.

Månedlig nedbør (A); middellufttemperatur (B) og antal soltimer (C). Areal-

vægtede gennemsnit for Jylland og Øerne. Kurverne angiver resultater for 2014, mens

søjlerne angiver middel for 1989-2014. Data er fra

Cappelen og Jørgensen (2007) og

DMI (2015).

Den årlige middellufttemperatur i 2014 var 10,1

C, og dermed blev 2014 et

rekordvarmt år siden 1984. Middeltemperaturen var 1,7

C højere end i 2013

(8,4

C), 2,4

C over normalgennemsnittet for 1961-1990 på 7,7

C (DMI

2015),

og 1,5

C højere end gennemsnittet (8,6

C) for perioden 1989-2014, hvor må-

leprogrammet har været i funktion (Cappelen

og Jørgensen 2007, DMI 2014).

Januar-marts var betydeligt mildere end sædvanligt. Juli og oktober-

december var ligeledes varmere end sædvanligt, mens den øvrige variation

over året følger den typiske årsvariation (figur 1.4 B). 2014 var mere solrigt

end 2013 og end normalt. Antallet af soltimer (figur 1.4 C) var på 1727 timer,

hvilket er såvel over normalen for perioden 1961-1990 (1495 timer) som over

gennemsnit for perioden 1989-2014 (1653 timer) (Cappelen

og Jørgensen 2007,

DMI 2015).

Links

Yderligere information om målestationerne:

http://envs.au.dk/videnudveksling/luft/maaling/maaleprogrammer/

Yderligere information om luftforureningsmodeller:

http://envs.au.dk/videnudveksling/luft/model/

Figur 1.5.

Nedbørsmængder beregnet med den meteorologiske model MM5 for 2013 (venstre) og 2014 (højre). Nedbøren

er angivet i mm. Nedbørsmængderne er primært beregnet af hensyn til modelberegningerne af luftkvalitet og deposition,

men giver også et overblik over de geografiske variationer i nedbøren.

2.1

Kvælstof

Relevans

Deposition af kvælstof fra atmosfæren spiller en væsentlig rolle for den sam-

lede belastning af de danske farvande og naturområder med næringsstoffer.

Det er derfor et af hovedformålene for luftdelen af NOVANA at bestemme

den årlige deposition af kvælstof til vandmiljøet og landområderne. Det er

endvidere vigtigt at kende kilderne til kvælstofdepositionen og udviklings-

tendensen.

2.2

Målsætning

I Danmark og på europæisk plan er det en målsætning, at naturen ikke må

modtage mere luftforurening, herunder kvælstof, end den kan tåle. Via

Vandrammedirektivet og Habitatdirektivet er EU’s medlemslande inklusiv

Danmark, forpligtet til at sikre naturen, herunder beskytte mod skadelige ef-

fekter som følge af kvælstofdeposition. Der er i Danmark ikke opstillet di-

rekte målsætninger for kvælstofdepositionens størrelse og ej heller nationale

reduktionsmålsætninger. Derimod er der internationale målsætninger om

reduktion af kvælstofemissionen, hvilket vil føre til reduktion af afsætnin-

gen af kvælstof. Danmark påtog sig via Gøteborg-protokollen og NEC-

direktivet (National Emission Ceilings) en målsætning om at reducere emis-

sionen af kvælstofilterne og ammoniak i 2010 med henholdsvis omkring 60

% og 43 % set i forhold til 1990. I 2012 er der blevet vedtaget en ny revideret

Gøteborg-protokol med emissionslofter for 2020. Danmark har i forbindelse

med den reviderede Gøteborg protokol forpligtet sig til at reducere emissio-

nen af kvælstofilterne og ammoniak i 2020 med henholdsvis 56 % og 24 %

set i forhold til 2005, svarende til i alt omkring 71 % og 45 % set i forhold til

de danske udledninger i 1990. For EU’s medlemslande vil der samlet blive

tale om en reduktion på 40 % og 6 % for henholdsvis kvælstofilterne og

ammoniak set i forhold til 2005.

2.3

Kvælstofdeposition i 2014

I 2014 blev den samlede deposition af kvælstof (summen af våd- og tørdepo-

sitionen) målt på tre målestationer dvs. Tange, Anholt og Risø (figur 2.1).

Dele af måleprogrammet på Ulborg var midlertidigt ude af drift i 2014, da

målestationen blev ødelagt af stormen i december 2013. Målingerne viste, at

den årlige deposition af kvælstof i 2014 i områderne omkring hovedstatio-

nerne lå på 10-13 kg N/ha, hvilket er 20-30 % højere end deposition til land-

områderne i 2013. Den højere depostion skyldes primært større nedbørs-

mængde og dermed større våddeposition. Depositionen til vandområderne

ved Anholt lå på 7 kgN/ha, hvilket ligeledes er 20 % højere end i 2013 og

skyldes ligeledes mere nedbør og dermed større våddeposition.

De laveste depositioner blev bestemt på Anholt, Risø og Keldsnor (kun våd-

deposition). Disse målestationer bliver kun udsat for begrænsede lokale

landbrugspåvirkninger samtidigt med, at der er en lille våddeposition.

De højeste depositioner blev bestemt ved Lindet (kun våddeposition) og

Tange. Ved Lindet og Tange er der høj emission af ammoniak fra nærlig-

gende landbrugsområder. Samtidig hermed er målestationerne placeret i Jyl-

land, som modtager betydeligt større nedbørsmængder end den østlige del

af landet. Forskellen mellem alle målestationerne er dog kun omkring 30 %.

Usikkerheden på bestemmelsen af den årlige kvælstofdeposition vurderes til

12-25 % for deposition til vandområderne og 27-43 % for deposition til land-

områderne. Årsagen til den relativt høje usikkerhed er, at den samlede

kvælstofdeposition bestemmes som summen af depositionen af en lang

række kvælstofforbindelser. Endvidere beregnes tørdepositionen ud fra må-

linger af luftens indhold af kvælstofforbindelserne samt såkaldte tørdeposi-

tionshastigheder. Der er stor usikkerhed ved denne metode, men det er den

bedst egnede metode i forbindelse med overvågningsprogrammet.

Figur 2.1.

Kvælstofdeposition (kgN/ha) og nedbørsmængde (mm) ved målestationerne i

2014. Figuren angiver deposition til den gennemsnitlige landoverflade omkring målestati-

onerne. Resultaterne fra Tange er baseret på kombination af målingerne ved Tange og

Sepstrup Sande (se Figur 1.1). Grundet revision af program indgår tørdepositionen ikke

længere ved Lindet og Keldsnor. Der er midlertidigt kun målt våddeposition ved Ulborg i

2014.

Links

Information om DCE’s luftmålestationer kan fås på:

http://envs.au.dk/videnudveksling/luft/maaling/maaleprogrammer/

2.4

Atmosfærisk belastning af danske farvande

For 2014 beregnes en samlet deposition af kvælstof til de danske farvande på

89.000 ton N, hvilket med et samlet farvandsareal på 105.000 km

giver en

gennemsnitlig deposition på 8,4 kgN/ha (figur 2.2 og tabel 2.1). Depositio-

nen af kvælstof er omkring 37 % højere end rapporteret for 2013 (65.000 tons

N) og omkring 10 % højere end rapporteret for 2012 (81.000 tons N). Den

væsentligt højere deposition i 2014 sammenlignet med 2013 skyldes hoved-

sageligt en stigning i våddepositionen. Stigningen i våddepositionen skyldes

primært den væsentligt højere nedbørsmængde over farvandene i 2014

sammenlignet med 2013 (Figur 1.5).

Depositionen varierer med en faktor to mellem de forskellige områder.

Størst deposition ses i de kystnære områder og fjorde, hvor afstanden til

navnlig landbrugskilderne er lille. Den højeste deposition på omkring 15

kgN/ha er således beregnet for de kystnære områder omkring Als og Kalø

Vig, mens den laveste deposition på omkring 6,5 kgN/ha er beregnet for

Østersøen og Øresund. Endvidere ses en gradient med de højeste depositio-

ner mod syd og lavere depositioner mod nord. Dette skyldes indflydelse fra

områder med høje emissioner af kvælstof i landene syd for Danmark.

Figur 2.2.

Den samlede deposition af kvælstofforbindelser beregnet for 2014. Depositio-

nen angiver en middelværdi for felterne. For felter med både vand- og landoverflade vises

altså en middeldeposition for de to typer af overflade. Depositionen er givet i kg N/ha. Git-

terfelterne er på 6 km x 6 km undtagen for den yderste del af domænet, hvor gitterfelterne

er på 17 km x 17 km.

Tabel 2.1.

Den samlede kvælstofdeposition til de danske hovedfarvande beregnet for 2014. Tabellen angiver også deposition til

de svenske dele af Kattegat og Øresund.

Hovedfarvand

Tørdeposition

Våddeposition

Total deposition

Total deposition/-

Areal

1000 ton N

areal kgN/ha

Nordsøen – dansk del

7,9

8,6

48.754

Skagerrak – dansk del

1,3

7,8

9,0

8,8

10.329

Kattegat – svensk del

0,8

5,1

5,9

8,8

6.743

Kattegat – dansk del

2,9

8,7

16.830

Nordlige Bælthav

0,8

2,5

3,3

8,4

3.909

Lillebælt

0,8

1,8

2,6

2.171

Storebælt

1,1

2,7

3,8

8,3

4.519

Øresund - dansk del

0,2

0,8

1,0

7,7

1.336

Øresund - svensk del

0,2

0,6

0,7

7,7

950

Sydlige Bælthav - dansk del

0,6

1,6

2,2

8,7

2.547

Østersøen - dansk del

2,4

7,8

6,8

14.926

Alle danske farvandsområder

8,4

105.321

Usikkerheden på modelberegningerne vurderes til op mod



30 % for de åb-

ne farvande, mens usikkerheden kan være op mod



50 % for de kystnære

områder, fjorde, vige og bugter. Usikkerheden er vurderet på basis af sam-

menligninger med målingerne i overvågningsprogrammet.

Links

Deposition af kvælstof til de enkelte farvande, fjorde, vige og bugter kan

findes på:

http://envs.au.dk/videnudveksling/luft/model/deposition/

2.5

Atmosfærisk belastning af danske landområder

For 2014 beregnes en samlet deposition af kvælstof til de danske landområ-

der på 63.000 tons N (tabel 2.2), hvilket er 20 % højere end beregnet for 2013

(52.000 ton). Tilsvarende stigning blev observeret ved målestationerne (Kapi-

tel 2.3) Det er våddepositionen, som er ændret fra 2013 til 2014 som følge af

højere nedbørsmængder. Disse variationer fra år til år skyldes naturlige va-

riationer i de meteorologiske forhold.

Den gennemsnitlige deposition ligger på 15 kgN/ha, hvilket er over eller på

niveau med tålegrænserne for mange af de følsomme danske naturtyper

f.eks. højmoser 5-10 kgN/ha, lobeliesøer 5-10 kgN/ha, klit 10-25 kgN/ha og

heder 10-25 kgN/ha (Naturstyrelsen

2008).

Den årlige deposition varierer geografisk mellem omkring 7 kgN/ha og om-

kring 21 kgN/ha beregnet som gennemsnit for modellens gitterceller på 6

km x 6 km (figur 2.2). Årsagen til den store variation er navnlig, at depositi-

onens størrelse afhænger af landoverfladens karakter og den lokale emission

af ammoniak og dermed af den lokale landbrugsaktivitet. På lokal skala kan

der derfor ses betydeligt større variationer end beregnet som gennemsnit for

modellens gitterfelter på 6 km x 6 km. Endvidere spiller nedbørsmængderne

også en vigtig rolle for depositionens størrelse. Den største deposition be-

regnes derfor til den sydlige del af Jylland (figur 2.2), hvor husdyrprodukti-

onen er høj og hvor nedbørsmængderne er store. Mindst deposition ses på

Sjælland og på nogle af de små øer, hvor der er langt til store kildeområder,

og hvor nedbørsmængden er lav.

Usikkerheden på modelberegningerne vurderes til op mod

40

% (for gen-

nemsnit af gitterfelterne). Usikkerheden er vurderet på basis af sammenlig-

ninger med målingerne i overvågningsprogrammet.

Links

Deposition af kvælstof til de enkelte regioner og kommuner kan findes på:

http://envs.au.dk/videnudveksling/luft/model/deposition/

Yderligere information om tålegrænser kan findes på:

http://envs.au.dk/videnudveksling/luft/effekter/natur/

Tabel 2.2.

Den samlede kvælstofdeposition til de danske regioner beregnet for 2014.

Tørdeposition

Våddeposition

Total deposition

1000 ton N

Nordjylland

5,0

6,6

Midtjylland

8,7

Syddanmark

9,3

Sjælland

4,5

8,5

Hovedstaden

1,5

1,6

3,1

Hele Landet

Total deposition per

areal kgN/ha

Areal

7.907

13.093

12.130

7.268

2.567

42.927

2.6

Kilder til kvælstofdeposition

Ved hjælp af modelberegninger er det muligt at estimere hvor stor en del af

depositionen i Danmark, som stammer fra henholdsvis danske og uden-

landske kilder. Det er også muligt at skelne mellem deposition, som kan

henføres til emission i forbindelse med forbrændingsprocesser (f.eks. i for-

bindelse med transport, energiproduktion, forbrændingsanlæg og industri-

produktion) og udslip, som kan henføres til landbrugsproduktion. Opdelin-

gen i forbrændingsprocesser og landbrugsproduktion baseres på, at emissi-

onerne af kvælstofilter udelukkende sker i forbindelse med forbrændings-

processer, og at emissionerne af ammoniak i praksis stammer fra landbrug,

idet over 95 % af emissionen af ammoniak i Danmark stammer fra land-

brugsproduktion.

Beregningerne viser, at depositionen i Danmark kommer omtrent ligeligt fra

landbrugsproduktion og forbrændingsprocesser. I 2014 kom ca. 60 % og 40

% af depositionen til landområderne fra hhv. landbrugsproduktion og for-

brændingsprocesser. For farvandene kom ca. 50 % af depositionen fra hver

af de to hovedkilder.

Udenlandsk forbrænding

Dansk forbrænding

Udenlandsk landbrug

Dansk landbrug

Kvælstofdeposition, kgN/ha

Nordsøen

Kattegat

N. Bælthav

Østersøen

Limfjorden

Alle farvande

Figur 2.3.

Gennemsnitlig kvælstofdeposition i 2014 til udvalgte danske farvandsområ-

der og Limfjorden opdelt på danske og udenlandske kilder samt opdelt på emissioner

fra forbrændingsprocesser og landbrugsproduktion.

Udenlandsk.-forbrænding

DK-forbrænding

Udenlandsk.-landbrug

DK-landbrug

Kvælstofdeposition, kgN/ha

Nordjylland

Midtjylland

Syddanmark

Sjælland

Hovedstaden

Danmark

Figur 2.4.

Gennemsnitlig kvælstofdeposition i 2014 til de nye regioner og i gennemsnit

for hele landet (Danmark) opdelt på danske og udenlandske kilder samt opdelt på

emissioner fra forbrændingsprocesser og landbrugsproduktion.

Langt hovedparten af depositionen til de danske farvandsområder stammer

fra udenlandske kilder (figur 2.3). I gennemsnit er den danske andel af de-

positionen til de åbne danske farvande estimeret til kun at være på ca. 12% i

2014, mens den i 2013 og 2012 lå på henholdsvis 16 % og 13%. Disse små va-

riationer mellem årene skyldes naturlige variationer i nedbørsmængderne,

som giver variation i mængden af våddeposition, som fortrinsvis kommer

fra udenlandske kilder. Depositionen fra danske kilder stammer fortrinsvis

fra tørdeposition. Den største danske andel forekom i Nordlige Bælthav (24

%), Lillebælt (22%), Storebælt (20%) og Kattegat (19%) og den mindste i

Nordsøen (9%) og den danske del af Østersøen (8%). For lukkede fjorde, vi-

ge og bugter kan den danske andel være betydeligt større, hvilket skyldes

den korte afstand til de danske kilder. Et eksempel herpå er Limfjorden,

hvor ca. 37 % stammer fra danske kilder. Figur 2.3 viser endvidere, at de

danske bidrag hovedsageligt stammer fra emissioner fra landbrugsproduk-

tionen, og at forskellen i den danske andel af depositionen stort set kan for-

klares ved forskellene i bidraget fra landbruget.

Den danske andel af den gennemsnitlige kvælstofdeposition til de danske

landområder (figur 2.4) er større end for farvandsområderne. I gennemsnit

for landområderne er den danske andel estimeret til at være på ca. 32 %,

hvilket er omkring 10% lavere sammenlignet med 2013, hvilket hænger

sammen med den større andel af våddeposition, som hovedsageligt kommer

fra udenlandske kilder. Størst dansk andel ses for Nord- og Midtjylland med

37-38% fra danske kilder, mens den danske andel af depositionen i Hoved-

staden kun er på ca. 23%. Når andelen fra danske kilder er størst i Nord- og

Midtjylland skyldes det den store husdyrproduktion i Jylland i kombination

med de hyppige vindretninger fra syd til vest og den relativt større afstand

til områder med store emissioner i landene syd for Danmark. På lokal skala

kan den danske andel være væsentligt større som følge af kvælstofdepositi-

on fra f.eks. store lokale landbrug.

Links

Yderligere information om danske emissioner kan findes på:

http://envs.au.dk/videnudveksling/luft/Emissioner/

2.7

Udviklingstendenser for kvælstofdepositionen

Figur 2.5 viser udviklingstendenserne i den gennemsnitlige deposition af

kvælstof beregnet som middel af resultaterne fra hovedmålestationer. Resul-

taterne viser, at der er sket et fald i kvælstofdepositionen til såvel de danske

farvande som landområder på ca. 35 % siden 1989.

Det vurderes, at resultaterne beskriver den generelle udviklingstendens for

Danmark som helhed. Lokalt kan der dog være betydelige afvigelser fra det

generelle billede. Årsag til dette er navnlig deposition af ammoniak, som

udgør en betydelig del af den samlede kvælstofdeposition og som varierer

fra område til område pga. den lokale landbrugsproduktion.

Den atmosfæriske kvælstofdeposition følger ændringerne i emissionerne af

kvælstof i Danmark og de øvrige EU-lande (figur 2.5) og det kan derfor kon-

kluderes, at den observerede udvikling i kvælstofdepositionen er en konse-

kvens af reduktioner i emissionen af kvælstof. Da hovedparten af kvælstof-

depositionen stammer fra udlandet er reduktionerne i de udenlandske kil-

der årsag til den største del af reduktionen. Faldet i emissionen fra de dan-

ske kilder bidrager dog også til faldet i kvælstofdepositionen, navnlig for

visse dele af Jylland, hvor omkring 45% af kvælstofdepositionen stammer

fra danske kilder.

I figur 2.5 skelnes mellem deposition til farvandene og landområderne, hvil-

ket primært skyldes, at visse kvælstofkomponenter afsættes hurtigere til

landområder (f.eks. på planter og jord) end til vandområder. Endvidere spil-

ler emissionen af ammoniak fra landbruget en langt større rolle for depositi-

onen til landområderne end til farvandsområderne. Årsag til dette er, at

ammoniak omsættes og deponeres hurtigt, således at ammoniak primært

påvirker landområderne, som generelt ligger tættere på kilderne end far-

vandene.

De meteorologiske forhold spiller også en betydelig rolle for udviklingen i

kvælstofdepositionen. I figur 2.5 ses betydelige variationer i kvælstofdeposi-

tionen fra år til år. Variationerne fra år til år skyldes primært variationer i de

meteorologiske forhold, hvilket f.eks. kan ses for 2014, hvor stigningen i

nedbør er hovedårsagen bag stigningen fra 2013 til 2014. Navnlig for deposi-

tion til farvandene ses betydelige variationer mellem årene. Årsagen til dette

er, at våddepositionen udgør 70-90% af den samlede deposition til vand, og

at der i år med meget nedbør, som f.eks. 1999 og 2000, ses relativt høj depo-

sition sammenlignet med de øvrige år. Våddepositionen udgør kun omkring

halvdelen af den samlede deposition til landområderne, hvilket forklarer, at

variationerne i nedbørsmængden normalt ikke slår så kraftigt igennem på

den samlede deposition til landområderne. Stigning af 2013 til 2014 er dog

en undtagelse fra dette billede.

De viste udviklingstendenser er baseret på beregninger af våd- og tørdeposi-

tion foretaget ud fra målingerne af koncentrationen af kvælstofforbindelser i

luften. Beregning af tørdeposition ud fra målte koncentrationer foretages

med samme tørdepositionsmodul som anvendes i modelberegningerne.

Farvande

120

100

Indeks

120

100

Land

Indeks

1990

1992

1994

Kvælstofdeposition

DK-emission

EU-emission

Kvælstofdeposition

DK-emission

EU-emission

1990

1992

1994

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

2012

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

2012

2014

År

Figur 2.5

Udviklingstendenser for den samlede deposition og emission af kvælstof. Figuren til venstre viser tendenser

for udviklingen i depositionen til de indre danske farvande, mens figuren til højre viser tendenser for udviklingen i depo-

sitionen til danske landområder. Alle værdier er indekseret til 100 i 1990. Udviklingstendenserne i deposition til landom-

råder er beregnet som middelværdi af resultaterne fra Anholt, Tange og Ulborg i perioden op til 2010. Efter 2010 er Risø

inkluderet i udviklingstendensen for derved at øge datarepræsentativiteten. Deposition til farvandene er baseret på

resultaterne fra Anholt og Keldsnor, som begge ligger placeret tæt ved kysten. For Keldsnor er tørdepositionen siden

2010 estimeret på basis af denudermålinger med ugeopsamling. Enkelte manglende delresultater er skønnet f.eks. på

basis af sammenligning med andre målestationer. Opgørelsen af emissionerne fra Danmark er fra DCE (Nielsen

et al.

2015)

og fra EU-landene fra EMEP (EMEP

2015).

2014

2.8

Grænseværdier for NOx til beskyttelse af vegetation

Gennem EU’s luftkvalitetsdirektiv (EC 2008) er der fastlagt en grænseværdi

til beskyttelse af vegetation mod skadelige effekter relateret til NOx. Græn-

seværdien gældende uden for bymæssige områder er på 30 µg/m

som års-

middelværdi. Resultater for 2014 beregnet med luftforureningsmodellen

DEHM ses på figur 2.6. For størstedelen af landet ligger årsmiddelkoncen-

trationerne under 12 µg/m

, hvilket er langt under grænseværdien. Da

grænseværdien ikke gælder for bymæssige områder er der ingen overskri-

delser af grænseværdien i 2014.

Figur 2.6.

