MOF, Alm.del - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 108: Spm. om, hvilke data SVANA, henholdsvis Aarhus Universitet, har sendt til de modelberegninger, som GEUS har gennemført i forbindelse med projektet Øget kvælstofnorm og andre baselineelementers betydning for grundvandets nitratindhold, til miljø- og fødevareministeren

Miljø- og Fødevareudvalget 2016-17
MOF Alm.del
Offentligt

National Kvælstofmodel

Kvælstofpåvirkning af grundvand

Lars Troldborg, Christen Duus Børgesen,

Hans Thodsen og Peter van der Keur

.........

........

Mark

Oxid

Redu

eret

ceret

Drænrør

Vandløb

Sø

Våd

område

Fjord

DE NATIONALE GEOLOGISKE UNDERSØGELSER FOR DANMARK OG GRØNLAND

ENERGI-, FORSYNINGS- OG KLIMAMINISTERIET

AARHUS UNIVERSITET

DCE — NATIONALT CENTER FOR MILJØ OG ENERGI

DCA — NATIONALT CENTER FOR FØDEVARER OG JORDBRUG

......

....

.........

...

........

....

...

MOF, Alm.del - 2016-17 - Endeligt svar på spørgsmål 108: Spm. om, hvilke data SVANA, henholdsvis Aarhus Universitet, har sendt til de modelberegninger, som GEUS har gennemført i forbindelse med projektet Øget kvælstofnorm og andre baselineelementers betydning for grundvandets nitratindhold, til miljø- og fødevareministeren

ISBN : 978-87-7871-457-2 (print)

ISBN : 978-87-7871-458-9 (online)

Tilgængelig via:

De Nationale Geologiske Undersøgelser for Danmark og Grønland

Øster Voldgade 10, 1350 København K

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

E-mail:

geus@geus.dk

Web:

www.geus.dk

Denne rapport er også tilgængelig online via:

http://www.geus.dk/DK/water-soil/water-cycle/Sider/national_kvaelstofmodel-dk.aspx

Indholdsfortegnelse

Forord ........................................................................................................................................................ 3

Sammenfatning ......................................................................................................................................... 4

Indledning .................................................................................................................................................. 7

Model udvikling ......................................................................................................................................... 8

N‐Udvaskning fra rodzonen ......................................................................................................................... 11

Magasiner og grundvandsforekomster ....................................................................................................... 16

Beregning af kvælstoftransport og omsætning i grundvandet ................................................................... 18

Scenarie data ........................................................................................................................................... 22

Udvasknings scenarie data .......................................................................................................................... 22

Inddragelse af baseline og Fødevare og Landbrugspakke effekter ............................................................. 25

Modelscenarier for fremtidig N udvaskning fra rodzonen .......................................................................... 26

Metodik for belastningsopgørelser ......................................................................................................... 29

Opgørelse af magasinkompensationsbehov ............................................................................................... 29

Opgørelse af magasinkompensationsbehov ift. differencebetragtninger .............................................. 29

Opgørelse af magasinkompensationsbehov ift. grænseværdibetragtninger ......................................... 29

Opgørelse af magasinkompensationsbehov ift. difference over grænseværdi ...................................... 30

Volumen betragtninger ........................................................................................................................... 31

Kobling af magasin kompensationsbehov med ID15 indsatsbehov ............................................................ 32

Summeret indsatsbehov ......................................................................................................................... 32

Lige fordelt indsatsbehov ........................................................................................................................ 33

Loft over lige fordelte indsats opgørelser ............................................................................................... 34

10.

Præsentation af resultater ...................................................................................................................... 35

Model usikkerheder ................................................................................................................................ 45

Referencer ............................................................................................................................................... 47

Bilag ..................................................................................................................................................... 48

Bilag 1: Database udvikling til data udtræk og analyse ............................................................................... 48

Bilag 2: Indholdsbeskrivelse af rapportens datafil ...................................................................................... 51

Bilag 3: Beskrivelse af delelementer i korttids scenarier ............................................................................ 65

Bilag 4: Figurer med fordeling af baseline‐ og Fødevare og Landbrugspakke elementer ........................... 70

Bilag 5: Partikel information ........................................................................................................................ 75

1. Forord

I denne rapport afrapporteres resultaterne af et projekt igangsat af Naturstyrelsen (nu Styrelsen for Vand‐

og Naturforvaltning) for at levere et fagligt grundlag til belysning af konsekvenser af Aftale om Fødevare‐ og

landbrugspakken (Miljø‐ og Fødevareministeriet 2016) på udviklingen i grundvandskvaliteten i forhold til

nitrat opgjort på både på kort og langt sigt. Rapporten er således udarbejdet på baggrund af de rammer, som

blev politisk fastlagt med Fødevare‐ og landbrugspakken. Rapporten er en teknisk rapport, der giver et

datagrundlag for videre studier af ændrede dyrkningsbetingelses betydning for påvirkningen af grundvandet.