Årsmiddelkoncentrationer af NO

i 2014 beregnet med luftforureningsmodellen

DEHM. Enhed er µg NOx/m

2.9

Ammoniak og naturmålestationerne

I 2004 blev der i regi af NOVANA-programmet startet målinger af kvælstof-

forbindelser med særligt henblik på at forbedre estimater for kvælstofbe-

lastningen af terrestriske naturområder. I løbet af programperioden er der i

forbindelse med de tværgående projekter i NOVANA samt i regi af det ter-

restriske delprogram blevet etableret målestationer til bestemmelse af lang-

tidsmiddelværdier (�½-1 måned) af ammoniakkoncentrationen på kvælstof-

følsomme lokaliteter. Data er dels brugt som information om koncentrati-

onsniveauer på de konkrete lokaliteter, dels til brug for modelvalidering.

Over årene er nogle målestationer nedlagt, mens andre er flyttet. I 2014 er

der målt ammoniakkoncentrationer på i alt 15 naturmålestationer, fordelt på

lokaliteter med hede, klithede, højmose, hængesæk og sure overdrev. Må-

lingerne på nogle af de sure overdrev er, i modsætning til hovedparten af de

øvrige lokaliteter, placeret nær marker og dermed også tættere på kildeom-

råder i forbindelse med udbringning af gødning.

Belastningen ses oftest i sammenhæng med ”tålegrænser” (Critical Load,

Naturstyrelsen 2008), hvor forskellige naturtyper har forskellige tålegrænser,

idet tolerancen overfor kvælstofdeposition er forskellig. Det betyder, at når

den atmosfæriske deposition overstiger et givet naturområdes tålegrænse

(opgives som et interval), må det formodes, at depositionen forårsager væ-

sentlig skade på naturområdet.

Der er en stigende international erkendelse af, at depositionsformen (våd- el-

ler tørdeposition) samt hvorvidt kvælstoffet afsættes i reduceret eller oxide-

ret form, har en betydning for effekten af afsætningen (sammenfattet af

Nordin et al. 2011). Dette tager tålegrænserne ikke højde for, idet de er base-

ret på den samlede kvælstofbelastning. Depositionerne af de forskellige ke-

miske former kan betyde noget for både graden af påvirkning og også ha-

stigheden hvormed den sker, både på kort og lang sigt. Ammoniak kan have

plantefysiologiske effekter, idet gassen kan optages direkte gennem plantens

spalteåbninger, mens effekten af ammonium og nitrat opløst i nedbør ofte

går gennem jorden og afhænger af jordtype og hvilke plantearter, der er til

stede.

For ammoniak er der fastsat kritiske luftkoncentrationer (Critical Level),

hvor koncentrationer over disse grænser giver skade på naturområder. I

2010 blev en revision af Critical Levels for ammoniak vedtaget i regi af Gø-

teborgkonventionen om langtransporteret luftforurening under UNECE

(EMEP 2010). Ved denne revision er niveauet for skadevirkning sat væsent-

lig ned. Som årsmiddelværdi er Critical Level (long term) for ammoniak sat

til 0,8 µg NH

-N m

-3

for lav og mosser samt økosystemer, hvor lav og mosser

er centrale arter og 2,5 µg NH

-N m

-3

(med et usikkerhedsinterval på 1,6-3,3

µg NH

-N m

-3

) for højere planter på heder, overdrev og skovbundsflora.

Som led i den generelle bestemmelse af kvælstofbelastningen gennemføres

der langtidsmålinger af koncentrationen af gasformig ammoniak og salpe-

tersyre samt partikulært ammonium og nitrat på en del af de faste stationer.

Langtidsmålingerne foretages som et supplement til filterpackopsamleren

(se afsnit 1.1). Fra og med 2010 er koncentrationsmålingerne af ammoni-

ak/ammonium med denudermetoden nedlagt på to stationer (Anholt og

Lindet), mens der er oprettet en station på Risø ved Roskilde. På Lindet er

denudermålingerne erstattet af ammoniakmålinger målt med den passive

diffusionsmetode, som også bruges på de ovenfor nævnte naturstationer.

Målinger i det faste netværk

Figur 2.7 viser halvmånedsmiddelværdier i 2014 af koncentrationen af gas-

formig ammoniak og partikulært ammonium målt på Keldsnor og Risø. Ge-

nerelt viser de to stationer meget ens niveauer af både ammoniak og ammo-

nium, hvilket er i overensstemmelse med tidligere års resultater. Dog er der i

2014 et mere markant forårsmaksimum på Keldsnor end Risø, hvilket for-

mentligt skyldes at Keldsnor er placeret tættere på landbrug end Risø. De

laveste ammoniakkoncentrationer ses i vintermånederne, hvor niveauerne er

nogenlunde som i vinterperioden i 2013. På både Keldsnor og Risø ses for-

årsmaksimum at optræde i slutningen af marts, hvilket er en måned tidlige-

re end i 2013 og skyldes den milde vinter i 2014 (afsnit 1.2). Herefter falder

værdierne til et lidt lavere niveau hen over sommeren. I august og septem-

ber ses kun en mindre stigning i ammoniakkoncentrationerne, hvor der tid-

ligere år er observeret en mere tydelig effekt af efterårsudbringning af gød-

ning. Herefter aftager koncentrationerne igen hen mod vinteren. For ammo-

nium ses lidt mindre variation hen over året. Når koncentrationen ikke fal-

der hen mod vinteren (ligesom for ammoniak) skyldes det langtransport af

ammonium fra udenlandske kilder. I 2014 ligger årsmiddelværdien på

Keldsnor omtrent på niveau med 2013, mens der på Risø ses en mindre stig-

ning i koncentrationerne. Stigning på Risø vurderes at skyldes variationer

fra år til år i de meteorologiske forhold og for ammoniak også år til år varia-

tioner i de lokale landbrugsaktiviteter.

6,0

Ammoniak

5,0

Risø

Keldsnor

4,0

Koncentration, µgN/m

3,0

2,0

1,0

0,0

29-08-2014

28-09-2014

01-01-2014

16-01-2014

31-01-2014

15-02-2014

02-03-2014

17-03-2014

01-04-2014

16-04-2014

01-05-2014

16-05-2014

31-05-2014

15-06-2014

30-06-2014

15-07-2014

30-07-2014

14-08-2014

13-09-2014

13-10-2014

28-10-2014

12-11-2014

27-11-2014

12-12-2014

6,0

Ammonium

5,0

Risø

Keldsnor

4,0

Koncentration, µgN/m

3,0

2,0

1,0

0,0

02-03-2014

01-01-2014

16-01-2014

31-01-2014

15-02-2014

17-03-2014

01-04-2014

16-04-2014

01-05-2014

16-05-2014

31-05-2014

15-06-2014

30-06-2014

15-07-2014

30-07-2014

14-08-2014

29-08-2014

13-09-2014

28-09-2014

13-10-2014

28-10-2014

12-11-2014

27-11-2014

Figur 2.7.

Koncentration af gasformig ammoniak (NH

) og partikulært ammonium (NH

)

målt på Keldsnor og Risø i 2014. Målingerne fra Risø er halvmåneds-middelværdier (mar-

keret med start for opsamlingsperiode), mens målingerne fra Keldsnor er ugemiddelvær-

dier, som for sammenlignelighedens skyld er blevet midlet til to-ugersmiddel.

Figur 2.8 viser halvmånedsmiddelværdier af koncentrationen af ammoniak

målt i Ulborg 2004-2014. Årsmiddelværdien i 2014 er 0,47 µg NH

-N m

-3

hvilket er på niveau med 2013. Der mangler dog data for januar og februar,

hvilket normalt er måneder med lav koncentration, så værdien ligger for

højt i forhold til den rigtige årsmiddelværdi i 2014.

Det ses af figur 2.8, at der alle år er en tendens til et tretoppet mønster med

den mest markante top i forbindelse med forårsudbringning af gødning og

dernæst to toppe henover sommeren og det tidlige efterår. Det ses, at tids-

punktet for forårsmaksimum varierer fra første halvdel af april til første

halvdel af maj årene imellem. For alle årene ses, at der kommer en koncen-

trationsstigning igen efter forårstoppen og i 2007 er det allerede første halv-

del af juni, hvor den er usædvanlig stor i forhold til de andre år. I 2008 falder

forårs- og forsommertoppen over en længere periode end de andre år, men

forløbet ligner meget forløbet for koncentrationerne i 2005 og 2010. Nogle år

ses også en svag koncentrationsforøgelse i oktober/november (2005, 2007 og

27-12-2014

2008). Alle år ses minimum i koncentrationsniveauerne i vintermånederne.

Der er lidt varierende koncentrationsniveauer om vinteren og det kan mu-

ligvis skyldes varierende temperaturer, da øget temperatur, alt andet lige,

vil betyde øget koncentration. Det kan også skyldes forskellig hyppighed af

nordlige vinde, idet lokaliteten kan være påvirket af udledninger fra hus-

dyrproduktion mod nordøst.

2012 og 2013 varierer tydeligt fra de seneste år. Den mest markante forskel

mellem 2012-2013 og de seneste år er, at den markante forårstop er meget

mindre tydelig end tidligere og at koncentrationen i sommermånederne er

lav sammenlignet med tidligere. Årsag til, at den markante forårstop ikke

ses så tydeligt i 2012 og 2013 er formentligt de meteorologiske forhold i for-

bindelse med forårsudbringning af gødning. 2014 viser i en vis grad den

samme tendens, men her ses dog en forårstop, men på et lavere niveau end i

peroden før 2012.

3,5

Ulborg

3,0

Ammoniak, µg NH

-N m

-3

2,5

2,0

1,5

1,0

0,5

0,0

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

Figur 2.8.

Koncentrationer af gasformig ammoniak målt på Ulborg i perioden 2004-2014. Målingerne er halvmånedsmid-

delværdier (markeret med start for opsamlingsperiode). De manglende data for december 2013 til marts 2014 skyldes

stormvejret, som ødelagde målestationen i december 2013.

Naturstationer

I regi af det terrestriske delprogram under NOVANA blev der i slutningen

af 2006 yderligere etableret 12 målestationer med passive diffusionsopsam-

lere til bestemmelse af langtidsmidler månedsmiddelkoncentrationer af

ammoniak (beskrevet i fokuspunkt 2, Ellermann et al. 2009). Denne aktivitet

videreføres efter revisionen af NOVANA under Delprogram for luft. Måle-

metoden blev valideret i 2004 (Andersen et al. 2009), men i 2009 var det af

tekniske grunde nødvendigt at ændre på metoden og dermed også den kor-

rektion, som valideringen havde vist. Dette blev gjort på baggrund af en va-

lidering gennemført i 2008. Supplerende sammenlignende data fra 2009-2011

har imidlertid vist, at korrektionen fundet i 2008 bør ændres. Det betyder, at

alle data målt med de passive diffusionsopsamlere 2009-2013 nu er korrige-

ret med den nye validering. For 2009 og 2010 data betyder det, at koncentra-

tionen er korrigeret op med ca. 15 %. I det følgende præsenteres målingerne

fra 2014 på stationerne med passive diffusionsopsamlere. Stationerne er

inddelt efter naturtyperne hede/klithede, højmose/hængesæk og sure over-

drev. Placeringen af stationerne fremgår af figur 2.9.

Figur 2.9.

Den geografiske placering af stationer, hvor der måles koncentrationer af am-

moniak. De ”faste” stationer indgår i baggrundsovervågningen (afsnit 1.1). Lokaliteterne er

markeret efter naturtype.

På figur 2.10 ses koncentrationsmålingerne af ammoniak i 2014 på natursta-

tionerne. Øverst er målingerne fra hede som er stationerne Idom Hede,

Hammer Bakker, Randbøl Hede og Pedersker. I midten ses målingerne fra

højmoserne Storelung, Nybo Mose, Lille Vildmose og Holmegårds Mose

samt en hængesækslokalitet i Råbjerg Mose. Nederst på figur 2.10 er vist må-

lingerne fra de sure overdrev Bisgydehøj, Diesbjerg, Nymølle Bæk, Langdal,

Knurrevang og Åtte Bjerge. Målingerne i 2014 er månedsmiddel fra d. 1. til

d. 1. måneden efter.

Vestjylland (Idom Hede)

Bornholm (Pedersker)

Nordjylland (Hammer bakker)

Midtjylland (Randbøl Hede)

6,0

5,0

Ammoniak, µg N m

-3

4,0

3,0

2,0

1,0

0,0

01-01

31-01

02-03

01-04

01-05

31-05

30-06

30-07

29-08

28-09

28-10

27-11

27-12

Dato

Himmerland (Lille Vildmose)

Nordjylland (Råbjerg Mose)

Fyn (Nybo Mose)

Sydsjælland (Holmegaards Mose)

Fyn (Storelung)

6,0

5,0

Ammoniak, µg N m

-3

4,0

3,0

2,0

1,0

0,0

01-01

31-01

02-03

01-04

01-05

31-05

30-06

30-07

29-08

28-09

28-10

27-11

27-12

Dato

Sønderjylland (Åtte Bjerge)

Nordjylland (Nymølle Bæk)

Sydsjælland (Knurrevang)

Mols Bjerge (Bisgydehøj)

Østjylland (Langdal)

Sejrøbugten (Diesbjerg)

6,0

5,0

Ammoniak, µg N m

-3

4,0

3,0

2,0

1,0

0,0

01-01

31-01

02-03

01-04

01-05

31-05

30-06

30-07

29-08

28-09

28-10

27-11

27-12

Dato

Figur 2.10.

Koncentrationer af gasformig ammoniak i 2014 på en række naturlokaliteter

fordelt over landet. Målingerne er månedsmiddelværdier markeret ved midten af opsam-

lingsperioden. Bemærk de forskellige y-akseinddelinger. Øverst: hede (Idom Hede: må-

nedsmiddelværdierne er midlet fra målinger på halvmånedsbasis). Midt: højmoser og

hængesæk. Nederst: sure overdrev.

Alle stationerne har et forholdsvis ensartet mønster, omend koncentrations-

niveauerne er forskellige. De højeste koncentrationer ses i foråret som følge

af udbringning af gødning på markerne. I 2014 begynder koncentrationsni-

veauerne at stige i marts måned, hvilket er det mest typiske (se også figur

2.11 og 2.12). Dog ligger forårstoppen generelt lidt tidligere end normalt

grundet den milde vinter. Efter forårsmaksimum ses et mere eller mindre

varierende koncentrationsniveau hen over sommeren og fra midt september

begynder koncentrationerne at falde nogenlunde jævnt mod vintermini-

mum.

De to jyske overdrev Langdal og Åtte Bjerge (figur 2.10 nederst) og Sto-

relung på Fyn (figur 2.10 i midten) viser de højeste forårskoncentrationer i.f.t

de andre lokaliteter. De høje forårskoncentrationer er forventelige, da lokali-

teterne ligger tæt på marker og derfor er mere påvirket af emissioner i for-

bindelse med udbringning af gødning. Det varierer lidt fra år til år, hvor de

største koncentrationer observeres, hvilket skyldes variationerne i de meteo-

rologiske forhold og landbrugsaktiviteterne. Bisgydehøj i Mols Bjerge og

Diesbjerg ved Sejerøbugten ligger ikke direkte ud til dyrkede marker og vi-

ser lidt lavere koncentrationsniveauer end de øvrige overdrev.

Tabel 2.3 viser årsmiddelværdier for de forskellige lokaliteter. De to jyske

overdrev Åtte Bjerge og Langdal har de højeste årsmiddelkoncentrationer,

mens Idom Hede og højmosen Storelung viser de næsthøjeste koncentrati-

onsniveauer. Råbjerg Mose i Nordjylland, Bisgydehøj i Mols Bjerge samt

Hammer Bakker og Pedersker på Bornholm viser de laveste koncentrations-

niveauer.

Tabel 2.3.

Årsmiddelværdier for 2014 af ammoniakkoncentrationen på en række lokalite-

ter med angivelse af naturtypen.

Årsmiddel-

Lokalitet

Østjylland (Langdal)

Sønderjylland (Åtte bjerge)

Vestjylland (Idom Hede)

Fyn (Storelung)

Himmerland (Lille Vildmose)

Sydsjælland (Holmgegårds Mose)

Nordjylland (Nymølle Bæk)

Sydsjælland (Knurrevang)

Fyn (Nybo Mose)

Sejerøbugten (Diesbjerg)

Mols bjerge (Bisgydehøj)

Midtjylland (Randbøl Hede)

Nordjylland (Råbjeg Mose)

Nordjylland (Hammer Bakker)

Bornholm (Pedersker)

Naturtype

Surt overdrev (6230)

Tør hede (4030)

Højmose (7110)

Surt overdrev (6230)

Højmose (7110)

Surt overdrev (6230)

Tør hede (4030)

Hængesæk (7140)

Tør hede (4030)

koncentration

µg N m

-3

1,5

1,4

1,3

1,2

0,7

0,8

0,9

0,7

0,8

0,5

0,6

0,4

0,2

På hedelokaliteterne er årsmiddelværdierne i 2014 på niveau med niveauet i

2013. Ses koncentrationsniveauerne i forhold til Critical Level (EMEP, 2010),

er niveauet for lav og mos (0,8 µgN/m

) overskredet på Idom Hede, mens

niveauet for de højere planter (1,6-3,3 µgN/m

) ikke er overskredet.

Niveauerne for højmoserne adskiller sig kun lidt mellem 2013 og 2014, hvor

eneste forskel er en 20% stigning målt på Storelung. Over de fem års måle-

periode ses nogenlunde konstant niveau. Ses på årsmiddelværdierne for

højmoserne i forhold til Critical Level-niveauet for lav og mosser (0,8

µgN/m

), så ligger Storelung i 2014 som den eneste over niveauet, mens de

øvrige ligger lige under Critical Level-niveauet.

Årsmiddelværdien i 2014 for overdrevslokaliteterne ligger også stort set på

niveau med niveauet i 2013, hvor den eneste markante ændring er et fald

ved Langdal, der efter et højt koncentrationsniveau i 2013 (2,1 µgN/m

) nu

er tilbage omkring niveauet fra 2012. Åtte Bjerge og Langdal ligger tydeligt

over skadesniveauet for lav og mosser, mens de øvrige sure overdrev ligger

på niveau med eller under Critical Level. Koncentrationsniveauet på Åtte

Bjerge og Langdal ligger omkring den nedre grænse af usikkerhedsinterval-

let for skadeniveauet for højere planter (1,6-3,3 µg Nm

-3

I 2014 lå årsmiddelkoncentrationerne ved Ulborg og Lindet på henholdsvis

0,4 og 1,2 µg N/m

. Ved Lindet ligger koncentrationerne over niveauet for

Critical Level for lav og mos.

Figur 2.11 viser den tidslige variation i de månedlige koncentrationsniveau-

er målt i 2007-2014 på otte af naturstationerne fra det terrestriske delpro-

gram (bemærk at opsamlingsperioderne er forskubbet en halv måned i 2012-

2013 i forhold til 2007-2011). Bortset fra enkelte yderpunkter (Diesbjerg ok-

tober/november 2008, Storelung september/oktober 2008, Randbøl Hede

januar/februar 2010 og en række stationer i april 2008) er variationen i kon-

centrationerne forholdsvis ensartet årene imellem på stationerne. Dette pe-

ger på, at variationerne i landsbrugspraksis er små fra år til år i de pågæl-

dende lokalområder.

Pedersker (Bornholm)

5,0

Råbjerg mose (Nordjylland)

5,0

Ammoniak, µg N m

-3

4,0

3,0

2,0

1,0

Ammoniak, µg N m

-3

2007

2011

2008

2012

2009

2013

2010

2014

4,0

3,0

2,0

1,0

0,0

jan feb mar apr maj jun

jul aug sep okt nov dec

jan feb mar apr maj jun

jul aug sep okt nov dec

Bisgydehøj (Mols Bjerge)

5,0

Ammoniak, µg N m

-3

Hammer Bakker (Nordjylland)

5,0

Ammoniak, µg N m

-3

jan feb mar apr maj jun

jul aug sep okt nov dec

4,0

3,0

2,0

1,0

0,0

4,0

3,0

2,0

1,0

0,0

jan feb mar apr maj jun

jul aug sep okt nov dec

Randbøl hede (Midtjylland)

5,0

Ammoniak, µg N m

-3

Diesbjerg (Sejerøbugten)

5,0

4,0

3,0

Ammoniak, µg N m

-3

jan feb mar apr maj jun

jul

aug sep okt nov dec

4,0

3,0

2,0

1,0

0,0

jan feb mar apr maj jun

jul aug sep okt nov dec

2,0

1,0

0,0

Nybo Mose (Fyn)

Storelung (Fyn)

5,0

Ammoniak, µg N m

-3

jan feb mar apr maj jun

jul aug sep okt nov dec

Ammoniak, µg N m

-3

4,0

3,0

2,0

1,0

0,0

4,0

3,0

2,0

1,0

0,0

jan feb mar apr maj jun

jul aug sep okt nov dec

Figur 2.11.

Koncentrationer af ammoniak på en række stationer i årene 2007-2014. Målingerne er månedsmiddel

og markeret ved start, som er d. 15. i måneden i perioden fra 2007-2011 og d. 1. i måneden i 2012-2014.

Figur 2.12 viser den tidslige variation i de månedlige koncentrationsniveau-

er målt i 2009-2014 på fire af overdrevsstationerne, der alle ligger tæt ved

landbrugsområder (bemærk at opsamlingsperioderne er forskubbet en halv

måned i 2012-2014 i forhold til 2007-2011). Variationen i koncentrationerne

er forholdsvis ensartet årene imellem på stationerne.

Åtte Bjerge (Sønderjylland)

Langdal (Østjylland)

Ammoniak, µg N m

-3

Ammoniak, µg N m

-3

2009

2011

2010

2012

jan feb mar apr maj jun

2013

2014

jul aug sep okt nov dec

jan feb mar apr maj jun jul aug sep okt nov dec

Nymølle Bæk (Nordjylland)

Ammoniak, µg N m

-3

Ammoniak, µg N m

-3

Knurrevang (Sydsjælland)

jan feb mar apr maj jun

jul aug sep okt nov dec

jan feb mar apr maj jun

jul aug sep okt nov dec

Figur 2.12.

Koncentrationer af ammoniak på fire overdrevsstationer beliggende tæt ved landbrug i årene 2009-

2014. Målingerne er månedsmiddelværdier og markeret ved start, som er d. 15. i måneden i perioden fra 2007-

2011 og d. 1. i måneden i 2012-2014.

Da målingerne af ammoniak efterhånden har været foretaget på de samme

målestationer i op til 8 år, er der i år gennemført en analyse af udviklings-

tendensen for ammoniakkoncentrationen på målestationerne. I figur 2.13 ses

de målte koncentrationer i perioden fra 2007 til 2014, hvor der på en række

målestationer først er påbegyndt målinger i 2009 eller 2010. Først og frem-

meset ses store år til år variationer på målestationerne, hvilket hænger sam-

men med de naturlige variationer i de meteorologiske forhold og variatio-

nerne i landbrugsaktiviteterne. Dernæst ses stor forskel i udviklingen på må-

lestationerne. Nogle målestationer viser en tendens til en stigning, mens an-

dre viser samme niveau og andre igen viser en tendens til et fald. I figur 2.13

er der i tillæg angivet en beregnet gennemsnitlig udviklingstendens, som vi-

ser at der ikke er sket en målbar ændring i koncentrationerne. Dette er i rela-

tivt god overensstemmelse med ændringerne i de danske ammoniakemissi-

oner, som viser et fald på kun 11 % i perioden fra 2007 til 2013 (Nielsen et al.,

2015).

2,5

Østjylland (Langdal)

Sønderjylland (Åtte Bjerge)

Vestjylland (Idom)

2,0

Fyn (Storelung)

Sønderjylland (Helmpolde)

Himmerland (Lille Vildmose)

Limfjorden (Holmkær)

Koncentration, µg/m

1,5

Nordjylland (Nymølle Bæk)

Sydsjælland (Holmegaards Mose)

Østjylland (Ulvholm)

Sydsjælland (Knurrevang)

Fyn (Nybo mose)

1,0

Sejerøbugten (Diesbjerg)

Midtjylland (Randbøl hede)

Mols bjerge (Bisgyde)

Nordjylland (Hammer bakker)

0,5

Møn (Ulvshale)

Nordjylland (Råbjerg mose)

Bornholm (Pedersker)

Middel

0,0

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

Figur 2.13.

Årsmiddelkoncentrationer af ammoniak i perioden fra 2007 til 2014 på en række naturlokaliteter fordelt over landet.

Middel repræsenterer en vægtet middel af den gennemsnitlige udviklingstendens for målestationerne, som har været aktive fra

2007-2014.

2.10 Kvælstofdeposition til naturområder – modelberegninger

på lokal skala

Deposition af kvælstof fra atmosfæren til de danske landområder varierer

mellem de forskellige landsdele, men der er også en betydelig variation på

lokal skala, som følge af forskelle i den lokale landbrugsproduktion og land-

overfladens karakter (ruhed og type). Ved vurdering af de skadelige effekter

af kvælstofdeposition til danske naturområder er det vigtigt at have kend-

skab til denne variation. Derfor er der udført beregninger af kvælstofdeposi-

tionen med stor geografisk opløsning til udvalgte naturområder.

For år 2014 er der udført beregninger af tørdeposition af kvælstof i form af

ammoniak til 128 udvalgte naturområder. DCE’s målestationer indgår som

en del af disse lokaliteter. Herved kan målinger af ammoniak anvendes til

kvalitetssikring af resultaterne fra modelberegningerne. De resterende na-

turområder er valgt blandt stationer i den terrestriske del af NOVANA.

Beregningerne er udført ved brug af modelsystemet DAMOS (Danish Am-

monia Modelling System), som bygger på en kobling mellem regionalskala-

modellen DEHM (Danish Eulerian Hemispheric Model) og lokalskalamodel-

len OML-DEP (Operationel meteorologisk luftkvalitetsmodel til ammoniak

deposition). Begge modeller er udviklet ved DMU (nu Institut for Miljøvi-

denskab, AU) (Olesen

et al. 2007, Sommer et al. 2009, Christensen 1997,Brandt et

al. 2012, Geels et al. 2012a, Geels et al. 2012b).

En detaljeret beskrivelse af DA-

MOS kan findes i Fokuspunkt om lokal-skala beregninger i NOVANA (El-

lermann et al. 2006).

OML-DEP er valideret blandt andet i forbindelse med forskningsprojekter

under VMP III, hvor der er udført feltmålinger omkring en husdyrprodukti-

on (Løfstrøm

og Andersen 2007, Sommer et al. 2009).

Derudover er DAMOS sy-

stemet valideret ved sammenligning med målte ammoniak koncentrationer

ved flere naturområder i det tidligere Ringkøbing Amt (Andersen

et al. 2008)

samt i Fokuspunktet i NOVANA rapporten for 2011 (Ellermann

et al. 2012).

For hver naturlokalitet er der udført beregninger med OML-DEP for et be-

regningsområde på 16 km x 16 km med naturlokaliteten placeret centralt i

området. Beregningerne er udført med en geografisk opløsning af området i

felter á 400 m x 400 m. DEHM beregner koncentration af ammoniak på ran-

den af OML-DEP's beregningsområde baseret på emissioner fra kilder uden-

for området. Denne baggrundskoncentration indlæses for hver time i året i

OML-DEP modellen, der beregner en samlet koncentration af ammoniak

med bidrag fra alle kilder. Tørdeposition af ammoniak beregnes således med

inddragelse af kilderne både i og udenfor beregningsområdet. Øvrige depo-

sition af primært langtransporterede kvælstofkomponenter beregnes med

DEHM og er et gennemsnit for et 6 km x 6 km stort område. Dette drejer sig

om tørdeposition af kvælstofilter og partikelbundet kvælstof samt våddepo-

sition af kvælstof.

Beregningerne er foretaget med meteorologiske data for 2014 udtrukket fra

den meteorologiske model MM5v3 (Grell

et al. 1995).

Emissionsdata på lokal-

skala er for år 2013 med hensyn til den totale emission og for år 2012 i relati-

on til den geografiske fordeling. Emissionerne er baseret på bearbejdning af

udtræk fra det Centrale Husdyr Register (CHR), det Generelle Landbrugs

tedirektoratet samt markblokkort (Gyldenkærne,

et al. 2005).

Den geografiske

fordeling af emissionen er derfor meget detaljeret og er blandt andet fordelt

på de enkelte stalde/gylletanke (punktkilder) og tilhørende udbringnings-

arealer (arealkilder). De atmosfæriske modeller medtager en sæsonvariation

af emissionerne som følge af landbrugs praksis og variationer i meteorologi-

ske parametre (Gyldenkærne

et al., 2005, Skjøth et al. 2004, Skjøth et al. 2011).

Beregningsområdets vegetation/beskaffenhed (land cover), som har stor be-

tydning for størrelsen af kvælstofdepositionen i beregningsområdet, er base-

ret på AIS-data (Nielsen

et al, 2000)

i en opløsning på 100 m x 100 m.

Den beregnede deposition af kvælstof i 2014 til naturområderne ses i tabel

2.4, hvor også naturtypen er angivet. Alle områderne findes også i beregnin-

gerne for 2013. Udover den samlede kvælstofdeposition angives også tørde-

position af ammoniak, som hovedsageligt kommer fra de lokale landbrug

samt den øvrige tørdeposition og våddeposition af kvælstof. Årsmiddel-

værdier af ammoniakkoncentrationen i luften er også angivet, idet koncen-

trationen relaterer til Critical Level nævnt i forrige afsnit 2.9. Lokaliteterne er

grupperet således, at DCE’s målestationer listes først og dernæst lokaliteter-

ne opdelt efter naturtype. Inden for hver naturtype er lokaliteten sorteret ef-

ter størrelsen af den totale deposition. UTM-koordinaterne for lokaliteten er

også angivet.

I 2014 varierer det deponerede kvælstof fra ammoniak fra ca. �½ kg til 5 kg

N/ha ligesom i 2013. Variationen skyldes først og fremmest forskelle i emis-

sionen af ammoniak fra de lokale landbrug, afstanden til disse samt forskelle

i naturtypen. Højere ruhed (som fx for skov) giver alt andet lige en højere af-

sætning af kvælstof.

Den samlede kvælstofafsætning til naturområderne varierer mellem 9 og 23

kg N/ha, hvilket er 1-4 kg N/ha højere end i 2013 og skyldes hovedsageligt

en større våddeposition. Tallene i tabellen angiver depositionen beregnet til

selve naturtypen, hvilket f.eks. giver den høje deposition til naturområder

med skov, som har den højeste overfladeruhed.

Tabel 2.4

Årlig kvælstofdeposition (kg N/ha) og ammoniakkoncentration (μg NH3-N/m

) til udvalgte danske lokaliteter og natur-

typer i 2014. Tørdeposition af ammoniak er beregnet med lokal-skala-modellen OML-DEP. Den øvrige tør- og våddeposition er

beregnet med regional-skala modellen DEHM. Totaldeposition er beregnet med decimaltal fra de tre bidrag og derefter afrundet.

Lokalitet

Anholt

Frederiksborg

Keldsnor

Lindet

Tange

Ulborg

Lønborg Hede

Helm Polde

Raghammer

Idom Hede

Hammer Bakker

Ovstrup Hede

Randbøl Hede (V)

Råbjerg Mose

Holmegårds Mose

Lille Vildmose

Nybo Mose

Storelung

Ulvshale

Husby Klit

Hansted (S)

Diesebjerg

Bisgyde Høj

Knurrevang

Langdal

Nymølle Bæk

Åtte Bjerge

Melby Overdrev

Ellinge Lyng

Eskebjerg Vesterlyng

UTM-E

654311

709275

611830

492639

537179

464574

464133

495609

879904

468009

562818

495731

507386

581317

677828

571532

587270

579830

708637

446257

473296

652261

595529

666223

567852

573936

498415

686757

658370

642771

UTM-N

6288743

6206200

6067965

6110572

6245564

6238511

6191766

6113550

6112511

6241232

6332218

6233560

6168544

6379869

6131314

6303179

6110479

6123909

6104115

6239001

6323196

6189135

6232299

6133857

6269019

6351438

6145321

6212102

6195478

6178465

Naturtype

Græs

Nåleskov

Landbrug

Nåleskov

Løvskov

Nåleskov

Hede

(4010, 4030)

Hede

(4010, 4030)

Hede, tør

(4030)

Hede, tør

(4030)

Hede, tør

(4030)

Hede, tør

(4030)

Hede, tør

(4030)

Hængesæk

(7140)

Højmose

(7110)

Højmose

(7110)

Højmose

(7110)

Højmose

(7110)

Kystklit

(2250)

Kystklit

(2130)

Klit (2140)

Overdrev,

sure (6230)

Overdrev,

sure (6230)

Overdrev,

sure (6230)

Overdrev,

sure (6230)

Overdrev,

sure (6230)

Overdrev,

sure (6230)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

-N

tør-

deposi-

tion

Øvrige

tør-

deposi-

tion

Våd-

deposi-

tion

Total

deposi-

tion

Årsmiddel-

koncentra-

tion

0,18

0,39

0,74

1,63

1,21

0,97

1,13

1,54

0,84

1,29

0,98

1,37

0,92

0,89

0,82

0,81

0,98

1,54

0,40

0,59

0,45

0,64

0,68

1,05

2,14

1,67

2,16

0,34

0,54

0,72

Tabel 2.4.

Fortsat.

Lokalitet

UTM-E

UTM-N

Naturtype

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

-N

tør-

deposi-

tion

Øvrige

tør-

deposi-

tion

Våd-

deposi-

tion

Total

deposi-

tion

Årsmiddel-

koncentra-

tion

0,33

0,49

0,16

0,14

0,38

0,65

0,14

0,37

0,30

0,66

0,40

0,58

1,00

0,53

0,73

0,62

0,51

0,47

0,48

0,74

0,62

0,57

0,60

0,59

0,74

0,58

0,57

0,46

0,52

0,18

0,51

0,48

0,85

0,68

0,69

0,87

0,54

Præstesø

Præstø Fed

Hulsig

Pælebakke Klit

Bulbjerg

Skavemose

Damsted Klit

Nissekær, Glæde

Lild Strand

Nørre Fjand

Madsbøl Plantage

Rødhus Klit

Simon Skrivers Klit og

Mølklitten

Ejstrup Strand

Husby Klit II

Hvidbjerg Klitplantage

Grærup Hede

Nygå II

Nygå

Glæde v, Frøstrup

Holmsland Klit, Bjerregård

Øst

Grovsø

Hans, Nymindegab

Henne Strand (N)

Bredesande v, Tranum Klit

Filsø Hede

Henne Strand (S)

Topperbjerge, Vejers

Vint

Nordstrand, Anholt

Vint II

Krogsande

Blåbjerg

Halen, Fanø

Havrvig

Bjålum Klit

Grønnestrand

580286

697991

587503

588945

501381

446606

592840

494245

497213

447497

492687

531309

580042

526990

446444

461017

446638

447481

447452

496513

448626

449665

448447

448510

530147

448557

448175

446425

447947

656618

447448

448793

451928

464446

447075

450390

516576

6388159

6115808

6394564

6397567

6333960

6237954

6397414

6330636

6333713

6243169

6329512

6338939

6385832

6336917

6232347

6303248

6167328

6192813

6192964

6329224

6193367

6164717

6186337

6178266

6335480

6174231

6176588

6163023

6197093

6289049

6197125

6156169

6177691

6143382

6199157

6188459

6332901

Tabel 2.4.

Fortsat.

Lokalitet

UTM-E

UTM-N

Naturtype

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Klithede

(2140)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

-N

tør-

deposi-

tion

Øvrige

tør-

deposi-

tion

Våd-

deposi-

tion

Total

deposi-

tion

Årsmiddel-

koncentra-

tion

0,75

0,90

0,72

0,57

0,69

0,79

0,69

1,16

0,90

0,68

1,22

0,61

1,88

1,00

0,68

0,36

0,65

0,74

1,17

0,95

0,75

0,60

0,73

1,10

1,14

1,13

1,24

0,84

1,20

1,16

1,17

1,03

1,39

1,06

1,11

1,25

Fogedens Eng (s), Fanø

Korsø

Underlien v. Slettestrand

Fanø Bad (N)

Hansted (N)

Fårdam Sande v. Klim

Bredevandsbakker v. Kolle-

rup

Anerbjerge, Gødelen

Kokkjær Vand

Høstbjerg, Rømø

Havrvig (NØ)

Klibjerg, Rømø

Sidselsbjerg

Ulkestrup Lyng

Løvenholm

Kærene, Læsø

Klattrup v. Mou

Galgebakken

Egedalsmosen

Jerup Hede

Husby Plantage nord, Hage

Sellegårde, Tofte Skov

Skærbæk Plantage

Sømose, Lønborg

Lønborg Hede (V)

Galtrimmen v, Hou

Lønborg Hede (S)

Hallundbæk

Søndre Feldborg Plantage

Katsig Bakker v. Tolne

Stakroge/Bøvl

Rørbæk Sø

Resen Bæk

Søbylund

Rauf Hede v, Madum Sø

St. Råbjerg/Grene Sande

464862

486160

523804

459392

476453

511158

515913

451392

479437

470260

447054

467627

446058

659276

591583

618226

576626

544073

542505

581924

446716

575861

527272

462534

463674

580138

464653

511434

497657

580261

493414

523791

509237

510456

556571

502192

6141926

6325334

6333393

6144580

6328949

6330655

6331156

6186600

6324366

6112234

6199851

6109206

6224223

6164239

6257138

6350698

6311394

6213917

6232158

6378722

6242563

6298775

6214831

6191550

6191038

6325418

6190651

6209825

6242041

6368519

6192823

6197064

6247994

6212044

6297095

6175226

Tabel 2.4.

Fortsat.

Lokalitet

UTM-E

UTM-N

Naturtype

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Hede, våd

(4010)

Højmose

(7110)

Højmose

(7110)

Højmose

(7110)

Højmose

(7110)

Højmose

(7110)

Højmose

(7110)

Højmose

(7110)

Højmose

(7110)

Højmose

(7110)

Højmose

(7110)

Højmose

(7110)

Højmose

(7110)

Højmose

(7110)

-N

tør-

deposi-

tion

Øvrige

tør-

deposi-

tion

Våd-

deposi-

tion

Total

deposi-

tion

Årsmiddel-

koncentra-

tion

1,43

0,64

1,86

1,89

0,89

1,49

1,55

1,38

2,09

1,87

2,10

1,86

Varde Sdr. Hede

Grammarkvej, Rømø

Bormose, Jenle Plantage

Navnsø

Randbøl Hede

Store Vorslunde

Hestlund-Pilkmose

Ballumbjerg

Rejsby Østermark

Ålbæk

Klelund

Løgumkloster

Høstemark (s), Lille Vildmo-

Toftesø, Lille Vildmose

Velling Skov

Paraplymosen og Portland

Mose

Damfenner, St Vildemose

Boest

Nørhoved

Knebel Bakker

Farsø Mose, St. og Ll. Øksø

Grevens Ris, St. Vildmose

Sønder Kollemørten

Træm

Bradstrup Hede v. Ravnkilde

466851

469526

529819

527875

509373

505796

508883

496489

482995

477614

498352

496577

6159984

6106977

6299691

6304490

6168142

6190339

6192958

6124991

6119755

6095736

6159971

6098797

575076

574539

533551

571757

547014

528463

525749

555732

551992

549790

523676

477216

544798

6309912

6303639

6210463

6310984

6338194

6205603

6205395

6298135

6295439

6344887

6190257

6220719

6288703

0,65

0,69

0,81

1,02

1,14

1,00

1,04

1,00

0,84

1,48

1,62

1,91

2,64

I gennemsnit er ændringerne i depositionen for lokaliteterne fra 2010 til 2014

vist i tabel 2.5. I forhold til 2013 er tørdeposition af ammoniak øget med 0,1

kg N/ha, øvrig tørdeposition er øget med 0,2 kg N/ha og våddeposition er

øget med 2,1 kg N/ha. Samlet er kvælstofdepositionen øget med i gennem-

snit 2,3 kg N/ha. Ændringerne er på niveau med tidligere år og skyldes

primært meteorologiske forhold med øget nedbør (Afsnit 1.2) og dermed

større våddepositionen.

Tabel 2.5.

Årlige ændringer i kvælstofdeposition (kg N/ha). Total deposition er beregnet

med decimaltal fra de tre bidrag og derefter afrundet.

År

-tørdeposition

Øvrige N-tørdepos.

Våddeposition

Total deposition

2010 til 2011

0,2

0,3

0,8

1,3

Til 2012

-0,1

-0,3

0,6

0,1

Til 2013

0,1

-0,2

-1,7

Til 2014

0,1

0,2

2,1

2,3

Et eksempel på hvordan den lokale tørdeposition af ammoniak varierer

geografisk ses i figur 2.14. Her er der for 2014 vist den beregnede fordeling

af ammoniakdepositionen i området omkring Hammer Bakker nord for

Nørresundby. Centralt i kortet ligger naturpunktet Hammer Bakker (tør he-

de), som også kan findes i tabel 2.4.

I området ses flere lokale maksima, som er beliggende ved punktkilder.

Størrelsen af disse maksima kan dog kun i nogen grad sammenlignes, da ni-

veauet er meget afhængigt af kildens afstand til modellens beregningspunk-

ter, som ligger i et gitter med 400 meters mellemrum.

Generelt er deposition i landbrugsområderne omkring 3 kg NH

-N/ha. I na-

turpunktet (det røde kryds) er depositionen noget mindre på ca. 2 kg NH

N/ha. Den lavere deposition skyldes placeringen i det indre af et større na-

turområde, som giver afstand til kildeområderne i landbruget. På Limfjor-

den er depositionen ca. 1,5 NH

-N/ha, idet overfladens ruhed er lavere her.

Figur 2.14

Den beregnede geografiske variation af tørdeponeret ammoniak i 2014 i et 16 km x 16 km område nord for Nørre-

sundby. De anvendte niveaukurver er 1, 1,5, 2, 2,5, 3, 4, 5, 6, 8, 10, 15, 20, 30 og 50 kg N/ha/år. Kurverne er ikke ført helt til

kanten af kortområdet, idet usikkerheden her er større. Depositionen er beregning i et net af felter på 400 m x 400 m. Det røde

kryds midt i kortet angiver punktet, hvor depositionen til Hammer Bakker (naturtypen Hede, tør (4030)) i tabel 2.4. er beregnet.

Værdierne på akserne angiver placering af området i UTM 32 nettet (m Øst og m Nord).

Links

Kort over beregnet kvælstofdeposition til udvalgte naturlokaliteter vil blive

tilgængeligt via Danmarks Miljøportal.

Information om DCE’s luftmålestationer kan fås på:

http://envs.au.dk/videnudveksling/luft/maaling/maaleprogrammer/

3.1

Fosfor

Relevans

Fosfor fra atmosfæren deponeres til de danske farvande og landområder og

bidrager dermed til den samlede næringsstofbelastning af disse områder.

Det er derfor et af formålene for luftdelen af NOVANA at bestemme den år-

lige deposition af fosfor til vandmiljøet og landområderne.

3.2

Målsætning

Der er ikke opstillet specifikke målsætninger for reduktion af fosfor-

depositionen.

3.3

Tilstand, udviklingstendens og årsag

Atmosfærisk fosfor er hovedsageligt bundet til partikler og transporteres i

luften med disse. Fosfor findes i form af opløselige fosfatsalte, bundet til me-

taller eller bundet i biologisk materiale som f.eks. pollen.

Emission af fosfor stammer fra både menneskeskabte og naturlige kilder. De

menneskeskabte kilder er primært emission af partikulært fosfor fra for-

brænding af kul og halm, herunder markafbrænding. Derimod er emissio-

nen af fosfor fra forbrænding af olie og gas lille. De naturlige kilder er pri-

mært ophvirvlet jordstøv og biologisk materiale som f.eks. luftbårne alger,

pollen, svampesporer og mikroskopiske bladfragmenter.

Den samlede deposition af fosfor består af summen af tørdeposition af par-

tikelbundet fosfor og våddeposition af fosfor i regndråber, sne m.m. I 2014 er

den samlede deposition af fosfor til de indre danske farvande og landområ-

der vurderet til ca. 0,04 kgP/ha. Depositionen til de indre danske farvande

(areal 31.500 km

) i 2014 kan herudfra estimeres til ca. 130 tons P. Tilsvaren-

de kan depositionen til de danske landområder (areal 43.000 km

) estimeres

til ca. 170 tons P.

Depositionen af fosfor er uændret i forhold til rapporteringen for år 2013.

Baseret på overvågningsmålingerne og resultater fra det tidligere Fyns Amt

(Fyns

Amt 2005)

vurderes, at der ikke er sket målelige ændringer i den atmo-

sfæriske deposition af fosfor i overvågningsperioden.

Estimaterne af tørdepositionen af fosfor har for de tidligere år været baseret

på målinger af luftens indhold af partikelbundet fosfor ved opsamling af

partikelprøver med filterpack-opsamlere og direkte analyse af partikelfiltret

vha. PIXE-analyse (Proton Induced X-ray Emission). Denne analysemetode

er imidlertid ikke længere i brug og en ny analysemetode endnu ikke fun-

det. Derfor er der ikke foretaget målinger af partikulært fosfor i 2014. Den

skønnede tørdeposition er derfor baseret på målingerne for 2009, hvilket de

følgende resultater henfører til. Med analysemetoden måles den samlede

mængde fosfor, og der skelnes ikke mellem uorganiske eller organiske fos-

forforbindelser. Mængden af partikulært fosfor opsamlet med filterpack-

opsamlere er imidlertid lille i forhold til detektionsgrænsen, som er 20-50

ngP/m

. I 2009 var kun ca. 20-30 % af målingerne over detektionsgrænsen.