Ændringerne i grundvandskvaliteten skal bl.a. ses i relation til Danmarks forpligtelse i forhold til EU’s

Vandrammedirektiv (Europa‐Parlamentet og Rådets direktiv 2000/60/EØF).

Metoden til vurderingen af ændringerne i nitratindholdet i grundvandet bygger på scenarieberegninger med

forskellig udvikling i kvælstofgødskning, udvikling i det dyrkede areal, effekter af baselineelementer, der er

relevante for grundvandet (effekter af udtagning af landbrugsareal, øgede udbytter, øget brug af

energiafgrøder, miljøgodkendelser, øget bioforgasning af husdyrgødning, øgede økologiske arealer,

reduceret kvælstofdeposition, øgede arealer med slæt frem for afgræsning) jvf. revurdering af baseline

(Jensen et al., 2016), samt indførelse af nye planlagte virkemidler og lempelser med FLP. De nye virkemidler

omfatter i forhold til grundvand dels ophævelse af muligheden for at anvende MFO‐brak, MFO‐lavskov og

MFO‐randzoner til opfyldelse af det nationale efterafgrødekrav, dels øget tilskud til privat skovrejsning.

Lempelserne omfatter i forhold til grundvand den gradvise udfasning af de reducerede gødningsnormer samt

justeringer af forbud mod jordbearbejdning.

Projektet er organiseret med en styregruppe og en projektgruppe.

Styregruppe:

Styrelsen for Vand‐ og Naturforvaltning (SVANA): Mads Leth‐Petersen (styregruppeformand), Sara W.

Guldagger og Rasmus Moes

Miljø‐ og Fødevareministeriets departement: Christian Vind og Emil Skøtt Dalsgaard

GEUS: Bjørn Kaare Jensen og Heidi Barlebo Christiansen

Projektgruppe:

GEUS: Lars Troldborg (projektleder), Lærke Thorling, Birgitte Hansen & Peter van der Keur

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

DCA ‐ Nationalt Center for Fødevarer og Jordbrug, Aarhus Universitet: Christen Duus Børgesen

Styrelsen for Vand‐ og Naturforvaltning: Nicolai Stenbæk Bentsen, Rasmus Moes, Lisbeth Wiggers, Dirk‐

Ingmar Müller‐Wohlfeil og Philip Grinder Pedersen

Miljøstyrelsen: Klaus Schiøtt Kristensen

NaturErhvervstyrelsen: Charlotte Bruun Petersen

Rapporten og modelberegningerne er alene udarbejdet af medarbejdere fra GEUS, DCE og DCA.

2. Sammenfatning

GEUS og Aarhus Universitet (DCE og DCA) har udviklet en metode til at opgøre effekten af Fødevare og

landbrugspakken og baselineelementer for nitratbelastningen af grundvandet for hver af de 402

grundvandsforekomster og 2711 grundvandsmagasiner. Forekomster er afgrænset i forbindelse med seneste

opdatering af grundvandsforekomsterne (Troldborg et al. 2014). En forekomst består af et eller flere

grundvandsmagasiner. Den Nationale Kvælstofmodel (Højberg et al., 2015) er i projektet videreudviklet fra,

at fokuserer på at simulere og kvatitativt opgøre vandtransport og kvælstoftransport til primært

overfladevand (vandløb, søer og have), til også at fokusere og kvantitativt opgøre vandtransport og

kvælstoftransport til alle kortlagte grundvandsmagasiner og grundvandsforekomster.

Den Nationale Kvælstofmodel er opbygget af tre eksisterende modelsystemer (1) NLES4, der er en empirisk

baseret model til beregning af årlig N‐udvaskning fra rodzonen for dyrkede arealer; (2) DK‐modellen, der er

den Nationale Vandressource Model, som beskriver vandstrømninger og kvælstofomsætning i

grundvandszonen; (3) Overfladevandsmodeller, der er statistiske modeller til beregning af

kvælstofretentionen i hhv. vandløb, søer og etablerede vådområder. I nærværende beregninger anvendes

kun modelkomponenterne: (1) og (2) da kvælstofomsætning i overfladevandssystemet (3) ikke forventes at

have feedback til grundvandsbelastningen.