Den årlige tørdeposition af fosfor er estimeret til 0,02 kgP/ha. Dette estimat

er baseret på tidligere års resultater.

Våddepositionen af fosfor bestemmes rutinemæssigt ved opsamling af ned-

bør med de såkaldte bulkopsamlere (se figur 1.2) og wet-only-opsamlere. Ef-

ter prøveopsamling analyseres indholdet af fosfat i DCE’s laboratorium. Der

er imidlertid stor risiko for kontaminering af prøverne med biologisk mate-

riale, som indeholder store mængder fosfat (f.eks. fugleklatter i opsamlings-

tragtene). Våddepositionen bestemt på denne måde giver derfor anledning

til en overestimering af våddepositionen af fosfor. Baseret på opsamlingerne

med wet-only-opsamlere, hvor der er færrest problemer med kontamine-

ring, er det vurderet, at våddepositionen har været uændret i gennem de se-

neste årtier.

I 2001-2002 blev der derfor foretaget en mere nøjagtig bestemmelse af våd-

depositionen af fosfor ved målestationerne på Anholt og ved Ulborg. For-

bedringerne ligger i anvendelse af wet-only-nedbørsopsamler (står kun åben

når det regner og er derfor mindre udsat for forurening), konservering af

prøverne på prøveopsamlingsstedet og en forbedret analyse af fosfatkoncen-

trationerne. Resultaterne af disse målinger viser, at våddepositionen ligger

på 0,01-0,02 kgP/ha. Våddepositionen af fosfor ligger kun lige over detekti-

onsgrænsen, så usikkerheden på resultaterne er betragtelig (formentlig på



0,005-0,01 kgP/ha).

Et forsigtigt skøn af den samlede atmosfæriske deposition af uorganisk op-

løseligt fosfat er derfor en samlet deposition på 0,02-0,04 kgP/ha baseret på

en våddeposition på 0,01-0,02 kgP/ha og en tørdeposition på 0,01-0,02

kgP/ha.

Usikkerheden på estimaterne af den samlede deposition er stor pga. risiko

for kontaminering og lave koncentrationer i forhold til detektionsgrænsen.

Grundet den store risiko for kontaminering af prøverne anses estimatet som

en øvre grænse for den atmosfæriske deposition af uorganisk fosfat. Usik-

kerhederne er for store til at vurdere geografiske forskelle mellem Ulborg og

Anholt.

Den organiske fosfordeposition vurderes at være af samme størrelse som

depositionen af uorganisk opløseligt fosfor. Denne vurdering er baseret på

tidligere vurderinger af

Hovmand et al. (1993)

og målinger af organisk fosfat

foretaget af

Fyns Amt (2005).

4.1

Svovl

Relevans

Deposition af svovl fra atmosfæren spiller en væsentlig rolle for den samlede

belastning af de danske landområder med forsurende stoffer. Det er derfor

et af formålene for luftdelen af NOVANA at bestemme den årlige deposition

af svovl til de danske landområder.

I Danmark og på internationalt plan er der vedtaget en række handlingspla-

ner for at reducere emission af svovl og dermed belastning af natur og

vandmiljø med de forsurende stoffer, der dannes som følge af emissionen af

svovl. Det er derfor relevant at følge tidsudviklingen i svovldepositionen for

at kunne vurdere effekten af disse handlingsplaner.

4.2

Målsætning

I Danmark og på europæisk plan er det en målsætning, at naturen ikke må

modtage mere luftforurening end den kan tåle, herunder svovl som forsu-

rende stof. Via Habitatdirektivet er EU’s medlemslande inklusiv Danmark

forpligtet til at sikre naturen, herunder beskytte mod skadelige effekter som

følge af deposition af forsurende svovlforbindelser. Der er i Danmark ikke

opstillet direkte målsætninger for svovldepositionens størrelse og ej heller

direkte reduktionsmålsætninger. Via målsætninger om reduktion af svovle-

missionen er der dog lagt en form for indirekte målsætning om reduktion i

svovldepositionen. Danmark påtog sig via Gøteborg-protokollen og NEC-

direktivet (National Emission Ceilings) en målsætning om at reducere emis-

sionen af svovl i 2010 med 67 % set i forhold til 1990, hvilket er opfyldt. I

2012 er der blevet vedtaget en ny revideret Gøteborg-protokol med emissi-

onslofter for 2020. Danmark har forpligtet sig til at reducere emissionen af

svovl i 2020 med 35 % set i forhold til 2005. For EU’s medlemslande vil der

samlet blive tale om en reduktion på 59 %.

4.3

Svovldeposition i 2014

Resultaterne i 2014 fra de danske hovedstationer viste, at den årlige deposi-

tion af antropogent svovl og svovl fra naturlige kilder (hovedsageligt hav-

salt) lå på 4,4-6,4 kgS/ha for deposition til landområderne (figur 4.1). Dette

er i gennemsnit for målestationerne ca. 10 % højere end i 2013. Årsagen til

variationerne er primært år til år variationer i de meteorologiske forhold. I

2014 var nedbøren væsentligt højere end i 2013, hvilket gav højere depositi-

on i 2014 end i 2013..

De højeste depositioner blev i 2014 bestemt ved Anholt og den mindste de-

position ved Risø og Tange. Generelt er der dog lille forskel mellem deposi-

tionen til målestationerne. Årsagen til dette er, at svovlforbindelserne kan

transporteres 1000 km eller mere via luften og de geografiske variationer er

derfor jævnet ud under den lange transport. En stor andel af svovlforbindel-

serne transporteres til Danmark fra landene syd og vest for Danmark, hvil-

ket sammen med en høj nedbørsmængde er forklaringen på, at der måles høj

vådafsætning af svovl i den sydlige del af Jylland. Tørafsætning på Anholt

skyldes formentligt for en stor andel skibstrafik på Kattegat og havsalt.

Hovedparten af svovlforbindelserne stammer fra antropogen forbrænding af

fossile brændstoffer i forbindelse med transport, energiproduktion, industri

m.m. Resten stammer fra naturlige kilder, hvoraf sulfat fra havsalt er den

vigtigste. Sulfat fra havsalt udgør således 15-35 % af den samlede svovlde-

position; størst bidrag ses ved de kystnære stationer Ulborg og Anholt.

Svovldeposition på Anholt skyldes for en stor del dels dette bidrag af sulfat

fra havsalt og dels skibstrafik i Kattegat.

Usikkerheden på bestemmelsen af den årlige svovldeposition vurderes til

14-28 %. Årsag til den relativt høje usikkerhed er, at den samlede deposition

bestemmes som summen af våddepositionen af sulfat og tørdepositionen af

partikulært sulfat og svovldioxid. Endvidere beregnes tørdepositionen ud

fra måling af luftens indhold af svovlforbindelserne, og ikke ved en direkte

depositionsmåling, som er meget ressourcekrævende. Der er stor usikkerhed

ved beregning af tørdeposition med denne metode, men det er p.t. den ene-

ste metode, som kan anvendes i forbindelse med overvågningsprogrammet.

Figur 4.1.

Svovldeposition (kg S/ha) og nedbørsmængde (mm) ved målestationerne i

2014. Svovldepositionen er beregnet til den gennemsnitlige landoverflade omkring måle-

stationen. Nedbørsmængden er angivet i mm og depositionen er angivet i kgS/ha. Resul-

taterne fra Tange er baseret på kombination af målingerne ved Tange og Sepstrup Sande

(se Figur 1.1). Der bliver ikke målt tørdeposition ved Keldsnor og Lindet. Der er endvidere

ikke målt tørdeposition ved Ulborg, da målestationen først i slutningen af 2014 blev fuldt

reetableret efter stormen i december 2013, som ødelagde målestationen.

4.4

Atmosfærisk belastning af danske landområder

Den samlede deposition af svovl fra antropogene kilder på danske landom-

råder er for 2014 beregnet til 13.700 tons S, hvilket er ca. 11 % højere end

rapporteret for 2013, 22 % højere end 2012 og ca. på niveau med 2011. Den

højere deposition i 2014 i forhold til 2013, som også ses på målingerne, skyl-

des hovedsageligt højere våddeposition grundet højere nedbørsmængder.

Variationerne mellem de enkelte år ligger inden for de naturlige variationer,

som følge af de meteorologiske variationer fra år til år. Den samlede deposi-

tion på danske landområder er ca. dobbelt så høj som den danske emission

af svovl. Denne lå i 2013 på 6.800 tons S (Nielsen

et al. 2015).

Den gennemsnitlige årlige antropogene deposition af svovl ligger på ca. 3,2

kg S/ha (figur 4.2 og tabel 4.1), hvilket svarer til ca. 0,4 keq/ha. Til sammen-

ligning er tålegrænserne for forsuring på 0,9-2,4 keq/ha for overdrev, 0,8-2,7

keq/ha for løvskov og 1,0-4,1 keq/ha for nåleskov (Bak

2003).

Skadelige ef-

fekter af forsuring afhænger dog af den samlede deposition af forsurende

forbindelser, hvilket betyder, at deposition af sulfat fra havsalt, forsurende

kvælstofforbindelser og syreneutraliserende basekationer også skal tages

med i betragtning ved vurdering af svovldeposition i relation til tålegrænser.

Depositionen varierer kun lidt mellem de forskellige dele af landet, hvilket

hænger sammen med, at størstedelen af svovlen er transporteret til Dan-

mark fra landene syd og vest for Danmark, samt fra den internationale

skibstrafik. Beregninger med DEHM angiver, at de danske kilder på lands-

plan kun bidrager med omkring 10 % af den samlede deposition. Det danske

bidrag varierer kun meget lidt mellem regionerne (9 – 11 %).

Figur 4.2.

Den samlede antropogene deposition af svovlforbindelser beregnet for 2014.

Depositionen angiver en middelværdi for felterne; for felter med både vand- og landover-

flade vises altså en middeldeposition for de to typer af overflade. Depositionen er givet i

kg S/ha. Gitterfelterne er på 6 km x 6 km undtagen for den yderste del af domænet, hvor

gitterfelterne er på 17 km x 17 km. Den højere deposition i farvandsområderne skyldes

skibstrafik. Den højeste deposition på land ses i Fredericia og skyldes store udledninger

fra raffinaderiet.

Deposition af svovl til de danske landområder beregnes med luftforure-

ningsmodellen DEHM. DEHM tager højde for den geografiske placering af

kilderne til svovlforureningen, de meteorologiske forhold og de kemiske og

fysiske omdannelser af svovl i atmosfæren. Modellen medtager ikke svovl

fra havsalt, som via vinden bliver ”blæst op” i atmosfæren. Målingerne af

svovldeposition ved målestationerne viser, at havsalt bidrager med ca. 10-30

% af den samlede antropogene og naturlige deposition.

Ud fra sammenligning mellem resultaterne fra målinger og modelberegnin-

ger estimeres usikkerheden for de enkelte regioner til at være op mod

40

Tabel 4.1.

Den samlede antropogene svovldeposition til de danske regioner samt gennemsnit for landet beregnet for 2014.

Tørdeposition

Våddeposition

Totaldeposition

Total deposition

Areal

1000 ton S

per areal kgS/ha

Nordjylland

0,7

1,7

2,4

3,1

7908

Midtjylland

1,4

2,5

3,9

3,0

13094

Syddanmark

1,6

2,6

4,2

3,4

12130

Sjælland

1,1

1,3

2,3

3,2

7268

Hovedstaden

0,4

0,5

0,9

3,6

2568

Hele landet

5,1

8,6

13,7

3,2

42927

4.5

Grænseværdier for SO

til beskyttelse af vegetation

Gennem EU’s luftkvalitetsdirektiv (EC 2008) er der fastlagt en grænseværdi

på 20 µg SO

for både års- og vintermiddelkoncentrationerne (1. oktober

til 31. marts) af SO

. Grænseværdierne er fastlagt for at beskytte vegetation

mod de skadelige effekter fra SO

. Målinger af SO

ved Anholt, Tange og

Risø viser en årlig middelkoncentration på mellem 0,4-0,8 µg SO

, hvil-

ket er mere end 20 gange mindre end grænseværdierne.

Luftforureningsmodellen DEHM anvendes til beregning af den geografiske

variation i koncentrationerne af SO

. Figur 4.3 og 4.4 viser henholdsvis års-

og vintermiddelkoncentrationerne. De højeste koncentrationer uden for by-

områderne ses for vintermiddelkoncentrationerne ved de sydlige øer Lange-

land, Falster og Lolland, hvor koncentrationerne ligger lidt under 3 µg

. De relativt set højere koncentrationer disse steder skyldes dels lang-

transport fra den nordlige del af Tyskland og dels indflydelse fra skibstrafik.

De højere koncentrationer, som ses i en række bånd gennem farvandene

skyldes udledninger fra skibstrafik i forbindelse med sejlruterne.

Figur 4.3.

Årsmiddelkoncentrationer af SO

i 2014 beregnet med luftforureningsmodellen

DEHM. Enhed µg SO

. Den højeste koncentration ses i Fredericia og skyldes udled-

ninger fra raffinaderiet.

Figur 4.4.

Vintermiddelkoncentrationer (1. oktober – 31. marts) af SO

i 2014 beregnet

med luftforureningsmodellen DEHM. Enhed µg SO

. Den højeste koncentration ses i

Fredericia og skyldes udledninger fra raffinaderiet.

4.6

Udviklingstendenser for svovldepositionen

Figur 4.5 viser udviklingstendenserne i den gennemsnitlige deposition af

svovl beregnet som middel af resultaterne fra hovedmålestationer. Resulta-

terne viser, at der er sket et meget betydeligt fald i svovldepositionen. Siden

1989 er depositionen reduceret med ca. 70 %. Det største fald er målt i perio-

den frem til 2000, hvorefter depositionen stort set har været på samme ni-

veau indtil 2007. Herefter ses igen et mindre fald i depositionen. Da faldet i

depositionen er ens på målestationerne vurderes det, at resultaterne beskri-

ver den generelle udviklingstendens for Danmark.

Figur 4.5 viser også ændringerne i svovlemissionerne i Danmark og EU. Der

ses en tydelig korrelation mellem faldet i svovldepositionen og i emissioner-

ne. Navnlig ses meget god overensstemmelse mellem faldet i depositionen

og de samlede ændringer i emissionen i de 27 EU-lande, hvilket skyldes, at

langt størstedelen af depositionen stammer fra de europæiske lande syd og

vest for Danmark. Faldet i depositionen af svovl i Danmark skyldes derfor

hovedsageligt faldet i emissionerne på europæisk plan, mens reduktionen i

danske emissioner kun spiller en mindre rolle for reduktionen af svovldepo-

sitionen i Danmark. Til gengæld har reduktionen af de danske emissioner

betydning for afsætning af svovl i de lande, som modtager den langtrans-

porterede svovlforurening fra Danmark.

Udledningerne af svovl fra skibstrafik spiller også en stor rolle for depositi-

on af svovl i Danmark og denne rolle er blevet relativt mere betydende, fordi

de landbaserede kilder er blevet reguleret, mens reguleringen af udlednin-

gerne fra skibstrafik hidtil har været meget begrænset. Den Internationale

Maritime Organisation har vedtaget reguleringer af udledningerne af svovl

fra skibstrafik med en reduktion af svovl i brændstof fra omkring 2,7 % før

2007 til 1,5 % i 2007 gældende for Nordsøen og Østersøen, hvilket i denne

sammenhæng dækker alle de danske farvande. Fra 2010 er det tilladte svovl-

indhold yderligere reduceret til 1,0 % og der er gennemført krav om anven-

delse af brændstof med 0,1 % svovl i havne fra 1. januar 2010. Nedsættelse af

svovlindholdet i 2007 og 2010 er formentligt en af de væsentlige årsager til

faldet i svovldepositionen fra 2007 til 2014. Fra 1. januar 2015 er det tilladte

svovlindhold yderligere sænket til 0,1 % for Nordsøen og Østersøen. Effek-

ten af dette gennemgås i Fokuspunktet (Kapitel 8).

Udover det generelle fald ses også en variation fra år til år. Årsagen til denne

variation er bl.a. ændringerne i de meteorologiske forhold, hvor store ned-

børsmængder giver høj deposition og små nedbørsmængder giver lav depo-

sition. Endvidere bidrager år til år variationer i antal og styrke af storme og-

så til de observerede variationer fra år til år. Variationerne i de meteorologi-

ske forhold slår dog ikke så tydeligt igennem, som for kvælstofdepositionen

(se afsnit 2.5).

140

120

100

Indeks

Svovldeposition

DK-emission

EU-emission

2002

2014

1990

1992

1994

1996

1998

2000

2004

2006

2008

2010

2012

År

Figur 4.5.

Udviklingstendenser for samlet deposition og emission af svovl. Alle værdier er

indekseret til 100 i 1990. Udviklingstendenserne i deposition til landområderne er beregnet

som middelværdi af resultaterne fra Anholt, Tange og Ulborg. Fra 2011 indgår Risø også i

tidsserien, da dette fortsat giver en sammenhængende tidsserie og da der opnås en mere

dækkende vurdering af udviklingstendensen. Enkelte manglende delresultater er skønnet

f.eks. på basis af sammenligning med andre målestationer. Opgørelsen af emissionerne

fra Danmark er fra DCE (Nielsen

et al. 2015)

og fra de 27 EU-lande fra EMEP (EMEP

2015).

Links

Deposition af svovl til de enkelte amter og kommuner kan findes på:

http://envs.au.dk/videnudveksling/luft/model/deposition/

Yderligere information om tålegrænser kan findes på:

http://envs.au.dk/videnudveksling/luft/effekter/natur/

Information om luftmålestationerne kan fås på:

http://envs.au.dk/videnudveksling/luft/maaling/maaleprogrammer/

5.1

Tungmetaller

Relevans

Deposition af potentielt toksiske og carcinogene tungmetaller spiller en væ-

sentlig rolle for den samlede belastning af de danske farvande og landområ-

der med disse stoffer. Depositionen af tungmetaller kan forøge tungmetal-

indholdet i de øverste jordlag (0-20 cm). På lignende måde er den atmosfæri-

ske tungmetaldeposition til vandmiljøet i mange tilfælde betydelig i forhold

til andre kilder. Det er derfor et af formålene for luftdelen af NOVANA at

bestemme deposition af en række udvalgte tungmetaller til de danske far-

vande og landområder.

5.2

Målsætning

I Danmark og på europæisk plan er det en målsætning, at naturen ikke må

modtage mere luftforurening, herunder tungmetaller, end den kan tåle.

Endvidere pålægger EU’s 4. datterdirektiv om bl.a. tungmetaller, (EC 2005)

medlemslandene at måle koncentrationerne i luften og depositionen af bl.a.

arsen, cadmium og nikkel med henblik på en samlet europæisk evaluering

af den mulige skadevirkning af disse stoffer i baggrundsområder.

5.3

Tilstand og årsag

Våddepositionen og den atmosfæriske koncentration af partikelbundne

tungmetaller har været målt henholdsvis siden 1990 og siden begyndelsen af

1980’erne på de danske målestationer. I forbindelse med revisionen af over-

vågningsprogrammet er målingerne af våddepositionen af tungmetaller

ændret således, at målingerne ved Lindet er standset og at målingerne på

Frederiksborg er blevet standset til fordel for målingerne ved målestationen

på Risø. Målestationerne er vist i figur 5.1. Revisionen har endvidere med-

ført, at antallet af målestationer er blevet reduceret, så der kun måles luft-

koncentrationer af tungmetaller ved Anholt og Risø (fra 2. halvår 2010), hvor

der tidligere blev målt luftkoncentrationer ved fem målestationer. Målepro-

grammet for tungmetaller er dermed spinklere end tidligere, hvilket medfø-

rer større usikkerhed på depositionsestimaterne.

Den samlede deposition af tungmetaller (summen af tør- og våddeposition)

til de indre danske farvande og danske landområder kan estimeres ud fra

målingerne af våddeposition og beregning af tørdeposition ud fra målinger-

ne af atmosfærens indhold af partikelbundne tungmetaller. Den samlede

deposition fremgår af tabel 5.1.

En stor del af de tungmetaller, som findes i atmosfæren og dermed depone-

res, kommer fra antropogene kilder udenfor Danmark. Sammenlignes de

estimerede depositioner til de indre danske farvande og danske landområ-

der med de danske emissioner (tabel 5.1), ses at de danske emissioner for de

fleste af de målte tungmetaller er væsentlig mindre end depositionerne. Det-

te underbygger, at det dominerende bidrag til depositionen er antropogene

kilder i udlandet. Det ”naturlige” bidrag (i form af vindblæst støv o.l.) kan

for nogle af tungmetallerne dog også have betydning.

Fra 2. halvår 2010 er der, som nævnt ovenfor, sket et skift i de målestationer,

som anvendes til bestemmelse af tørdepositionen af tungmetallerne. Skiftet i

målestationerne har ikke givet anledning til ændring i niveauet af den be-

stemte samlede deposition, hvilket skyldes at tørdepositionen for hovedpar-

ten af tungmetallerne kun udgør en mindre del af den samlede deposition

og at skift i målestationerne ikke har givet markante ændringer i niveauerne

for luftkoncentrationerne. Sidst nævnte hænger sammen med, at en stor del

af tungmetallerne langtransporteres og derfor er relativt jævnt geografisk

fordelt.

Luftkkoncentrationer

Våddeposition

Ulborg

Sepstrup Sande

Anholt

Risø

Pedersker

Keldsnor

Figur 5.1.

Målestationer, hvor der måles luftkoncentrationer og våddeposition af tungme-

taller i Danmark i 2014.

Depositionen af tungmetaller måles med bulkopsamlere (som for kvælstof,

sulfat m.m.), hvor tragten er eksponeret for nedfald hele tiden; altså også i

perioder, hvor der ikke er nedbør. Der er ikke foretaget målinger til en

egentlig kvantificering af tørdepositionens andel af bulkprøverne. Tungme-

taller af antropogen oprindelse må forventes at være knyttet til partikler på 1

µm eller mindre. For disse partikler vil depositionen til bulkopsamlerne væ-

re sammenlignelig med den tilsvarende deposition af partikulært svovl, som

bidrager med under 10 % af den våddeponerede svovlmængde. Det må der-

for anses for at spille en meget lille rolle, at målingerne af bulkdeposition

omfatter en mindre del tørdeposition, når øvrige usikkerheder på estimater-

ne af våddeposition tages med i betragtning.

Store partikler af især ikke-industriel oprindelse, såsom partikler fra hav-

sprøjt, jordstøv samt biogene partikler (pollen o.l.), kan ved tyngdekraftens

påvirkning “falde” ned i bulkopsamleren. Heller ikke denne størrelsesfrak-

tion vil dog bidrage væsentligt. Tungmetalindholdet i disse materialer er

lavt og en del af de tungtopløselige stoffer i mineraler vil ikke blive tilgæn-

gelige ved den prøveoplukningsmetode, som anvendes i overvågningspro-

grammet.

Usikkerheden på estimaterne af den samlede deposition vurderes til



30-50

%. Årsagen til den betydelige usikkerhed er først og fremmest, at de målte

tungmetalkoncentrationer, såvel i luft som i nedbør, er lave og tæt på detek-

tionsgrænsen. Der er derfor større risiko for fejl, som følge af kontaminering

af prøverne.

En anden årsag til den store usikkerhed på estimaterne af den samlede de-

position af tungmetaller er, at estimaterne baseres på beregning af tørdeposi-

tion ud fra målingerne af atmosfærens indhold af partikelbundne tungme-

taller. Usikkerheden på estimering af tørdepositionen er derfor betydelig (op

til



80 %). Tørdepositionen udgør imidlertid kun en lille del af den samlede

deposition (ca. 10 % til vand og 20-30 % til land), hvilket betyder, at den sto-

re usikkerhed på tørdepositionsbestemmelsen ikke medfører samme store

usikkerhed på estimatet af den samlede deposition.

Endelig ”ekstrapoleres” resultaterne fra målestationerne til at dække de

danske landområder samt de indre danske farvande, hvilket bidrager til

usikkerheden på estimaterne.

Tabel 5.1.

Årlig deposition estimeret fra målinger af bulk-opsamlet våddeposition på seks stationer i Danmark og tørdeposition

estimeret ud fra måling af luftkoncentrationerne på Anholt. Endvidere er deposition til landområder i Danmark og til de indre

danske farvande estimeret på basis af målingerne i 2014. Sidste kolonne viser den antropogene emission af tungmetaller til

atmosfæren fra danske kilder i 2013 (DCE

2015).

Estimeret deposition

Stof

Cr, chrom

Ni, nikkel

Cu, kobber

Zn, zink

As, arsen

Cd, cadmium

Pb, bly

Fe, jern

Deposition til land

µg/m

170

230

680

6800

120

900

48000

Emission

Danske kilder

ton/år

1,5

4,2

0,4

0,6

Deposition til vand

µg/m

150

200

650

6700

110

840

46000

Landområder

(43.000 km )

ton/år

290

2100

Indre farvande

(31.500 km

)

ton/år

210

1500

Udviklingen i luftens indhold af en række tungmetaller (målt på partikel-

form og som våddeposition) er i forbindelse med NOVANA og dets forløbe-

re blevet målt siden 1989. Målingerne af luftens indhold af tungmetaller er

endda startet op allerede i 1979, således at der i dag findes mere end 30 års

målinger. Resultaterne af de mange års overvågning viser en tydelig reduk-

tion i såvel luftens indhold som i våddepositionen af de viste tungmetaller

(figur 5.2 og 5.3). Grundet revision af måleprogrammet er der sket et skift i

de steder, hvor der måles luftkoncentrationer. Før 2010 er udviklingstenden-

sen baseret på et gennemsnit af resultaterne fra Keldsnor og Tange, mens

luftkoncentrationerne efter 2010 er beregnet som gennemsnit af Anholt og

Risø. Niveauerne før og efter 2010 ligger på samme niveau når de store

usikkerheder på analyse af de lave koncentrationer tages med i betragtning.

Skiftet i målestationerne vil derfor ikke få stor betydning på vurderingen af

udviklingstendensen for målestationerne. For Cd er der dog sket et markant

skift. Dette skyldes ikke skift i målestationerne, men skyldes skift til en ny

og bedre analysemetode.

Variationen i depositionen fra år til år af et givent tungmetal afhænger af fle-

re faktorer. Den væsentligste faktor er de aktuelle emissioner fra de kilde-

områder, der via den atmosfæriske transport bidrager med tungmetalned-

fald over Danmark. Denne emission har generelt været nedadgående de se-

neste årtier. Mest markant er fjernelse af bly fra benzin og en generelt bedre

rensning af røggasser.

I figur 5.4 sammenholdes tilgængelige værdier for tungmetalemissioner fra

EU og Danmark (først tilgængelige fra 1990; EMEP 2015) med målingerne

ved de danske målestationer. For Pb, Cd og Zn ses, at faldet i våddepositio-

nerne og luftkoncentrationerne følger ændringerne i emissionerne fra EU-

landene, hvilket er forventeligt, da tungmetallerne for en stor del langtrans-

porters til Danmark fra store dele af resten af Europa. Ændringerne i danske

emissioner spiller kun en mindre rolle for udviklingen i Danmark.

For Cu ses en uændret emission for EU-landene, mens der ses en stigning for

de danske emissioner. Udviklingstendens for våddeposition og luftkoncen-

trationer følger i begyndelsen af 1990’erne ikke udviklingen i emissionerne,

men efter 1995 ligger luftkoncentrationer og våddeposition på et stort set

konstant niveau i overensstemmelse med det konstante niveau for udled-

ningerne i EU.

En anden årsag til variationerne i våddepositionen mellem årene er den ak-

tuelle meteorologi. Selv om Danmark ligger i vestenvindsbæltet, er der en

variation i vindmønstrene fra måned til måned og fra år til år. De nævnte to

faktorer har både indflydelse på variationen i partikelkoncentrationerne og i

våddepositionen.

For våddepositionen er der yderligere faktorer, der påvirker variationen.

Disse er mængden af nedbør, antallet af byger, nedbørsintensiteten samt i

hvilket omfang transport af luftmasser med høje koncentrationer af partikler

falder sammen med regnhændelser. Af disse grunde ser man ofte en større

variation fra år til år i våddepositionen end i den gennemsnitlige koncentra-

tion af partikelbundne tungmetaller.

Med de lave koncentrationer af tungmetaller i nedbøren kan det endvidere

ikke undgås, at der lejlighedsvis sker en kontaminering. Specielt for Cu og

Zn findes ofte forhøjede koncentrationer i prøverne. Den høje deposition af

Cu i 1995 (figur 5.2) skyldes således sandsynligvis kontaminering. I målin-

gerne fra 2003 og 2007 ses ligeledes en højere deposition når man sammen-

ligner med de foregående år. Det kan ikke udelukkes, at en del af forklarin-

gen på de høje depositioner også her kan skyldes kontaminering af prøver-

ne.

4,0

3,5

3,0

Pb, mg/m

0,14

0,12

0,10

Zn, mg/m

1,6

1,4

1,2

Cd, mg/m

2,0

0,08

0,8

0,06

0,6

1,5

1,0

0,5

0,0

1990

0,04

1995

2000

2005

2010

2015

0,4

0,2

0,0

2015

0,02

0,00

1990

1995

2000

2005

2010

Figur 5.2.

Tidsudvikling i årlig våddeposition over en 25-årig periode af Zn og Pb (venstre figur) og Cu og Cd (højre

figur). Enhed er mg metal per m

, hvilket svarer til kg/km

Cu, mg/m

2,5

1,0

3,5

2,5

Cr, Cd, ng/m

Mn, ng/m

2015

Pb, Zn, ng/m

Cu, ng/m

1,5

0,5

1979 1983 1987 1991 1995 1999 2003 2007 2011 2015

År

1979 1983 1987 1991 1995 1999 2003 2007 2011 2015

År

4,5

Ni, As, ng/m

350

300

250

200

150

100

Fei, ng/m

3,5

2,5

1,5

0,5

1979 1983 1987 1991 1995 1999 2003 2007 2011 2015

År

Figur 5.3.

Udvikling af koncentrationer i luften af en række tungmetaller siden 1979. Kurverne repræsenterer

gennemsnit af målinger ved Keldsnor og Tange i perioden før 2010, mens 2011-2014 er beregnet som gennem-

snit for Anholt og Risø. Den sorte stiplede linje indikerer dette skift i målestationerne. Der er ikke analyseret for

jern (Fe) i 2011.

350

300

250

DK-emission

Pb - luftkoncentration

Pb - våddepostion

350

300

250

Cd - luftkoncentration

Cd - våddeposition

DK-emission

Indeks

EU-emission

Indeks

200

150

100

200

150

100

EU-emission

1979 1983 1987 1991 1995 1999 2003 2007 2011 2015

År

1979 1983 1987 1991 1995 1999 2003 2007 2011 2015

År

350

Cu - luftkoncentration

300

250

200

150

100

1979

Cu - våddeposition

DK-emission

EU-emission

300

250

200

150

100

Zn - luftkoncentration

Zn - våddeposition

DK-emission

Indeks

EU-emission

1979

1983

1987

1991

1995

1999

2003

2007

2011

2015

1983

1987

1991

1995

1999

År

2003

2007

2011

År

Figur 5.4.

Målinger af våddeposition og partikelkoncentration i luften sammenlignet med emissioner fra Dan-

mark og EU-landene (EMEP 2015). Alle resultater er normeret til 100 i 1990. Før 2010 er luftkoncentrationer be-

regnet som gennemsnit af Keldsnor og Tange og efter 2010 er de beregnet ud fra gennemsnit af Anholt og

Risø.

Links

Yderligere information om emissioner kan findes på:

DCE’s hjemmeside:

http://envs.au.dk/videnudveksling/luft/Emissioner/

Europæiske emissionsopgørelser for tungmetaller:

http://www.ceip.at/

6.1

Ozon og vegetation

Relevans

I danske baggrundsområder er ozon den eneste luftforurening, der ofte fo-

rekommer i koncentrationer, der har direkte toksisk virkning på planter.

Ozon er kemisk meget reaktivt og kan oxidere mange andre forbindelser i

atmosfæren. Ozon reagerer også villigt med organiske forbindelser, bl.a. cel-

lemembraner i vores lunger eller i plantecellerne.

6.2

Målsætning

I Danmark og på europæisk plan findes der målsætninger for belastningen

med ozon for både skovøkosystemer og anden vegetation samt for menne-

sker (EC 2008). Der er fastsat en kritisk belastningsgrænse (critical level) for

effekter af ozon på væksten af træer og anden vegetation. Det er valgt at

bruge et index, der kaldes AOT40, som angiver den akkumulerede ekspone-

ring over en tærskelværdi på 40 ppbv ozon. Er der f.eks. i løbet af en dag

målt tre timemiddelværdier af ozon, der overstiger 40 ppbv, f.eks. 45, 50 og

55 ppbv, bliver dagens AOT40 = 5 + 10 + 15 = 30 ppbv∙timer. For bøg er der

estimeret en kritisk belastningsgrænse på 10.000 ± 5.000 ppbv∙timer i vækst-

sæsonen dvs. beregnet for perioden april til september mellem solopgang og

solnedgang (Käremlämpi

og Skärby, 1996).

Denne dosis forbindes med en re-

duktion i biomassetilvækst på ca. 10 %. I forbindelse med EU’s luftkvalitets-

direktiv fra 2008 (EC 2008) er der fastsat en målværdi for AOT40 på 9.000

ppb∙timer (=18.000 µg/m

∙timer) til beskyttelse af vegetation. Værdien skal

beregnes for perioden maj til juli for målinger fra kl. 8.00 til kl. 20.00. Den

gælder fra år 2010 og skal beregnes som middel af 5 år. Endvidere er der

fastsat et langsigtet mål (long term target) for beskyttelse af vegetation på

3000 ppb∙timer (=6.000 µg/m

∙timer). Det er ikke fastlagt, hvornår dette skal

gælde fra.

6.3

Tilstand, udvikling og årsag

Der måles ozonkoncentrationer i Ulborg, Lille Valby/Risø, Keldsnor og ind-

til år 2000 også i Frederiksborg. I år 2014 har der dog ikke været målinger i

Ulborg, da målestatinen var ude af funktion. Figur 6.1 viser årsgennemsnit-

tet af koncentrationen af ozon over en længere årrække på stationerne. I

2014 ligger årsgennemsnittet på 59-60 µg/m

(svarende til 29,5-30 ppbv),

hvilket svarer til niveauet gennem de seneste ti år. Det ses, at koncentratio-

nen har en vis år til år variation, og at der de fleste år er en mindre forskel på

koncentrationsniveauet på de forskellige målestationer. I 2014 er der dog

stort set ingen forskel på koncentrationerne. Hovedparten af den ozon, der

findes i luften i Danmark, er kommet med luftmasser, der er transporteret til

Danmark fra navnlig den sydlige og centrale del af Europa, hvilket er forkla-

ringen på at der er så lille forskel mellem målestationerne. I løbet af årene er

der en tendens til, at der er blevet mindre forskel mellem målestationerne

end tidligere, hvilket muligvis er en følge af, at NO

emissionen er reduceret

blandt andet ved indførelse af skærpede emissionsnormer for køretøjer.

Der ses endvidere en svag stigning i koncentrationerne af ozon på målestati-

onerne i Danmark. Der kan være flere årsager til, at årsgennemsnittet af

ozon ikke har en faldende tendens trods reduktioner i emissionen af kvæl-

stofoxiderne og de flygtige organiske forbindelser (eng. volative organic

compounds, VOC), der leder til ozondannelsen. Ozon dannes ved en række

fotokemiske reaktioner i atmosfæren og en del varme somre har kunnet føre

til øget fotokemisk aktivitet på europæisk plan. Forhøjede ozonkoncentrati-

oner i Danmark er oftest forbundet med luftmasser, der bringes ind over

landet fra Centraleuropa, hvor industriområder og områder med høj befolk-

ningstæthed og meget trafik fører til høje ozonkoncentrationer. Også tørve-

og skovbrande synes at have betydning. Meteorologiske forhold har derfor

stor indflydelse på ozonkoncentrationen. Endvidere er den hemisfæriske

baggrundskoncentration af ozon stigende, bl.a. forårsaget af væksten i Kina

og Indien. På lokalskala kan reduceret emission af kvælstofoxider (NO og

) betyde en reduktion i nedbrydningen af ozon via reaktionen med

kvælstofmonoxid og dermed resultere i relativt højere ozonkoncentrationer

end tidligere. Yderligere har fordelingen mellem emission af kvælstofdioxid

og kvælstofmonoxid fra trafikken ændret sig, idet en øget del udgøres af di-

rekte emission af kvælstofdioxid fra dieselmotorer. Dette fører til større

ozonkoncenration, fordi der er mindre kvælstofmonoxid tilstede til ned-

brydning af ozon.

Årsmiddelværdi, µg/m

Frederiksborg

Keldsnor

Ulborg

Lille Valby/Risø

1989 1991 1993 1995 1997 1999 2001 2003 2005 2007 2009 2011 2013 2015

Figur 6.1.

Årsgennemsnittet af koncentrationen af ozon (enhed µg/m

) over en længere

årrække på stationerne Keldsnor, Frederiksborg, Ulborg og Lille Valby/Risø. På Ulborg er

der ingen målinger i 2014, da målestationen midlertidigt var ude af drift grundet stormøde-

læggelserne i december 2013.

Figur 6.2 viser udviklingstendensen for AOT40-værdier beregnet for skov på

baggrund af målinger fra Ulborg, Frederiksborg, Keldsnor og Lille Val-

by/Risø. Der er midlertidigt ingen målinger ved Ulborg i 2014. For Kelds-

nors og Lille Valbys vedkommende er der ikke tale om målinger over skov,

men det vurderes, at de beregnede værdier er repræsentative for skovområ-

der tæt på disse målestationer. I 2014 ligger AOT40-værdien for Keldsnor og

Risø på ca. 9300 og 14600 ppb∙timer. Dermed ligger værdien på Risø over

den kritiske belastningsgrænse for bøg på 10.000 ppb∙timer. Betragtes

AOT40-værdierne over en længere årrække (figur 6.2) ses, at AOT40 er vari-

erende, og at flere af årene har værdier over den kritiske belastningsgrænse.

AOT40-værdierne har i de seneste år ligget lavere end perioden før 2009.

Dog med undtagelse af de høje værdier i 2014, som grundet de meteorologi-

ske forhold i 2014 lå højt.

AOT40 for vegetation beregnet i henhold til EU’s luftkvalitetsdirektiv (EC

2008) er vist i figur 6.3. AOT40 beregnet på denne måde bliver mindre end

AOT40 til skov, hvilket skyldes at beregningerne til vegetation foretages for

en kortere del af året end beregningerne til skov. Her ses ligeledes en stor år

til år variation, hvor de højeste værdier når 12.000 ppb∙timer, hvilket er over

målværdien (en form for grænseværdi) på 9.000 ppb∙timer (EC 2008). I 2014

var AOT40 ved Keldsnor og Risø på henholdsvis 3200 og 5200 ppb∙timer.

Målværdien blev dermed ikke overskredet i 2014. Ved vurdering af over-

holdelsen af målværdien, skal der anvendes 5 års middelværdier af AOT40.

For alle målestationerne ligger middelværdien for 2010-2014 under målvær-

dien og der er derfor ingen overskridelser af EU’s målværdi. Den langsigte-

de målsætning på 3.000 ppb∙timer (EC 2008) er overskredet ved Keldsnor og

Risø i 2014. Denne målsætning er endnu ikke trådt i kraft. Ligesom for

AOT40 for skov ses en tendens til, at AOT40 for vegetation i de seneste år

har ligget lavere end perioden før 2009, dog med undtagelsen i 2014.

25000

Frederiksborg

Keldsnor

Ulborg

Lille Valby/Risø

20000

AOT40-skov; ppb∙timer

15000

10000

5000

1989 1991 1993 1995 1997 1999 2001 2003 2005 2007 2009 2011 2013 2015

Figur 6.2.

AOT40-værdier for skov (enhed ppb∙timer) beregnet på baggrund af målinger

fra Keldsnor, Frederiksborg, Ulborg og Lille Valby/Risø. Ulborg og Frederiksborg er målt

over skov, mens de øvrige stationer er med for sammenligningens skyld. AOT40 er be-

regnet på basis af ozonmålinger mellem sol op- og nedgang i april til september. På Ul-

borg er der ingen målinger i 2014, da målestationen midlertidigt var ude af drift grundet

stormødelæggelserne i december 2013.

16000

14000

AOT40-EU; ppb∙timer

Frederiksborg

Keldsnor

Ulborg

Lille Valby/Risø

12000

10000

8000

6000

4000

2000

1989 1991 1993 1995 1997 1999 2001 2003 2005 2007 2009 2011 2013 2015

Figur 6.3.

AOT40-værdier for vegetation (enhed ppb∙timer) for vegetation beregnet i hen-

hold til EU’s luftkvalitetsdirektiv (EC 2008) for målestationerne Keldsnor, Frederiksborg,

Ulborg og Lille Valby/Risø. AOT40 er beregnet på basis af ozonmålinger i maj til juli fra kl.

8.00 til 20.00. På Ulborg er der ingen målinger i 2014, da målestationen midlertidigt var

ude af drift grundet stormødelæggelserne i december 2013.

AOT40 beregnes også ved hjælp at luftforureningsmodellen DEHM. Figur

6.4 viser den geografiske variation i AOT40 beregnet i henhold til EU’s luft-

kvalitetsdirektiv (EC 2008). For størstedelen af Danmark ligger AOT40 un-

der 12.000 µg∙m

-3

∙timer svarende til under 6.000 ppb∙timer. I kystnære områ-

der og på sydlige mindre øer ses generelt en højere AOT40 end midt inde

over land. Over alle landområderne ligger AOT40 under målværdien på

9.000 ppb∙timer svarende til 18.000 µg∙m

-3

∙timer.

Figur 6.4.

AOT40 beregnet med DEHM i henhold til EU’s luftkvalitetsdirektiv. Enheden er

µg∙m

-3

∙timer, hvilket ganges med 0,5 for at komme til ppb∙timer.

Links

Information om ozon i relation til byerne kan findes i

Ellermann et al. 2015:

The Danish Air quality monitoring programme, Annual summary for 2014

http://dce2.au.dk/pub/SR67.pdf

Aktuelle målinger af ozon kan findes via DCE’s hjemmeside:

http://www.dmu.dk/luft/maaling/online/

7.1

Deposition af miljøfarlige organiske stoffer

Relevans

I overvågningsprogrammet indgår målinger af våddeposition af en række

miljøfarlige organiske stoffer: pesticider, nitrophenoler og PAH.

Pesticider i regnvandet kan potentielt påvirke naturområder og flora og fau-

na i de danske vandområder. Ved sprøjtning med pesticider kan disse over-

føres til det atmosfæriske miljø dels ved aerosoldannelse, og dels gennem

fordampning af stofferne fra jord og planteoverflader. De pesticider, der

indgår i måleprogrammet, alle har en vis evne til at fordampe. Der analyse-

res for i alt 12 pesticider og 5 nedbrydningsprodukter af pesticider. En del af

pesticiderne anvendes fortsat i Danmark eller i vore nabolande.

Nitrophenoler er en gruppe organiske forbindelser, der dannes fotokemisk i

luften ved reaktion mellem kvælstofilter og aromatiske hydrocarboner

(f.eks. toluen og benzen). Både kvælstofilter og de aromatiske hydrocarbo-

ner udledes i forbindelse med forbrændingsprocesser (f.eks. biler og energi-

produktion). Nitrophenoler har en høj toksicitet for planter. To af nitrop-

henolerne, DNOC (dinitro-o-cresol) og dinoseb (2-sec-butyl-4,6-

dinitrophenol), har tidligere været anvendt i Danmark som ukrudtsmidde-

ler. Der analyseres i måleprogrammet for i alt 6 forskellige nitrophenoler.

Polycykliske aromatiske hydrocarboner (PAH) er en gruppe organiske for-

bindelser, der udledes til luften i forbindelse med forbrænding af fossile og

naturlige brændsler f.eks. i biler og ved energiproduktion. PAH er kendt

som mutagene stoffer, som er mistænkt for at være kræftfremkaldende for

dyr og mennesker. PAH transporteres med luften fra kilderne til bl.a. natur-

områder, hvor de bliver tør- og våddeponeret. PAH bindes til jordpartikler,

hvor de bliver svært nedbrydelige for mikroorganismer. Der analyseres i

måleprogrammet for i alt 25 forskellige PAH.

7.2

Målsætning

I Danmark og på europæisk plan er det en målsætning, at naturen ikke må

modtage mere luftforurening, end den kan tåle. Deposition af PAH indgår i

EUs 4. datterdirektiv om arsen, cadmium, kviksølv, nikkel og polyaromati-

ske kulbrinter i luften (EC 2005). Der er i direktivet ikke angivet nogen mål-

sætninger om størrelsen af depositionen af PAH. Der er heller ingen direkte

målsætning om størrelsen af deposition af pesticider og nitrophenoler.

7.3

Våddeposition af pesticider

Våddepositionen af pesticider måles på to stationer, Risø (Roskilde) og

Sepstrup Sande. Regnvandsprøver opsamles med wet-only-prøvetager og

analyseres efterfølgende for indholdet af 12 udvalgte pesticider og 5 ned-

brydningsprodukter herfra. De stoffer, der indgår i måleprogram, blev valgt

i 2004 på basis af en pilot undersøgelse foretaget i perioden fra januar 2000

til juli 2001 (Asman et al., 2005). Der er ved valget af stoffer taget hensyn til,

at stofferne med en vis sandsynlighed kan findes i luften på gasform, parti-

kulært bundet eller opløst i regn- og skydråber. Endelig er der også taget

hensyn til, at visse analysemetoder omfatter mange miljøfremmede organi-

ske stoffer på en gang, således at antallet af undersøgte stoffer, maksimeres i

forhold til de økonomiske udgifter. Listen med pesticider er blevet revideret

undervejs. Pesticider, som ikke blev detekteret i de første 3-4 år, blev slettet

af listen (chloridazone, fenpropimorph), mens prosulfocarb, som blev anset

for at være relevant på grund af stoffets fordampning blev tilføjet listen.