Effekten for grundvandet af Fødevare‐ og landbrugspakken (FLP) og de grundvandsrelevante

baselineelementer er beregnet gennem opstilling af en række scenarier for udviklinger i fremtidig gødskning

med handelsgødning til landbrugsarealer. I alt er der opstillet 8 scenarier, som indeholder forskellige

kombinationer af dels tiltag i FLP, som øger kvælstoftilførslen til landbrugsarealer, dels kompenserende

virkemidler i FLP, som begrænser kvælstoftilførslen til jordoverfladen, og endelig grundvandsrelevante

baselineelementer, som ligeledes betyder ændringer i udvaskningen fra landbrugsarealer og andre arealer

(byer, skove, naturarealer).

De tiltag i FLP, som øger kvælstoftilførslen til landbrugsarealer, er dels ophævelsen af de reducerede

gødskningsnormer og dels justering af forbud mod jordbearbejdning. Det er politisk besluttet gradvist at

indfase ophævelsen af de reducerede N‐gødskningsnormer med 2/3 i 2016 og med 100 pct. fra og med 2017.

De kompenserende virkemidler i FLP, som har effekt på grundvandet, er dels ophævelse af mulighed for at

anvende MiljøFokusOmråder (MFO)‐virkemidler til opfyldelse af de generelle kollektive efterafgrødekrav og

dels tilskud til privat skovrejsning. De baselineelementer anvendt i FLP, som har effekt på grundvand, er:

teknisk justering/udtagning af landbrugsareal, øgede udbytter, øget brug af energiafgrøder,

miljøgodkendelser, øget bioforgasning af husdyrgødning, øgede økologiske arealer, reduceret

kvælstofdeposition samt større andel af græsmarker med høst ved slæt fremfor ved afgræsning.

Effekten af FLP og grundvandsrelevante baselineelementer for nitratpåvirkningen af grundvandet, beregnes

ud fra differencen i kvælstoftilførslen til grundvandet mellem et valgt udviklingsscenarie og et valgt

referencescenarie.

I alt er der opstillet to referencescenarier (scenarie 0 og scenarie 1) og seks

udviklingsscenarier (scenarie 2‐7). Der er gennemført beregninger af alle kombinationer af de to

referencescenarier og de seks udviklingsscenarier, som fremgår af det til rapporten tilhørende datamateriale.

I rapporten præsenteres dog alene resultaterne af henholdsvis differencen mellem scenarie 4 og scenarie 0

samt differencen mellem scenarie 4 og scenarie 1. Scenarie 0 er et referencescenarie, hvor

gødningsanvendelsen i 2011 og arealanvendelsen i 2012 fastholdes i årene fremover. Scenarie 1 indregner

desuden en gradvis indfasning af baselineelementerne herunder reduktion i det dyrkede areal, mens scenarie

4 indregner en gradvis indfasning af baselineelementerne såvel som alle tiltag i FLP med stigning i N

gødskning. Scenarierne er nærmere beskrevet i kapitel 5.

Beregning af kompensationsbehov og indsatsbehov

Der er opgjort tidslig udvikling i nitratbelastning til ‐ og kompensationsbehov for alle 2711 magasiner og 402

grundvandsforekomster. Kompensationsbehov afspejler, hvor meget nitratbelastningen skal reduceres nede

i undergrunden, f.eks. for at kompensere for en evt. merudvaskning fra rodzonen. For de

grundvandsmagasiner/‐forekomster, hvor der er beregnet et kompensationsbehov, er der også beregnet et

indsatsbehov. Dette indsatsbehov angiver, hvor meget udvaskningen skal reduceres fra markernes rodzone

for at imødegå kompensationsbehovet i undergrunden. Indsatsbehov er opgjort på ID15 oplandsniveau, hvor

ID15‐oplandene er topografisk afgrænsede oplande med et gennemsnits areal på omkring 1500 ha. Der er i

alt ca. 3200 ID15‐oplande i Danmark.