Prøverne er opsamlet over perioder på 2 måneder. I opsamlingsperioden

opbevares prøverne koldt og mørkt inde i prøvetageren for at undgå af-

dampning og nedbrydning af pesticiderne. Depositionen pr. arealenhed er

beregnet på grundlag af den samlede nedbørsmængde og koncentrationen i

det opsamlede og analyserede regnvand. Tørdepositionen indgår ikke i må-

leprogrammet.

Tabel 7.1 og Figur 7.1 viser en oversigt over våddepositionen målt i 2014 ved

Risø og Sepstrup Sande. Tabel 7.1 viser de stoffer, som blev fundet i 2014.

Atrazin,

esethylatrazin,

esisopropylatrazin,

ichlorprop,

ydroxyatra-

zin,

ydroxysimazin

, m

echlorprop

, og m

etazachlor blev ikke målt i kon-

centrationer over detektionsgrænsen. For

atrazin og simazin og de fire

nedbrydningsprodukter herfra hænger dette sammen med, at stofferne har

været forbudt i EU siden 2004.

I 2014 lå den samlede deposition af pesticider på 115 og 104 µg/m

for hen-

holdsvis Risø og Sepstrup Sande (ved koncentrationer under detektions-

grænsen er bidraget til den samlede deposition sat til nul). I resultatet for

Sepstrup Sande indgår ikke den deposition, der er sket i januar/februar

grundet tekniske problemer med opsamleren. Erfaringsmæssigt er depositi-

onen af pesticider i denne periode lav, og det vurderes derfor at have ringe

betydning for den samlede deposition for året.

Terbutylazin og dets nedbrydningsprodukt desethylterbutylazin samt iso-

proturon og metazachlor er ikke godkendt til anvendelse i Danmark. Disse

stoffer må derfor antages at være transporteret luftbårent til Danmark fra

udlandet.

De største bidrag til deposition af pesticider på begge lokaliteter kommer fra

prosulfocarb, pendimethalin, terbuthylazine og nedbrydningsproduktet

desethylterbuthylazin. Den højeste deposition af prosulfocarb og pen-

dimethalin sker i perioden september-oktober, hvor prosulfocarb er det pe-

sticid, som bidrager mest til depositionen. I Bilag 3 gennemgås udviklings-

tendensen for våddeposition af prosulfocarb. Dette stof har særlig interesse,

fordi der i 2013 blev fundet prosulfocarb ved en undersøgelse af økologisk

producerede æbler.

Risø

110

100

Nedbør, mm.

Pesticider

Sepstrup Sande

300

250

110

100

Nedbør, mm.

300

Pesticider

250

200

150

100

µg/m

nedbør, mm

150

100

Jan-Feb Mar-Apr Maj-Jun Jul-Aug Sept-Okt Nov-Dec

Figur 7.1.

Våddepositionen, µg/m

, af de fundne pesticider og nedbrydningsprodukter i 2014 målt over 2-måneders perioder

på Risø og Sepstrup Sande. Kurven angiver nedbørsmængde i den tilsvarende periode i mm.

nedbør, mm

µg/m

200

Tabel 7.1.

Våddeposition i 2014 af pesticider målt på Risø og Sepstrup Sande (S.S.). Tabellen angiver kun de pesticider, som

blev fundet i 2014. Enhed: µg/m

. nd angiver at koncentrationen af det pågældende stof ligger under detektionsgrænsen (bilag 1).

Jan-Feb

Risø S.S.

0,9

0,6

1,4

Mar-Apr

Risø S.S.

0,2

0,3

0,2

0,08

0,4

0,3

0,5

1,0

1,3

Maj-Jun

Risø S.S.

1,7

0,3

2,1

1,0

0,2

0,4

0,3

1,8

1,7

0,5

4,5

7,2

Jul-Aug

Risø S.S.

0,2

0,8

0,4

0,1

0,2

1,1

1,5

Sept-Okt

Risø S.S.

0,7

0,6

1,8

1,3

1,4

0,6

9,5

3,5

Nov-Dec

Risø S.S.

0,7

0,9

0,6

5,4

9,0

7,0

9,6

Årligt

Risø S.S.

1,9

23,1

1,0

0,6

2,7

1,5

2,4

1,2

0,4

1,4

0,6

12,5

5,2

92,2 66,7

0,5

4,5

115

104

Desethylerbutylazine

Ethofumesate

Isoproturon

MCPA

Metamitron

Metazachlor

Pendimethalin

Prosulfocarb

Terbutylazine

Sum

7.4

Våddeposition af nitrophenoler

Våddepositionen af nitrophenoler måles på to stationer, Risø (Roskilde) og

Sepstrup Sande. Regnvandsprøver opsamles med wet-only-prøvetager og

analyseres efterfølgende for indholdet af 7 udvalgte nitrophenoler (Tabel

7.2). Tørdepositionen indgår således ikke i måleprogrammet. Prøverne er

opsamlet over perioder på 2 måneder. I opsamlingsperioden opbevares prø-

verne koldt og mørkt inde i prøvetageren for at undgå afdampning og ned-

brydning af nitrophenolerne. Depositionen er beregnet på grundlag af den

samlede nedbørsmængde og koncentrationen i det opsamlede og analysere-

de regnvand.

Figur 7.2 og tabel 7.2 viser resultaterne af måling af våddeposition af nitrop-

henoler i 2014, som lå på 1155 og 815 µg/m

for henholdsvis Risø og

Sepstrup Sande. Middelkoncentrationer og årlig deposition er sammenligne-

lige på de 2 stationer. Bemærk dog at der ikke er tal for Sepstrup Sande i ja-

naur-februar, hvilket fører til en for lav årlig deposition i 2014.

Risø

650

600

550

500

450

400

350

300

250

200

150

100

300

Nitrophenoler

Sepstrup Sande

250

650

600

550

500

450

400

350

300

250

200

150

100

Jan-Feb

Mar-Apr

300

Nitrophenoler

250

Nedbør, mm.

nedbør, mm

200

150

100

Maj-Jun

Jul-Aug

Sept-Okt

Nov-Dec

100

107

226

111

Figur 7.2.

Samlet våddeposition af nitrophenoler i 2014 målt over 2-måneders perioder, µg/m

. Kurven angiver nedbørs-

mængde i de tilsvarende perioder i mm.

nedbør, mm

200

µg/m

Tabel 7.2.

Våddeposition i 2014 af nitrophenoler målt på Risø og Sepstrup Sande (S.S.). Enhed: µg/m

. nd angiver at koncen-

trationen af det pågældende stof ligger under detektionsgrænsen (bilag 1).

Jan-Feb

Risø S.S.

4,7

15,0

4,1

146-

Mar-Apr

Risø S.S.

1,2

63,4

27,7 74,2

0,6

1,4

1,1

5,5

5,1

11,5

0,1

7,4

17,0

0,1

170

Maj-Jun

Risø S.S..

118

5,4

0,9

1,0

6,5

1,4

8,1

6,3

156

2,7

Jul-Aug

Risø S.S.

1,7

4,0

1,1

2,9

3,0

3,3

5,0

9,2

104

Sept-Okt

Risø S.S.

261

100

215

3,6

6,6

9,7

600

256

Nov-Dec

Risø S.S.

8,1

135

204

Årligt

Risø S.S.

452

226

386

362

144

0,1

1155

119

0,1

815

4-Nitrophenol

2,4-Dinitrophenol

2,6-Dinitrophenol

2,6-Dimethyl-4-

nitrophenol

3-Methyl-4-nitrolphenol

DNOC

Dinoseb

SUM

7.5

Våddeposition af PAH

Våddepositionen af PAH måles på to stationer, Risø (Roskilde) og Sepstrup

Sande. Regnvandsprøver opsamles med wet-only-prøvetager og analyseres

efterfølgende for indholdet af 22 udvalgte PAH (Tabel 7.3). Tørdepositionen

indgår således ikke i måleprogrammet. Prøverne er opsamlet over perioder

på 2 måneder. I opsamlingsperioden opbevares prøverne koldt og mørkt in-

de i prøvetageren for at undgå afdampning og nedbrydning af PAH. Depo-

sitionen er beregnet på grundlag af den samlede nedbørsmængde og kon-

centrationen i det opsamlede og analyserede regnvand.

Figur 7.3 og tabel 7.3 viser resultaterne af måling af våddeposition af PAH i

2014, som samlet lå på 145 og 116 µg/m

for henholdsvis Risø og Sepstrup

Sande. Den højeste deposition af PAH er observeret i perioden januar-

februar på Risø, hvilket formentligt hænger sammen med højere udlednin-

ger i disse måneder som følge af, at det er de koldeste måneder på året. Der

er gundet fejl på opsamleren ingen depsotionstal for Sepstrup Sande i perio-

den januar-februar, hvilket giver en for lav årlig deposition for Sepstrup

Sande i 2014.

Risø

140

120

100

PAH, total

Sepstrup Sande

300

250

140

120

100

PAH, total

300

250

Nedbør, mm.

nedbør, mm

µg/m

150

100

µg/m

150

100

Jan-Feb

Mar-Apr

Maj-Jun

Jul-Aug

Sept-Okt Nov-Dec

Jan-Feb

Mar-Apr

Maj-Jun

Jul-Aug

Sept-Okt

Nov-Dec

Figur 7.3.

Samlet våddeposition af PAH i 2014 målt over 2-måneders perioder, µg/m

. Kurven angiver nedbørsmængde i

de tilsvarende perioder i mm.

nedbør, mm

200

Tabel 7.3.

Våddeposition i 2014 af PAH målt på Risø og Sepstrup Sande (S.S.). Enhed: µg/m

. nd angiver at koncentrationen af

det pågældende stof ligger under detektionsgrænsen (bilag 1).

Jan-Feb

Risø

Acenaphthen

Acenaphthylen

Anthracen

Benz(a)anthracen

Benz(a)pyren

Benz(e)pyren

Benz(ghi)perylen

Benz(b+j+k)fluoranthener

Chrysen+triphenylen

Dibenz[a,h]anthracen

Dibenzothiophene

3,6-Dimethylphenanthren

Fluoranthen

Fluoren

Indeno(1,2,3-cd)pyren

1-Methylnaphthalen

2- Methylnaphthalen

2-Methylphenanthren

Napthalen

Perylen

Phenanthren

Pyren

SUM

0,9

3,8

0,7

3,4

2,0

2,5

6,2

8,0

0,6

0,7

0,6

6,6

5,3

9,5

1,7

0,4

8,0

116

S.S.

Mar-Apr

Risø

0,2

0,1

0,3

0,1

0,2

0,4

0,5

0,3

2,3

S.S.

0,3

0,6

Maj-Jun

Risø

0,4

0,8

2,5

3,6

S.S..

Jul-Aug

Risø

S.S.

1,5

1,1

0,8

0,4

1,3

Sept-Okt

Risø

0,9

2,0

1,4

2,0

1,4

1,6

2,0

1,6

S.S.

5,3

5,9

1,3

1,8

1,7

1,1

Nov-Dec

Risø

0,8

0,3

0,7

1,3

1,6

1,9

1,0

1,7

1,3

S.S.

1,1

0,6

1,2

2,0

1,1

1,7

1,4

Årligt

Risø

2,4

6,7

1,0

3,4

2,2

3,2

6,3

9,5

0,6

0,7

0,6

7,6

5,3

1,7

0,4

145

S.S.

7,1

8,3

0,6

1,2

4,1

0,4

1,7

3,8

116

Links

Yderligere information om opsamlings- og analysemetoder kan findes i El-

lermann m.fl. 2005, Atmosfærisk deposition, 2004., Faglig rapport fra DMU

nr. 555, Danmarks Miljøundersøgelser:

http://www2.dmu.dk/1_viden/2_Publikationer/3_fagrapporter/rapporter

/FR555.PDF

Fokuspunkt: Effekten af svovlreduktion i

skibsbrændstof på koncentrationerne af

svovldioxid

Nordsøen og Østersøen er begge udpegede til Sulphur Emission Control

Areas (SECA’s) under den Internationale Søfartsorganistions (IMO) MAR-

POL konvention (International Convention for the Prevention of Pollution

From Ships). Målet med SECA er at sikre en reduktion af udledningerne af

svovl fra skibstrafikken i disse områder og derigennem mindske skibsemis-

sionernes indvirkning på luftkvaliteten i de omkring liggende lande. Den 1.

januar 2015 trådte et nyt trin i reguleringen i kraft inden for SECA, hvor det

tilladte indhold af svovl i skibsbrændstof blev reduceret med en faktor 10.

Da denne regulering antages at have ført til en stor reduktion i udledninger-

ne fra skibstrafikken, har Miljøstyrelsen anmodet DCE om at undersøge om

reduktionen kan registreres i måledata fra overvågningen af koncentratio-

nerne af svovldioxid på de danske målestationer under NOVANA (Det na-

tioale program for overvågning af vandmiljøet og naturen). DCE har belyst

dette gennem at:



analysere udviklingstendenser for svovldioxid frem til og med maj 2015

målt på målestationerne Anholt, Tange og Risø,



sammenholde disse udviklingstendenser med viden om ændringerne i

emissionerne,



og ved at sammenholde udviklingstendenserne med resultater fra mo-

delberegninger af skibsemissionernes andel af svovldioxidkoncentratio-

nerne i Danmark.

Resultaterne, som præsenteres i nærværende Fokuspunkt, viser et tydeligt

fald i koncentrationerne af svovldioxid (et fald i størrelsesordenen 50-60 %) i

forbindelse med indførelse af de skrappere krav til indholdet af svovl i

skibsbrændstof.

8.1

Regulering af svovlindhold i skibsbrændstof

Indtil 2006 har der i praksis ikke været nogen regulering af indholdet af

svovl i tung fuelolie til skibstrafik. I forbindelse med MARPOL Annex VI og

EU's direktiv 2005/33 kom der en regulering af det tilladte svovlindhold in-

den for SECA-områderne, hvilket omfatter Østersøen (fra 2006) og Nordsø-

en (fra 2007), og dermed dækker alle danske farvandsområder. Reguleringen

af det tilladte indhold af svovl i skibsbrændstof inden for SECA er foretaget i

flere trin. Disse trin er angivet i Tabel 8.1.

Tabel 8.1.

Oversigt over reguleringen af svovlindhold i skibsbrændstof (tung fuelolie)

Tung fuelolie

Lovgivning

Ikrafttrædelsesdato

S-%

EU-direktiv 93/12

Ingen

EU-direktiv 1999/32

EU-direktiv 2005/33

SECA – Østersøen

SECA – Nordsøen

Udenfor SECA

EU-direktiv 2012/33

SECA’s

Udenfor SECA

Uden for SECA

MARPOL Annex VI

SECA – Østersøen

SECA – Nordsøen

Udenfor SECA

MARPOL Annex VI amendments

SECA’s

Udenfor SECA

Ingen

1,5

Ingen

1,0

0,1

3,5

0,5

1,5

4,5

1,0

0,1

3,5

0,5

18.06.2014

01.01.2015

18.06.2014

01.01.2020

19.05.2006

21.11.2007

19.05.2006

01.07.2010

01.01.2015

01.01.2012

01.01.2020*

11.08.2006

11.08.2007



Afhængigt af resultatet af en revision, der skal gennemføres i 2018 om tilgængeligheden af den

nødvendige brændselsolie, kan datoen udskydes til den 1. januar 2025.

Inden disse reguleringer trådte i kraft og udenfor SECA har det typiske

skibsbrændstof indeholdt omkring 2,7 % svovl (Cofala et al. 2007).

Udledningen af svovl frigivet fra forbrænding af skibsbrændstof sker næsten

udelukkende i form af svovldioxid, mens kun en mindre andel udledes i

form af partikulært sulfat. Endvidere er udledningen proportional med

svovlprocenten i skibsbrændstof, hvilket betyder, at der ved årsskiftet

2014/2015 kan forventes en udledning af svovldioxid fra skibstrafik i Nord-

søen og Østersøen, som er omkring 10 gange mindre efter årsskiftet end før

årsskiftet, hvis alle skibe overholder de gældende regler.

8.2

Målemetoder og modelberegninger

Målingerne af svovldioxid foretages med filterpack-metoden, hvor svovldi-

oxid opsamles på et filter imprægneret med kaliumhydroxid, som anvendes

til kemisk at binde svovldioxiden til filtret. Prøverne opsamles på døgnbasis

til bestemmelse af døgnmiddelkoncentrationer på de tre målestationer ved

Risø og Tange og på Anholt (figur 1.1). Ved Ulborg måles normalt også

svovldioxid med filterpack-metoden. Imidlertid blev denne målestation væl-

tet i december 2013 af stormen Bodil og har herefter skullet genetableres.

Derfor er der ingen målinger i 2014, hvilket er begrundelsen for, at der ikke

er anvendt resultater fra Ulborg i denne undersøgelse.

Det skal bemærkes, at resultaterne fra 2015 endnu ikke er fuldt

kvalitetskontrollerede, da det på nuværende tidspunkt ikke har været

muligt at gennemføre dette fuldt ud for data for 2015. Det forventes dog

ikke, at denne kvaliteskontrol vil rykke på konklusionerne præsenteret i

dette Fokuspunkt, men der vil kunne komme mindre ændringer i de

præsenterede middelkoncentrationer.

Anholt

Tange

Ulborg

Sepstrup

Lille Valby/Risø

Lindet

Pedersker

Keldsnor

100 km

Figur 8.1.

De faste større målestationer i 2011-2015. Måling af svovldioxid med filterpack-

metoden anvendes kun på Risø, Tange, Ulborg og Anholt. Ulborg er ikke inddraget i den-

ne undersøgelse, da stationen var ude af drift i 2014.

I Delprogram for luft under NOVANA (Ellermann et al., 2015) foretages

endvidere målinger af svovldioxid med monitorer på gademålestationerne i

Aalborg og på H.C. Andersens Boulevard i København. Koncentrationsni-

veauet for svovldioxid er i dag så lavt, at disse målinger ikke kan anvendes

til at bestemme middelkoncentrationerne af svovldioxid. Dette skyldes, at

koncentrationen af svovldioxid i dag ligger langt under detektionsgrænsen

for denne type måleinstrumenter. Derfor indgår disse målinger ikke i denne

undersøgelse.

I undersøgelsen af effekten af de reducerede udledninger af svovldioxid fra

skibstrafik indgår tillige modelberegninger af den andel af den luftbårne

svovldioxid, som stammer fra skibstrafik. Disse beregninger er foretaget

med luftforureningsmodellen kaldet DEHM (Dansk Eulersk Hemisfærisk

Model). DEHM er en Eulersk model, hvor emission, luftbåren transport,

kemisk omsætning og afsætning af luftforurening beregnes i et tredimensio-

nelt net af gitterceller. Emissionen af luftforureningskomponenterne er base-

ret på de nationale emissionsopgørelser, og den luftbårne transport er be-

regnet på basis af informationer om de meteorologiske forhold i det aktuelle

år, som der laves modelberegninger for. Beregningen af andelen af svovldi-

oxid fra skibstrafik foretages ved at ”slukke” for udledningen af svovldioxid

fra skibstrafik i modellen. Ved at sammenligne resultaterne fra denne bereg-

ning med en beregning, hvor alle kilder indgår, kan andelen af svovldioxid,

som stammer fra skibstrafik, bestemmes.

8.3

Udviklingstendens i koncentration af svovldioxid

8.3.1 Årsmiddelværdier

Ændringen i årsmiddelkoncentrationerne for svovldioxid siden 1989 kan ses

i figur 8.2. De største fald i koncentrationerne fandt sted i 1990’erne. Faldet i

koncentrationerne skete betydeligt hurtigere ved Tange end på Anholt. Det-

te skyldes effekt af reduktioner i de landbaserede kilder, som påvirker Tan-

ge mere end Anholt. De landbaserede kilder blev reguleret via nationale og

internationale tiltag i 1980’erne og 1990’erne, mens udledningerne fra skibs-

trafikken først blev reguleret i Østersøen fra maj 2006 og fra Nordsøen i au-

gust 2007. Som det fremgår af målinger var Tange i 1990’erne i høj grad på-

virket af de landbaserede udledninger. Anholt, med sin placering midt i Kat-

tegat, ligger længere væk fra de større landbaserede kilder, men omvendt

ligger øen tæt ved de stærkt trafikerede skibsruter i Kattegat. Dette er bag-

grunden for at udledningerne af svovldioxid fra skibstrafik har spillet en

større rolle for koncentrationsniveauerne på Anholt end det har været til-

fældet for Tange. Forskellen i tidspunktet for regulering af landbaserede kil-

der og skibstrafik ses derfor i, hvornår faldet i svovldioxidkoncentrationerne

slår igennem på de to målestationer. Koncentrationerne af svovldioxid var

således størst på Tange i 1990’erne, mens koncentrationerne efter 2000 har

været størst på Anholt.

2,5

Risø

Tange

Anholt

Koncentration, µg/m

1,5

0,5

1989

1994

1999

2004

2009

2014

Figur 8.2.

Årsmiddelkoncentrationer af svovldioxid angivet som µg S/m

. Data for 2015

dækker kun perioden fra januar til maj.

I perioden fra 2000 til 2006 var der et relativt stabilt koncentrationsniveau på

både Anholt og Tange, hvorefter der ses et relativt stort fald fra 2006 til 2007,

hvor faldet er størst på Anholt og lidt mindre på Tange. Dette fald i koncen-

trationerne er sammenfaldende med den første regulering af udledningerne

fra skibstrafik, hvor indholdet af svovl i skibsbrændstof er reduceret fra om-

kring 2,7 % i gennemsnit til et maksimalt tilladt indhold på 1,5 % efter den 1.

januar 2007.

Faldet i koncentrationsniveauerne mellem 2006 og 2007 er større på Anholt

end ved Tange. Dette hænger igen sammen med andelen af svovldioxid fra

skibstrafik. Figur 8.3 viser resultater fra modelberegninger af andelen af

svovldioxid relateret til skibstrafik i 2007. På Anholt stammer omkring to

tredjedele af svovldioxiden fra skibstrafik, mens det kun er omkring en tred-

jedel ved Tange. Derfor må det forventes, at faldet i svovldioxid er størst på

Anholt og noget mindre ved Tange.