Kompensationsbehovet for magasiner og grundvandsforekomster er opgjort efter tre forskellige metoder:

(A) differensbetragtning, som er den langsigtede forskel i belastning mellem referencescenariet og de enkelte

udviklingsscenarier; (B) grænseværdibetragtning, som er den langsigtede forskel mellem et scenarie og en

given grænseværdi for grundvandet; (C) differens over grænseværdi, som er den kortsigtede forskel mellem

et referencescenarie og et udviklingsscenarie, hvor kun den del af scenariepåvirkningerne, som ligger over

en given grænseværdi, indgår i kompensationsbehov for på kortsigt at undgå en merforringelse i forhold til

både situationen uden FLP samt denne grænseværdi. Herudover gennemføres en række

volumenbetragtninger. Her korrigeres kompensationsbehovet afhængigt af om volumen af den oxiderede

del af magasinet/forekomsten, udgør en større andel af volumen af det samlede magasin/forekomst. I

volumenbetragtningerne er der anvendt tærskelværdier for andelen af oxideret volumen på 0 % (ingen

volumenafskæring), 10 % og 20 %.

ID15 indsatsbehovet (hvor meget rodzoneudvaskningen på ID15 niveau skal reduceres for at nå et givet

kompensationsbehov) opgøres som (I) et summeret indsatsbehov, hvor der for hvert ID15 opland adderes

kompensationsbehovsandele for alle magasiner/forekomster, der modtager belastning herfra, dvs.

kompensationsbehovet beregnes baglæns op til landbrugsarealerne der bidrager med udvaskningen; (II) et

indsatsbehov der er lige fordelt på alle marker indenfor et ID15 opland, og hvor indsatsbehovet er justeret,

efter hvor stor en andel af udvaskningen der når et magasin/forekomst og derved medfører et

kompensationsbehov.

Opgørelsen af det lige fordelte indsatsbehov (II) kan i visse tilfælde føre til, at indsatsbehovet bliver større

end den modellerede merudvaskning opgjort for ID15‐oplandet. Derfor gennemføres der også beregninger

af det lige fordelte indsatsbehov, hvor der lægges et loft ind i beregningerne, så indsatsbehovet i et ID15‐

opland maksimalt kan svare til merudvaskningen fra rodzonen beregnet ud fra de valgte reference‐ og

udviklingsscenarier. Metodikken for beregning af kompensations‐ og indsatsbehov er nærmere beskrevet i

kapitel 6.

Resultater

I det følgende præsenteres resultater for merudvaskningen i 2016, 2017 og 2018 og de dertil hørende

kortsigtede indsatsbehov og kompensationsbehov. Resultaterne bygger på opgørelsesmetode ”C”‐ differens

over grænseværdi, hvor der anvendes en grænseværdi på 50 mg nitrat per liter og desuden et

afskæringskriterium på 20 pct. af forekomstens volumen. Afskæringskriteriet følger af EU‐vejledning.

Indsatsbehovet er beregnet med anvendelse af lige fordeling af indsats indenfor ID15‐oplandet både med og

uden anvendelse af loft. Der præsenteres resultater for henholdsvis differencen mellem scenarie 4 og

scenarie 0 og mellem scenarie 4 og scenarie 1.

Scenarieanalyserne har vist, at for fuld implementering af FLP med de grundvandsrelevante

baselineelementer (scenarie 4) sammenlignet med scenarie 0, hvor udvaskningen for året 2012 fastholdes i

alle årene, øges udvaskningen ud af rodzonen med ca. 2 tusind ton N i 2016 stigende til ca. 4 tusind ton N i

2018. Anvendes et afskæringskriterium på 20 pct. af volumen viser modelberegningerne et samlet

kompensationsbehov til undgåelse af merforringelse på grundvandsforekomstniveau i 2016, 2017 og 2018

på hhv. 0,3 tusind ton N, 0,8 tusind ton N og 0,6 tusind ton N. Det tilsvarende lige fordelte indsatsbehov

indenfor ID15‐oplandet i forhold til reduktionen af udvaskning ud af rodzonen er opgjort til hhv. 1,3 tusind

ton N, 3,1 tusind ton N og 2,5 tusind ton N for de tre år. Indsatsbehovet er større end kompensationsbehovet,

da der i ID15‐oplandene ikke sker en målretning mod de områder, der bidrager mest til merbelastningen. Der

er i opgørelsen også gennemført opgørelser med ”loft”, hvor kompensationsbehovet er reduceret, hvis det

overstiger merbelastningen i oplandet. Disse beregninger viser indsatsbehov i 2016, 2017 og 2018 på hhv.

0,8 tusind ton N, 2,1 tusind ton N og 1,6 tusind ton N.

Sammenligning af en udvikling i årene 2016 til 2018 med og uden FLP viser en modelberegnet merudvaskning

fra rodzonen på ca. 7 tusind ton i 2016 stigende til ca. 12 tusind ton i 2018. Det tilsvarende

kompensationsbehov for grundvandsforekomster er ca. 1,2 tusind ton i 2016 stigende til 1,9 tusind ton i

2018. Det opgjorte indsatsbehov for 2016, 2017 og 2018 udgør hhv. 4,4 tusind ton, 7,0 tusind ton og 7,2

tusind ton i henholdsvis 2016, 2017 og 2018. Opgjort ”med loft” reduceres dette til hhv. 3,2 tusind ton N, 5,2

tusind ton N og 5,3 tusind ton N for de samme tre år.

3. Indledning

I denne rapport opgøres den geografiske og tidslige udvikling i N‐belastning til hver af de 402

grundvandsforekomster og til hvert af de 2711 grundvandsmagasiner, som er afgrænset i forbindelse med

den seneste revision af grundvandsforekomster. Nitratkoncentrationen i vandet, der udvaskes fra

jordoverfladen til grundvandet, er beregnet for en række scenarier for kvælstoftilførslen til jordoverfladen.

Effekten af Aftale om Fødevare‐ og Landbrugspakken (FLP) med en gradvis udfasning af de reducerede

kvælstofnormer og justering af forbud mod jordbearbejdning i efteråret, ændringer i det dyrkede areal

(teknisk justering) og en forventet udvikling i baselineelementerne (udvikling i det økologiske areal, reduceret

kvælstofdeposition, udvikling i udlæg af energiafgrøder, slæt i stedet for afgræsning, stigning i

afgrødeudbytter, effekt af bioforgasning af husdyrgødning, flere miljøgodkendelser af husdyrbrug),

kompenserende virkemidler (ophævelse af mulighed for at anvende MiljøFokusOmråder (MFO) virkemidler

til opfyldelse af nationale efterafgrødekrav og tilskud til privat skovrejsning) indgår i de gennemførte

scenarieberegninger. Scenarierne anvendes både til at se konsekvenser af de enkelte ændringer og se de

summerede effekter af forskellige antagelser om udviklingen. Som en del af denne opgave er den Nationale

Kvælstofmodel (Højberg et al., 2015) videreudviklet, således at modellen er i stand til at foretage beregninger

af kvælstoftransport og omsætning fra rodzonen til grundvandsmagasiner og ‐forekomster.

Rapporten beskriver udviklingen af modelkomplekset og datagrundlaget, der er anvendt i vurdering af

påvirkningen af grundvandsforekomster, og viser beregninger af kompensations‐ og indsatsbehov for en

række forskellige scenarier for udvikling i kvælstofbelastning. Det ligger uden for denne opgave at vurdere

validiteten af de enkelte scenarier og scenarie sammenstillinger. Vedlagt rapporten er en datafil med alle

hovedresultaterne af scenarieberegningerne, mens selve rapporten primært indeholder resultater fra

sammenligning af et scenarie med fuld implementering af FLP, mod et scenarie hvor udvaskningsniveauet fra

2012 fastholdes i årene fremover. Valget af de præsenterede scenarier afspejler hovedformålet med

opgavens opdrag, nemlig at bidrage til rumlig og tidslig kvantificering dels af belastningen af grundvandet

siden 2012 ved indførelse af Fødevare og Landbrugspakken og dels af det kortsigtede ekstra indsatsbehov

for at undgå merforringelse af grundvandet i forhold til status for året 2012.

Der har i opgaveløsningen været en betydelig arbejdsindsats i forbindelse med at omsætte

scenariebeskrivelser til korrektion af vand og udvasknings data. Vi betragter rapporten som en teknisk

rapport hvor vi har stræbt mod at t være præcise med beskrivelse, specielt af hvad de enkelte scenarier og

scenarie sammenligninger indeholder, men anerkender, at dette går noget ud over læsevenligheden.