I 2010 indførtes andet trin i reguleringen af svovl i skibsbrændstof. Denne

gang var der tale om en reduktion i det tilladte svovlindhold i fuelolie til

skibstrafik fra 1,5 % til 1 %, som trådte i kraft 1. marts 2010. På Anholt ses et

svagt fald i årsmiddelkoncentrationerne mellem 2009 og 2010, mens der re-

gistreres en mindre stigning i niveauerne ved Tange. Omkring 2010 ses der-

for ikke noget sammenfald mellem de målte ændringer i koncentrationerne

og den forventede nedgang i udledningerne. Det er den mindste nedsættelse

af det tilladte indhold af svovl i skibsbrændstof, hvilket sammen med de na-

turlige variationer i de meteorologiske forhold må antages at være årsagen

til at det forventede fald i udledningerne ikke slår igennem i målingerne.

Den 1. januar 2015 kom det tredje trin i nedsættelsen af svovludledningerne.

Denne gang var der tale om et fald på en faktor 10 i det tilladte svovlindhold

i fuelolie til skibstrafik fra 1,0 % til 0,1 %. Som det ses af figur 8.2 er koncen-

trationerne på alle målestationerne mindre end i 2014 og de foregående fire

år, hvilket viser, at nedsættelsen af svovl i skibsbrændstof har haft effekt.

Faldet er størst på Anholt, hvilket underbygger, at der er tale om et fald som

følge af reduktion i udledningen af svovldioxid fra skibstrafik.

Figur 8.3.

Resultat fra modelberegning af andelen (%) af svovldioxidkoncentrationen, som

i 2007 stammede fra skibstrafik (Olesen et al., 2009).

En lille del (omkring 5 %) af svovlindholdet i skibsbrændstof udledes

direkte som partikulært sulfat. Den udledte svovldioxid vil også via kemiske

reaktioner i atmosfæren omdannes til sulfat. Figur 8.4 viser udviklings-

tendenserne for sulfat, hvor der til forskel fra svovldioxid ses et meget ens

fald i koncentrationerne på alle målestationer. Dette skyldes, at levetiden for

sulfat i atmosfæren er lang, og dermed kommer størstedelen af sulfat på de

danske målestationer som langtransport fra kilder udenfor Danmark. Derfor

træder effekten af reduktionerne i udledningerne af svovl i skibsbrændstof i

Nordsøen og Østersøen ikke tydeligt frem i målingerne på de danske

målestationer.

2,5

Risø

Tange

Anholt

Koncentration, µg/m

1,5

0,5

1989

1994

1999

2004

2009

2014

Figur 8.4.

Årsmiddelkoncentrationer af partikulært sulfat angivet som µg S/m

. Data for

2015 dækker kun perioden fra januar til maj.

8.3.2 Månedsmiddelværdier

Data for 2015 i figur 8.2 omfatter kun målinger foretaget i de første fem må-

neder af 2015. Da der er en vis årstidsvariation i udledningerne af svovldi-

oxid, så vil en sammenligning af middelværdierne for januar-maj 2015 med

årsmiddelværdierne for de tidligere år give fejl i forhold til vurdering af ef-

fekten af reduktionen af svovlindhold i skibsbrændstof. En sammenligning

baseret på middelværdier for perioden fra januar til maj giver derfor en bed-

re vurdering af effekten.

På figur 8.5 ses udviklingstendensen for månedsmiddelværdierne for 2011

og frem. For alle tre målestationer ses et markant fald i månedsmiddelvær-

dierne efter årsskiftet 2014/2015. Faldet er mest markant for Anholt, hvor

der i 2015 måles de laveste værdier siden 2011. Det mindste fald ses for Tan-

ge, hvor der i de foregående år har været tilsvarende lave månedsmiddel-

værdier som i 2015. Den større ændring i niveauerne for Anholt sammenlig-

net med de øvrige målestationer skyldes den større andel, som skibsudled-

ningerne udgør af koncentrationerne af svovldioxid på Anholt.

0,9

0,8

Risø

Tange

Anholt

Koncentration, µg/m

0,7

0,6

0,5

0,4

0,3

0,2

0,1

2011

2012

2013

2014

Figur 8.5.

Udviklingstendens for månedsmiddelværdierne for svovldioxid. Koncentratio-

nerne er angivet som µg S/m

2015

På figur 8.5 ses endvidere, at der ofte kan være relativt stor forskel mellem

månedsmiddelværdierne. Oftest skyldes variationerne mellem månederne

de naturlige variationer i de meteorologiske forhold. Dette er for eksempel

tilfældet for de høje værdier i januar 2014. Beregninger af luftmassernes be-

vægelser (NILU, 2015; se endvidere kapitel 8.4 for yderligere forklaring om-

kring disse beregninger) viser, at der formentligt er tale om en episode, hvor

transport af luft fra Polen i gennem nogle dage har givet anledning til de hø-

je værdier. Polen har fortsat en væsentligt højere udledning af svovldioxid

end de øvrige omgivende lande (EMEP, 2015).

Når ændringerne i 2015 vurderes til at skyldes andre årsager end de meteo-

rologiske forhold er det på grund af følgende:

Koncentrationerne har aldrig været så lave på Anholt tidligere.

Mønsteret er forandret og det ser ud til, at de naturlige variationer i 2015

svinger omkring et betydeligt lavere niveau.

Forholdet mellem målestationerne er ændret. Hvor Anholt tidligere har

svinget med koncentrationer, som generelt lå væsentligt højere end Tan-

ge, så ligger Anholt i 2015 mere på niveau med Tange.

I tabel 8.2 ses middelværdierne for januar-maj for perioden fra 2011 til 2015.

Det fremgår tydeligt, at middelværdierne for alle tre målestationer er væ-

sentligt lavere i 2015 end de tidligere fire år. Faldet har været størst for An-

holt, hvor middelkoncentrationen er faldet med 0,2 µg/m

set i forhold til

middelværdien for perioden 2011-2014, svarende til et fald på 60 %. Faldet er

omkring 50 % på de to øvrige målestationer, hvor andelen af svovldioxid fra

skibstrafik er noget mindre end på Anholt.

Tabel 8.2.

Middelværdier af svovldioxid (µg S/m

) for januar-maj for perioden fra 2011 til

2015, samt middelværdi for perioden januar-maj i 2011 – 2014 og ændring i 2015 i forhold

til denne middelværdi.

Anholt

µg m

2011

2012

2013

2014

2015

Middel 2011-2014

Faldet med (µg m )

Ændring %

Risø

µg m

0,34

0,28

0,31

0,42

0,18

0,34

0,16

Tange

µg m

0,27

0,17

0,25

0,10

0,22

0,11

0,35

0,26

0,29

0,43

0,13

0,33

0,20

8.4

Indflydelse fra udbrud i lavaområdet Holuhraun på Island

i 2014

I forbindelse med undersøgelserne af udviklingstendenser for svovldioxid er

det blevet tydeligt, at de lave koncentrationer i 2015 ikke er de eneste usæd-

vanlige ændringer i koncentrationerne i løbet af det seneste års tid. De høje-

ste månedsmiddelkoncentrationer siden 2010 er blevet målt i oktober og no-

vember 2014, og der er en bemærkelsesværdig stor forskel i koncentratio-

nerne fra oktober/november 2014 til januar/februar 2015 (figur 8.5). For at

underbygge at de observerede ændringer i 2015 ikke på en eller anden måde

hænger sammen med særlige forhold i 2014, som f.eks. udsædvanlige natur-

lige variationer i de meteorologiske forhold, er de høje koncentrationer i an-

den halvdel af 2014 blevet analyseret nærmere.

Figur 8.6 viser døgnmiddelkoncentrationer af svovldioxid i 2013 og 2014.

Det ses tydeligt, at der i oktober og november 2014 er en række toppe med

høje koncentrationer på alle målestationer. Disse toppe er væsentligt højere i

2014 end i 2013. Navnlig er der meget høje koncentrationer på alle tre måle-

stationer den 20. og 29. oktober, hvilket peger på, at disse toppe ikke er rela-

teret til lokale kilder men derimod må relateres til langtransporteret luftfor-

urening.

Risø

Anholt

Tange

6,00

Koncentration, µg/m3

5,00

4,00

3,00

2,00

1,00

01-01-2013

15-01-2013

29-01-2013

12-02-2013

26-02-2013

12-03-2013

26-03-2013

09-04-2013

23-04-2013

07-05-2013

21-05-2013

04-06-2013

18-06-2013

02-07-2013

16-07-2013

30-07-2013

13-08-2013

27-08-2013

10-09-2013

24-09-2013

08-10-2013

22-10-2013

05-11-2013

19-11-2013

03-12-2013

17-12-2013

17-12-2014

31-12-2013

0,00

Dato

Risø

Anholt

Tange

6,00

Koncentration, µg/m3

5,00

4,00

3,00

2,00

1,00

01-01-2014

15-01-2014

29-01-2014

12-02-2014

26-02-2014

12-03-2014

26-03-2014

09-04-2014

23-04-2014

07-05-2014

21-05-2014

04-06-2014

18-06-2014

02-07-2014

16-07-2014

30-07-2014

13-08-2014

27-08-2014

10-09-2014

24-09-2014

08-10-2014

22-10-2014

05-11-2014

19-11-2014

03-12-2014

31-12-2014

0,00

Dato

Figur 8.6.

Døgnmiddelkoncentrationer af svovdioxid (µg S/m

) målt med filterpackmeto-

den. Et døgn strækker sig fra kl 8.00 på den angivne dato til kl 8.00 den efterfølgende

dag.

Et godt bud på kilden til disse udsædvanligt høje koncentrationer kunne

være de store udledninger af svovldioxid fra udbrud i lavaområdet

Holuhraun på Island (Sara Barsotti, 2015). Udbruddet varede fra august

2014 til februar 2015 (Vedur, 2015). I Norge og Tyskland er der observeret

episoder med usædvanligt høje svovldioxidkoncentrationer i september

2014, og det er i den forbindelse blevet vurderet, at udledningerne på Island

er kilden til disse høje episoder. Dette er med til at underbygge, at transport

af svovldioxid fra Holuhraun, Island til Europa kan finde sted, og at dette

kan være årsagen til de høje koncentrationer observeret i oktober og novem-

ber 2014 i Danmark.

Figur 8.6 viser såkaldte trajektorieberegninger, hvor det beregnes, hvor

luftmasserne i København på en given dag er kommet fra. Disse beregninger

viser, at luftmasserne, som ankommer til København den 21. oktober kl.

00.00, tidligere har passeret hen over Island. De målte middelværdier dæk-

ker fra kl 8.00 til kl 8.00 den efterfølgende dag, så trajektorien svarer til

døgnmiddelværdien for den 20. oktober, hvor der blev målt meget høje kon-

centrationer på alle målestationerne (figur 8.5). Tilsvarene trajektoriebereg-

ninger for de andre toppe i oktober og november 2014 viser ligeledes trans-

port af luft fra Island til Danmark. Udledningerne af svovldioxid fra

Holuhraun på Island er derfor formentligt årsagen til de høje koncentratio-

ner observeret i efteråret 2014 på de tre målestationer i Danmark. Modelbe-

regninger med DCE’s luftkvalitesmodeller vil kunne underbygge dette yder-

ligere, men det har af tidsmæssige årsager ikke været muligt at gennemføre

sådanne beregninger i forbindelse med denne undersøgelse.

Figur 8.7.

Resultat af trajektorieberegninger af transport af luftmasserne frem mod et

angivet punkt. Beregningerne foretages ved, at der fra et valgt ankomststed og -tidspunkt

regnes baglæns, således at man opnår en viden om, hvordan luftmaserne er transporteret

frem mod det valgte ankomssted. De viste trajektorier er beregnet af NILU (2015).

8.5

Sammenfatning og konklusion

Nordsøen og Østersøen er begge udnævnt til Sulphur Emission Control

Areas (SECA’s) under den Internationale Søfartsorganistions (IMO) MAR-

POL konvention (International Convention for the Prevention of Pollution

From Ships). Den 1. januar 2015 trådte et nyt trin i reguleringen i kraft, hvor

det tilladte indhold af svovl i skibsbrændstof blev reduceret med en faktor

10. Målet med denne undersøgelse er at vurdere, om den forventede store

ændring i udledningerne kan ses i målingerne af svovldioxid i Danmark.

Udviklingstendensen for koncentrationerne af svovldioxid på de tre bag-

grundsmålestationer Anholt, Tange og Risø viser et stort fald i koncentratio-

nerne af svovldioxid på de tre målestationer i forbindelse med nytårsskiftet

2014/2015. Faldet er størst på Anholt, hvor middelkoncentrationen er faldet

med 20 µg/m

set i forhold til middel af 2011-2014, svarende til et fald på 60

%. Faldet er omkring 50 % på de to øvrige målestationer, hvor andelen af

svovldioxid fra skibstrafik er noget mindre end på Anholt. Det er derfor

DCE’s konklusion, at de lavere tilladte grænser for indhold af svovl i skibs-

brændstof har givet anledning til en reduktion af udledningerne, og at dette

er årsag til det store fald i koncentrationerne.

Det skal bemærkes, at data fra 2015 endnu ikke er fuldt kvalitetskontrollere-

de, men da faldet er så markant, forventes det ikke at påvirke denne konklu-

sion.

En del af det observerede fald i koncentrationerne af svovldioxid kan skyl-

des naturlige variationer i de meteorologiske forhold. Om variationer i de

meteorologiske forhold spiller ind kan først fuldt ud vurderes til næste år,

da det er nødvendigt med en længere tidsserie for at kunne vurdere denne

effekt. Det vil imidlertid være meget uventet, hvis de nu observerede meget

lave koncentrationer af svovldioxid udelukkende skulle skyldes naturlige

variationer i de meteorologiske forhold.

I forbindelse med undersøgelsen har det vist sig, at der i efteråret 2014 har

været en række episoder med særdeles høje koncentrationer af svovldioxid i

Danmark. Kilden til disse undersøgelser har formentligt været de store ud-

ledninger af svovl fra lavaområdet Holuhraun på Island, som i perioden fra

august 2014 til februar 2015 har udledt store mængder svovldioxid.

Referencer

Andersen, H. V., Geels, C., Løfstrøm, og Christensen, J. 2008: Slutrapport

”Ammoniakmålinger og modelvalidering” som en del af projektet: ”Opti-

mering af værktøj til sammenkædning af lokal og regional kvælstofdepositi-

on og kvælstofindhold i løv”:

http://www.dmu.dk/Overvaaning/-

NOVANA/Programbeskrivelse+del+3/Tværgående+-undersøgelser

Andersen, H.V., Løfstrøm, P., Moseholm, L., Ellermann, T., Nielsen, K.E.

2009. Metodeafprøvning af passive diffusionsopsamlere til koncentrations-

bestemmelse af ammoniak. Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universi-

tet, DK-4000 Roskilde, Denmark. 42 pp. NERI Technical report no. 730

Asman, W.A.H., Jørgensen, A., Bossi, R., Vejrup, K.V., Mogensen, B.B. &

Glasius, M. 2005: Wet deposition of pesticides and nitrophenols at two sites

in Denmark: measurements and contributions from regional sources. Che-

mosphere 59, 1023-1031.

Bak, J. L. 2003: Manual vedr. vurdering af de lokale miljøeffekter som følge

af luftbårent kvælstof ved udvidelse og etablering af større husdyrbrug.

Skov- og Naturstyrelsen. 114 s.

Brandt J., Silver J., Frohn L.M., Geels C., Gross A., Hansen A.B., Hansen

K.M., Hedegaard G.B., Skjøth C.A., Villadsen H., Zare A., Christensen J.H.

2012: An integrated model study for Europe and North America using the

Danish Eulerian Hemispheric Model with focus on intercontinental

transport

air

pollution.

Atmos

Environ

53:156-176.

doi:10.1016/j.atmosenv.2012.01.011

Cappelen, J. og Jørgensen, B. V. 2007: Dansk vejr siden 1874 - måned for må-

ned med temperatur, nedbør og soltimer samt beskrivelser af vejret. DMI,

København, Danmark. 11 s. – Teknisk rapport 07-02 samt tilhørende data

under No. 07-02 på:

http://www.dmi.dk/laer-om/generelt/dmi-

publikationer/2013/

Christensen, J.H. 1997: The Danish Eulerian Hemispheric Model – a Three-

Dimensional Air Pollution Model Used for the Arctic. – Atmospheric Envi-

ronment 31(24): 4169-4191.

Cofala, J., Amann, M., Heyes, C., Wagner, F., Klimont, Z., Posch, M., Schöpp,

W., Tarrasón, L., Jonson, J., Whall, C. and Stavraki, A. (2007): Analysis of

Policy Measures to Reduce Ship Emissions in the Context of the Revision of

the National Emissions Ceiling Directive, Final Report, IIASA Contract No

06-107, April 2007.

DCE 2015:

http://envs.au.dk/videnudveksling/luft/emissioner/air_pollutants/

DMI 2015: http://www.dmi.dk/vejr/arkiver/maanedsaesonaar/

EC 2005: Directive 2004/107/EC of the European Parliament and of the

Council of 15 December 2004 relating to arsenic, cadmium, mercury, nickel

and polycyclic aromatic hydrocarbons in ambient air. Official Journal of the

European Union L23/3.

EC 2008: Directive 2008/50/EC of the European Parliament and of the

Council of 21 May 2008 on ambient air quality and cleaner air for Europe.

Official Journal of the European Union L152/1.

Ellermann, T., Andersen, H.V., Bossi, R., Brandt, J., Christensen, J., Frohn,

L.M., Geels, C., Kemp, K., Løfstrøm, P., Mogensen, B.B., & Monies, C. 2006:

Atmosfærisk deposition 2005. NOVANA. Danmarks Miljøundersøgelser,

Frederiksborgvej 399, DK-4000 Roskilde, Denmark. 66 pp. NERI Technical

report no. 595.

Ellermann, T., Andersen, H.V., Bossi, R., Christensen, J., Løfstrøm, P., Moni-

es, C., Grundahl, L.& Geels, C. 2012: Atmosfærisk deposition 2011. NO-

VANA. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi. 82s.

-Videnskabelig rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi nr.

30.

http://www2.dmu.dk/Pub/SR30.pdf.

Ellermann, T., Andersen, H.V., Bossi, R., Christensen, J.H., Geels, C., Kemp,

K., Mogensen, B.B., Monies, C. 2009: Atmosfærisk deposition 2007. NO-

VANA. Danmarks Miljøundersøgelser, Frederiksborgvej 399, DK-4000 Ros-

kilde, Denmark. 96 pp. NERI Technical report no. 708.

Ellermann, T., Nøjgaard, J.K., Nordstrøm, C., Brandt, J., Christensen, J., Ket-

zel, M. & Jensen, S.S. 2012: The Danish Air Quality Monitoring Programme.

Annual Summary for 2011. National Environmental Research Institute, Ros-

kilde Denmark 61 p. - NERI Technical report No. 799.

Ellermann, T., Nøjgaard, J.K., Nordstrøm, C., Brandt, J., Christensen, J., Ket-

zel, M., Jansen, S., Massling, A. & Jensen, S.S. 2013: The Danish Air Quality

Monitoring Programme. Annual Summary for 2012. Aarhus University,

DCE – Danish Centre for Environment and Energy. 59 pp. Scientific Report

from DCE – Danish Centre for Environment and Energy. No. 67.

Ellermann, T., Nøjgaard, J.K., Nordstrøm, C., Brandt, J., Christensen, J., Ket-

zel, M., Massling, A. & Jensen, S.S. 2015. The Danish Air Quality Monitoring

Programme. Annual Summary for 2014. Aarhus University, DCE – Danish

Centre for Environment and Energy, xx pp. Scientific Report from DCE –

Danish

Centre

for

Environment

and

Energy

No.

162.

http://dce2.au.dk/pub/SR162.pdf

EMEP 2010, Chapter 3: Mapping Critical Levels

www.rivm.nl/en/themasites/icpmm/index.html

for

vegetation,

EMEP 2015: EMEP emissions database.

http://www.ceip.at/ms/-

ceip_home1/ceip_home/webdab_emepdatabase/

Fyns Amt 2005: Atmosfærisk nedfald 2004. Vandmiljøovervågning. – Oden-

se: Fyns Amt, Miljø- og Arealafdelingen. 39 s.

Geels C., Andersen H.V., Ambelas Skjøth C., Christensen J.H., Ellermann T.,

Løfstrøm P., Gyldenkærne S., Brandt J., Hansen K.M., Frohn L.M., Hertel O.

2012a: Improved modelling of atmospheric ammonia over Denmark using

the coupled modelling system DAMOS. Biogeosciences 9 (7):2625-2647

Geels C., Hansen K.M., Christensen J.H., Skjøth C.A., Ellermann T., Hede-

gaard G.B., Hertel O., Frohn L.M., Gross A., Brandt J. 2012b: Projected

change in atmospheric nitrogen deposition to the Baltic Sea towards 2020.

Atmos Chem Phys 12 (5):2615-2629

Grell, G. A., Dudhia, J. and Stauffer, D. R. 1995: A description of the fifth-

generation Penn State/NCAR Mesoscale Model (MM5), Mesocale and Mi-

croscale Meteorology Division, National Centre for Atmospheric Research,

Boulder, Colorado, NCAR Technical Note, NCAR/TN-398+STR, pp. 114.

Gyldenkærne, S., Ambelas Skjøth, C., Hertel, O. & Ellermann, T. 2005: A dy-

namical ammonia emission parameterization for use in air pollution models.

- Journal of Geophysical Research- Atmospheres 110(D7): D07108 pp.

Hertel, O., Ambelas Skjøth, C., Frohn, L.M., Vignati, E., Frydendall, J., de

Leeuw, G., Schwarz, U., & Reis, S. 2002: Assessment of the atmospheric ni-

trogen and sulphur inputs into the North Sea using a Lagrangian model. -

Physics and Chemistry of the Earth 27, 1507-1515.

Hovmand, M. F., Grundahl, L., Runge. E., Kemp, K., Aistrup, W.A. 1993:

Atmosfærisk deposition af kvælstof og fosfor. Vandmiljøplanens Overvåg-

ningsprogram 1992. Danmarks Miljøundersøgelser, Roskilde, 96 s. - Faglig

rapport fra DMU, nr. 91.

Jensen, A.R., Spliid, N.H. & Svensmark, B. 2007: Determination of volatiliza-

tion (dissipation) and secondary deposition of pesticides in a field study us-

ing passive dosimeters. Int. J. Environ. Anal. Chem., 87, 913-926.

Kärenlämpi, L. & Skärby, L. (eds.) 1996: Critical Levels for Ozone in Europe:

Testing and finalizing the Concepts. - UNECE workshop report, University

of Kuopio, Finland.

Kreuger 2015: Personlig kommunikation med Jenny Kreuger, Sveriges Lant-

bruksunversitet, Sverige.

Løfstrøm, P. & Andersen, H. V. 2007: Måling af ammoniak i nærheden af

stalde. – Vand og Jord, 1, 16-20.

MST 2014: Bekæmpelsesmiddel statistik 2013, Behandlingshyppighed og be-

lastning, Orientering fra Miljøstyrelsen nr. 6, 2014. www.mst.dk

MST 2015: Personlig kommunikation med Vibeke Møller, Miljøstyrelsen.

Naturstyrelsen 2008:

http://www2.sns.dk/udgivelser/2003/87-7279-538-

7/pdf/helepubl.pdf

Nielsen K.E. & Bak J.L. 2003: Tålegrænse for kvælstof for Idom Hede, Ring-

købing Amt. Danmarks Miljøundersøgelser, 50 s., faglig rapport nr. 453.

Nielsen, K., Stjernholm, M., Olsen, B.Ø. ,Müller-Wohlfeil D.-I., Madsen, I.-L.,

Kjeldgaard, A., Groom, G., Hansen, H. S., Rolev, A. M., Hermansen, B.,

Skov-Petersen, H., Johannsen, V. K., Hvidberg, M., Jensen, J. E., Bacher, V.,

Henrik Larsen, H. 2000: Areal Informations Systemet – AIS, 110 s. Miljø- og

Energiministeriet, Danmarks Miljøundersøgelser.

http://www2.dmu.dk/-

1_Viden/2_Miljoe-tilstand/3_samfund/AIS/2_Rapport/ais_rapport.pdf

Nielsen, O.-K., Plejdrup, M.S., Winther, M., Mikkelsen, M.H., Nielsen, M.,

Gyldenkærne, S., Fauser, P., Albrektsen, R., Hjelgaard, K., Bruun, H.G. &

Thomsen, M. 2015. Annual Danish Informative Inventory Report to UNECE.

Emission inventories from the base year of the protocols to year

2013. Aarhus University, DCE – Danish Centre for Environment and Energy,

482 pp. Scientific Report from DCE – Danish Centre for Environment and

Energy No. 145. http://dce2.au.dk/pub/SR145.pdf

NILU 2015: Flextra - Air mass trajectories.

projects/ccc/trajectories/

http://www.nilu.no/-

Nordin A., Sheppard L.J., Strengbom J., Bobbink R., Gunnarsson U., Hicks

W.K. & Sutton M.A. 2011: New science on the effects of nitrogen deposition

and concentrations on Natura 2000 sites, background document 5.1, Nitro-

gen Deposition and Natura 2000, Science & practice in determining envi-

ronmental

impacts.

http://cost729.ceh.ac.uk/sites/cost729.ceh.ac.uk/files/webfm/N2K%20Wo

rkshop/Nitrogen-Deposition-and-Natura-2000-Full-Book.pdf

Olesen, H. R., Winther, M., Ellermann, T., Christensen, J. og Plejdrup, M.

2009: Ship emissions and air pollution in Denmark, Present situation and fu-

ture scenarios. Report from

Danish Environmental Protection Agency,

Envi-

ronmental

Project

No.

1307

2009,

Miljøprojekt.

134

http://www2.mst.dk/udgiv/publikationer/2009/978-87-92548-77-

1/pdf/978-87-92548-78-8.pdf

Olesen, H.R., Berkowicz, R. & Løfstrøm, P. 2007: OML: Review of model

formulation. National Environmental Research Institute, University of Aar-

hus. - NERI Technical Report 609: 130 pp. (electronic).

Olesen, H.R., Winther, M., Ellermann, T., Christensen, J. & Plejdrup, M.

2009: Ship emissions and air pollution in Denmark. Present situation and fu-

ture scenarios. Report from Danish Environmental Protection Agency, Co-

penhagen, Denmark, Environmental project No. 1307 2009, Miljøprojekt.

http://www2.mst.dk/udgiv/publikationer/2009/978-87-92548-77-

1/pdf/978-87-92548-78-8.pdf

Sara Barsotti 2014: 100 days of gas release

http://en.vedur.is/pollution-and-radiation/volcanic-

gas/measurements/nr/3036

Holuhraun

Skjøth, C.A., Geels, C., Berge, H., Gyldenkærne, S., Fagerli, H., Ellermann, T.,

Frohn, L., Christensen, J.H., Hansen, K.M., Hansen, K., Hertel, O., 2011. Spa-

tial and temporal variations in ammonia emissions - a freely accessible mod-

el code for Europe. Atmospheric Chemistry and Physics Discussions, Vol.

11, Nr. 1, 2011, s. 2123-2159.

Skjøth, C.A., Hertel, O., Gyldenkærne, S. & Ellermann, T. 2004: Implement-

ing a dynamical ammonia emission parameterization in the large-scale air

pollution model ACDEP. - Journal of Geophysical Research -Atmospheres

109(D6): 1-13.

Sommer, S.G., Østergård, H.S., Løfstrøm, P., Andersen, H.V., Jensen, L.S.

2009: Validation of model calculation of ammonia deposition in the neigh-

bourhood of a poultry farm using measured NH3 concentrations and N

deposition. - Atmospheric Environment (43), pp. 915-920.

Vedur 2015: Islands Meteorologiske Institut.

http://en.vedur.is/-

earthquakes-and-volcanism/volcanic-eruptions/holuhraun/

Bilag 1 Måleusikkerheder og detektionsgrænser

for analyse af miljøfarlige organiske stoffer

Polære pesticider (med undtagelse af pendimethalin) analyseres under ak-

kreditering (Danak reg. no. 411). Detektionsgrænse og metodens usikkerhed

for disse stoffer fremgår af tabel A1. Detektionsgrænsen er bestemt som tre

gange standardafvigelse af otte overfladevandsprøver spiket til et niveau

der ligger inden for fem gange den estimerede detektionsgrænse.

Måleusikkerheden er angivet som den procentuelle totale relative standard-

afvigelse på den bestemte koncentration (0,050 µg/l) ved et 95 % konfiden-

sinterval. Proceduren for opsætning af usikkerhedsbudgettet er baseret på

MODUS-systemet, som er en fortolkning af GUM (Guide to the expression

of uncertainty in measurements) samt EURACHEM’s vejledning "Quanti-

fying Uncertainty in Analytical Measurements".

Pendimethalin og nitrophenoler analyseres med den samme metode som

polære pesticider. For disse stoffer er der også angivet detektionsgrænse og

måleusikkerhed. Detektionsgrænsen er beregnet som tre gange standardaf-

vigelse på seks analyser af en standard på 0,010 µg/l.

Tabel A1.

Detektionsgrænser og måleusikkerhed for pesticider og nitrophenoler, som

analyseres med LC-MS-MS. Stoffer der analyseres under akkreditering er mærket med *.

Stof

Atrazin*

Desethylatrazin*

Desethylterbuthylazin*

Desisopropylatrazin*

Dichlorprop*

2,6-dimethyl-4-nitrophenol

2,4-dinitrophenol

2,6-dinitrophenol

Diuron*

DNOC*

Ethofumesat*

Hydroxy-atrazin*

Hydroxy-simazin

Isoproturon*

MCPA*

Mechlorprop*

Metamitron*

Metazachlor*

3-methyl-2-nitrophenol

3-methyl-4-nitrophenol

4-nitrophenol*

Pendimethalin

Prosulfocarb

Terbutylazin*

Detektionsgrænse

g/l

0,001

0,002

0,006

0,003

0,002

0,004

0,001

0,006

0,002

0,003

0,002

0,005

0,002

0,006

0,001

0,002

Måleusikkerhed %

Bilag 2 Udviklingstendenser for luftkoncentrati-

oner og våddeposition ved målestationerne

1100

Anholt

1000

900

1000

900

800

700

600

500

400

300

Sepstrup

1000

900

800

700

600

500

400

300

200

100

Keldsnor

Våddeposition (kgN/km

) eller nedbør (mm)

800

700

600

500

400

300

200

100

200

100

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

År

1100

1000

900

1100

1000

900

800

700

600

500

400

300

200

1100

1000

900

800

700

600

500

400

300

200

100

Våddeposition (kgN/km

) eller nedbør (mm)

800

700

600

500

400

300

200

100

Lindet

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

100

Ulborg

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

År

Figur A1.

Årlig våddeposition (kgN/km

) af ammonium (grøn) og nitrat (brun) siden 1989 samt nedbørs-

mængde (mm). KgN/km

omregnes til kgN/ha ved at dividere med 100.

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

År

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

År

Pedersker

1500

1400

1300

1200

1500

Anholt

1400

1300

1200

1100

1000

900

800

700

600

500

400

300

200

100

Sepstrup

1400

1300

1200

1100

1000

900

800

700

600

500

400

300

200

100

Keldsnor

Våddeposition (kgS/km

) eller nedbør (mm)

1100

1000

900

800

700

600

500

400

300

200

100

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

År

1500

1400

1500

Lindet

1400

Ulborg

1400

1300

1200

1100

1000

900

800

700

600

500

400

300

200

100

1300

1200

1300

1200

Våddeposition (kgS/km

) eller nedbør (mm)

1100

1000

1100

1000

900

800

700

600

500

400

300

200

100

900

800

700

600

500

400

300

200

100

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

År

Figur A2.

Årlig våddeposition (kgS/km

) af sulfat (grøn) siden 1989 samt nedbørsmængde (blå, mm).

KgN/km

omregnes til kgN/ha ved at dividere med 100.

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

År

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

År

Pedersker

4,0

Anholt

3,5

Tange

3,5

Keldsnor

3,0

Koncentration, µgN/m

2,5

2,0

1,5

1,0

0,5

0,0

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

0,0

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

År

Ulborg

3,5

Lindet

3,5

Koncentration, µgN/m

2,5

1,5

0,5

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

År

Figur A3.

Årsmiddelkoncentrationer af kvælstofdioxid (rød), ammoniak (grøn), partikulært ammonium

(brun), og partikulært nitrat (blå). Målingerne ved Lindet og Frederiksborg er ophørt i henholdsvis 2009 og

2003. Målingerne med filterpackopsamler ved Keldsnor er ophørt i 2009.

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

0,0

År

Frederiksborg

År

4,0

Anholt

3,5

Tange

3,5

Keldsnor

3,0

Koncentration, µgS/m

2,5

2,0

1,5

1,0

0,5

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

0,0

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

0,0

År

4,0

Ulborg

3,5

Lindet

3,5

3,0

Koncentration, µgS/m

2,5

2,0

1,5

1,0

0,5

0,0

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

0,0

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

År

Figur A4.

Årsmiddelkoncentrationer af svovldioxid (blå) og partikulært sulfat (grøn). Målingerne ved

Keldsnor, Lindet og Frederiksborg er ophørt i 2010, 2009 og 2003.

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

År

Frederiksborg

År

Bilag 3 Prosulfocarb

I 2013 blev der fundet prosulfocarb ved en test af økologisk producerede æb-

ler, hvilket har sat fokus på forekomsten af prosulfocarb i nedbør. Miljøsty-

relsen har derfor indført skærpede krav til udsprøjtningsmetoden i forbin-

delse med anvendelse af prosulfocarb i 2014. Disse tiltag skal medvirke til at

reducere spredningen ved afdrift og fordampning (MST 2015).

Prosulfocarb er et ukrudtsmiddel, som hovedsageligt anvendes i vinteraf-

grøde. Behandlingen sker ved udsprøjtning lige efter såning. Ifølge Bekæm-

pelsesmiddelstatistik (MST, 2014), var prosulfocarb i 2013 det næst mest

solgte ukrudtsmiddel i Danmark efter glyphosat. I 2012 var prosulfocarb det

mest solgte ukrudtsmiddel med 2.047 tons aktivstof, hvilket var væsentlig

mere end de foregående år. Stigningen i salget skyldes sandsynligvis et var-

sel om differentiering af afgiften i forhold til miljø- og sundhedsbelastning,

og en deraf følgende højere afgift på prosulfocarb. Afgiftsstigningen afspej-

lede sig i et lavere salg af prosulfocarb i 2013 og 2014 på henholdsvis 529 og

144 tons (MST, 2015). Det må forventes, at den store mængde solgt i 2012,

må betragtes som ”indkøb til lager” til anvendelse i de efterfølgende år.

Blandt pesticider er især prosulfocarb relevant i forhold til forekomst i ned-

bør, fordi stoffet har et høj fordampningspotentiale som følge af dets høje

damptryk (6,9 mPa ved 25˚C). Et studie udført i Danmark med passive

dosimetre viste, at 80% af prosulfocarb fordamper indenfor 48 timer efter

sprøjtning (Jensen et al., 2007). Fordampning af stoffet skete hovedsageligt

fra bladene, mens der ikke blev registreret fordampning fra jord. Studiet vi-

ste, at deposition af prosulfocarb hovedsageligt skyldes fordampning fra

sprøjtede overflader og meget lidt fra direkte spray drift.

Deposition af prosulfocarb til jordoverfalden, planter m.m. kan ske via to af-

sætningsveje. Dels våddeposition, hvor prosulfocarb optages i vanddråber i

luften og afsættes på overfladerne i forbindelse med nedbør, og dels tørde-

position, hvor prosulfocarb (på gasform) direkte afsættes via luftens kontakt

med overfladerne. For mange luftforureningskomponenter er det de relativt

lokale kilder, som er årsag til tørdepositionen, mens våddepositionen nor-

malt er relateret til udledninger fra kilder relativt langt fra den specifikke lo-

kalitet, og ofte er der tale om udenlandske kilder. Dette mønster ses bl.a. for

kvælstof og svovl, mens der for prosulfocarb i Danmark kun foreligger me-

get begrænset viden om fordelingen mellem lokale, regionale og udenland-

ske kilder.

I forbindelse med Delprogram for luft under NOVANA er der siden 2007

målt våddeposition af prosulfocarb, mens der ikke måles luftkoncentrationer

og tørdeposition. Målingerne foretages på to målestationer (Risø og

Sepstrup Sande) med bestemmelse af våddeposition som gennemsnit for to

måneder. Den årlige deposition beregnes som summen af koncentrationerne

i de seks to-måneders prøver, der opsamles i løbet af et år.

Omkring 90 % af den totale årlige våddeposition af prosulfocarb sker i peri-

oden september-december (se Tabel 7.1), og hvor den højeste våddeposition

sker i september-oktober, dvs. lige efter sprøjtning i vintersæd. Den totale

årlige deposition for de to målestationer i perioden fra 2007 til 2014 fremgår

af figur A5. Det skal her bemærkes, at der er en del huller i tidsserien, fordi

der har været tekniske problemer med prøveopsamlingen (fx nedbrud på

opsamler, frostsprængning af opsamlingsflasker) i perioden fra september til

december. Der observeres relativt stor variation i våddepositionen mellem

årene, og set over hele perioden kan der ikke observeres en trend (figur A5).

200

2500

180

160

Sepstrup Sande

Risø

Salg

2000

Våddeposition, µg/m

140

100

1000

500

2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014

Figur A5.

Årlig våddeposition (µg/m

) af prosulfocarb i Sepstrup Sande og Risø (2007-

2014) og salg af prosulfocarb (MST, 2014, 2015). Kun de år, hvor der foreligger resultater

for prøveopsamlinger i september-oktober og november-december, er medtaget i figuren.

Våddepositionens størrelse i et givet år afhænger af en række faktorer, hvor

det navnlig er forbruget, anvendelsesmetode og de meteorlogiske forhold,

som anses for at være de vigtigste. De meteorologiske forhold giver anled-

ning til ikke-systematiske variationer fra år til år som følge af de naturlige

variationer i for eksempel nedbørsmængde. Ændring i forbrug og anvendel-

sesmetode kan også medvirke til disse variationer fra år til år, men vil også

kunne give anledning til længerevarende fald eller stigninger i våddepositi-

onen.

I figur A5 vises det årlige salg af profulfocarb (MST, 2014, 2015) sammen

med våddepositionen. Der ses en vis sammenhæng mellem en stigning i de-

positionen fra 2008 til 2010 med stigning i salget af aktiv-stoffet. Til gengæld

kan der ikke observeres en stigning i våddepositionen i 2012, hvor salget var

væsentligt højere. Der ses heller ikke en reduktion efter 2012, hvor salget var

væsentlig lavere, og hvor det for 2014 forventes, at sprøjtningen har foregået

på en mere hensigtsmæssig måde. Medvirkende årsag til den manglende

sammenhæng er det formodede ”indkøb til lager ” i 2012. I de seneste 1�½-2

år har der været krav om indberetning af forbrug af pesticider, hvilket frem-

over vil give et bedre grundlag for at vurdere årsagerne til ændringerne i

udviklingen i våddepositionen.

En anden parameter, som kunne anvendes til vurdering af forbrug er det

samlede danske landbrugsareal, hvor prosulfocarb anvendes. Prosulfocarb

anvendes hovedsagligt i vintersæd, korn (ca. 98 %), og arealet af vintersæd

er derfor et udtryk for, hvor store arealer, der sprøjtes med prosulfocarb de

enkelte år. I figur A6 vises arealer med vintersæd i henhold til oplysninger

fra Miljøstyrelsen (2015). Der ses en relativt god sammenhæng mellem varia-

Salg, tons

120

1500

tionerne i våddepositionen og arealerne. Størrelsen af arealet tager imidler-

tid ikke højde for de ændringer i sprøjtemetoderne, som er blevet indført i

2014.

200

1600

Sepstrup Sande

Risø

1400

1200

1000

800

600

400

180

160

Våddeposition, µg/m

140

Areal

120

100

200

2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014

Figur A6.

Årlig våddeposition (µg/m

) af prosulfocarb i Sepstrup Sande og Risø (2007-

2014) og det samlede danske areal med vintersæd (MST, 2015). Kun de år, hvor der

foreligger resultater for prøveopsamlinger i september-oktober og november-december, er

medtaget i figuren.

Der er en række meteorologiske parametre, som påvirker dels selve spred-

ningen af prosulfocarb og dels mængden af våddeponeret stof. Temperatu-

ren kan have betydning for selve mængden af fordampet stof og vindha-

stigheden vil have indflydelse på, hvor langt prosulfocarb spredes i forbin-

delse med selve sprøjtningen. Da prøverne er opsamlet som gennemsnit

over to måneder, er der imidlertid ikke tilstrækkelig information til at vur-

dere, om temperatur og vindhastighed har haft indflydelse på de målte vari-

ationer i våddepositionen over årene.

Nedbørsmængden spiller generelt en stor rolle for mængden af luftforure-

ning, som våddeponeres. I figur A7 ses våddepositionen i september-

oktober sammenholdt med nedbørsmængderne i de samme måneder. For

begge målestationer ses en relativt god sammenhæng mellem våddepositio-

nen og nedbørsmængderne, selv om der også er perioder, hvor sammen-

hængen er mindre god. Det er ved denne type analyser en begrænsning, at

våddepositionen måles som gennemsnit af to måneder, da opsamlingsperi-

oden vil dække nedbørsepisoder både udenfor og i de perioder, hvor prosul-

focarb anvendes.

For Sepstrup Sande ses en lille stigning i våddepositionen mellem 2013 og

2014, mens der ved Risø ses en væsentlig større stigning. Netop ved Risø ses

en stor stigning i nedbørsmængderne mellem 2013 og 2014, mens nedbør-

mængden er stort set uændret ved Sepstrup Sande. Forskellen i nedbørs-

mængder er derfor en væsentlig del af forklaringen på forskellen mellem de

to målestationer i relation til ændringen fra 2013 og 2014.

Areal, 1000 ha

120

Sepstrup Sande

100

Nedbør

400

350

300

Våddeposition, µg/m

2007

120

Risø

100

Nedbør

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

200

150

100

400

350

300

Våddeposition, µg/m

200

150

100

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

Figur A7.

Våddeposition af prosulfocarb i september-oktober ved SepstrupSande (øverst)

og Risø (nederst) sammenholdt med nedbørsmængden i samme periode.

Ovenfor er sammenhængen mellem våddeposition og det danske salg og

forbrug af prosulfocarb analyseret. En stor del af våddepositionen forventes

imidlertid at komme fra udenlandsk anvendelse af prosulfocarb. Til eksem-

pel kommer hovedparten af våddepositionen af kvælstof fra udenlandske

kilder, og der måles våddeposition af pesticider i Danmark, som ikke længe-

re anvendes i Danmark (afsnit 7.1). Desværre findes der meget få tilgængeli-

ge data om forbrug af prosulfocarb i landene omkring Danmark, hvilket gør

det vanskeligt at vurdere, i hvilken grad våddepositionen i Danmark skyl-

des danske kilder eller om våddepositionen er relateret til bidrag fra kilder i

nabolandene.

Der er ligeledes få tilgængelige data om deposition af prosulfocarb i andre

lande bortset fra Sverige, hvor stoffet er målt i regnvand og luft i forbindelse

med monitering af pesticider. Også i Sverige er prosulfocarb målt i høje kon-

centrationer og med den højeste deposition i perioden oktober-november.

Den højeste deposition er observeret ved målestationen Vavihill i Skåne,

Nedbør, mm

250

Nedbør, mm

250

hvor depositionen var på samme niveau, som på de danske målestationer.

(Kreuger, 2015). Dette viser, at våddepositionen i Danmark ikke udelukken-

de er et nationalt problem.

I 2016 og 2017 udfører DCE og DCA detaljerede målinger af spredningen af

prosulfocarb, hvilket vil være med til at forbedre videngrundlaget omkring

spredning og deposition af prosulfocarb. Projektet udføres for Miljøstyrel-

sen. Endvidere skal Delprogram for luft under NOVANA revideres i de

kommende år og i forbindelse med denne proces skal det vurderes, hvordan

måleprogrammet kan optimeres for at få bedre data til vurdering af årsager-

ne til depositionen af prosulfocarb i Danmark.

ATMOSFÆRISK DEPOSITION 2014

NOVANA

Kvælstofdepositionen til danske farvande og landområder

er for 2014 beregnet til hhv. 89 og 63 ktons N. Beregnin-

gerne er foretaget med luftforureningsmodellen DEHM.

Kvælstofdepositionen til både vand- og landområderne

er faldet med 35 % siden 1989. For fosfor er depostionen

estimeret til ca. 130 og 170 tons P til hhv. de indre danske

farvande og landområder og der er ikke sket betydelige

ændringer i depositionerne. Svovldepositionen til danske

landområder er for år 2014 beregnet til ca. 13,7 ktons S.

Svovldepositionen er faldet med ca. 70 % siden 1989. Kon-

centrationer og depositioner af tungmetaller (Cr, Mn, Fe,

Ni, Cu, Zn, As, Cd og Pb) i 2014 adskiller sig ikke væsent-

ligt fra de seneste år. Koncentrationer og depositioner af

tungmetaller er faldet til 16 – 60 % af niveauet i 1990. Rap-

porten indeholder endvidere resultater fra måling af ozon

og af våddeposition af udvalgte miljøfremmede organiske

stoﬀer. Endelig indeholder rapporten et fokuspunkt om

måling af udviklingstendenser for koncentrationerne af

svovldioxid set i lyset af reguleringen af udledninger af

svovl fra skibstraﬁk.

ISBN: 978-87-7156-165-4

ISSN: 2244-9981