4. Model udvikling

Vurderingen af kvælstofpåvirkningen af grundvandsforekomster og magasiner bygger på en videreudvikling

af den nylig udviklede kvælstofmodel (Højberg et al., 2015), der beskriver kvælstof (N) udvaskningen fra

rodzonen samt transport og omsætning frem til de marine områder. Kvælstofmodellen er opbygget på basis

af tre eksisterende modelsystemer (1) NLES4, der er en statistisk/empirisk baseret model til beregning af årlig

N‐udvaskningen for rodzonen for dyrkede arealer; (2) DK‐model, der er den nationale vandressourcemodel,

som beskriver vandstrømningerne i grundvandszonen; (3) Overfladevandsmodeller, der er statistiske

modeller til beregning af kvælstofretentionen i hhv. vandløb, søer og etablerede vådområder. Modellen er

beskrevet i Højberg et al. (2015), og kun centrale dele relevante for nærværende rapport bliver kort

beskrevet. Dette inkluderer det samlede (koblede) model system samt udvaskningsdelen (udviklet af DCA)

og grundvands / DK‐model (udviklet af GEUS).

Kvælstofmodel

Oprindeligt blev kvælstofmodellen udviklet i et samarbejde mellem GEUS og Aarhus Universitet (DCE, DCA),

og etableret ved kobling af eksisterende og nyudviklede delmodeller, der beskriver transport og omsætning

af kvælstof i hhv. rodzonen, grundvandet og overfladevandet (Højberg et al. 2015). Modeludviklingen samt

den efterfølgende kalibrering og test af modellen var baseret på målinger af vandføringer og

kvælstofkoncentrationer ved vandløbsmålestationer, der tilsammen gav den samlede kvælstoftransport i

vandløbene. I projektet var der anvendt data for kvælstoftransport i vandløb fra 344 målestationer fra det

nationale overvågningsprogram for vandmiljø og natur (NOVANA), suppleret med data indsamlet af de

tidligere amter for at opnå en bedre rumlig dækning. Modellen var udviklet til at kunne beregne månedlige

kvælstofbelastninger til kystoplande for perioden 1990 – 2010. Foruden beregning af belastninger skulle

modellen anvendes til beregning af retentionen for hhv. grundvand, overfladevand og den samlede retention

fra rodzonen til kysten.

Kvælstofmodellens rumlige opløsning er på ID15‐niveau (hydrologiske oplande med en middelstørrelse på

ca. 15 km

), som den mindste skala, hvorfra der eksisterer data af god kvalitet for kvælstoftransporten i

vandløb fra dyrkede oplande. Samlet set er der afgrænset 3135 ID15 oplande (Figur 1).

Figur 1 Geografiske fordeling af ID15 oplande (Højberg et al., 2015)

Transporten af kvælstof i grundvandszonen beregnes med DK‐modellen vha. partikelbanesimulering. Denne

metode giver mulighed for at beskrive vandets, og dermed kvælstoffets, transportvej gennem undergrunden

fra rodzonen til overfladevandet og registrere, om kvælstoffet når under redoxgrænsen under transporten

og derved fjernes. I overfladevandet sker der både en ekstra tilførsel af kvælstof fra punktkilder, atmosfærisk

deposition og tilførsel af organiske kvælstofforbindelser, samt en retention af kvælstof ved sedimentering

eller omsætning ved denitrifikation. Retentionen i overfladevandet beregnes med statistiske modeller for

hhv. vandløb, søer og etablerede vådområder. En grafisk fremstilling af de dominerende processer

repræsenteret i kvælstofmodellen vises i Figur 2.

Figur 2

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

Kvælstofmodel (modificeret fra Thorling et al., 2015)

Den oprindelige kvælstofmodel var udviklet til at belyse den samlede omsætning af kvælstof fra udbringning

til kyst, men det var ikke muligt at opgøre omsætningen fra overflade til de enkelte magasiner. Samtidigt var

den oprindelige kvælstofmodel ikke udviklet til at kunne afvikle kørsler med klimanormaliseret N‐udvaskning,

hvilket vanskeliggjorde afvikling af scenarier for udvikling i kvælstofbelastning. Derfor har det været

nødvendigt at videreudvikle kvælstofmodellen. Videreudviklingen har dels bestået i at indarbejde viden om

3D magasinafgrænsning fra den seneste revision af grundvandsforekomster, dels at udvikle

klimanormaliserede scenarier for tidslig udvikling af kvælstofudvaskning fra rodzonen samt at udvikle en

metodik for magasinbelastningsopgørelse og ID15 indsatsopgørelse (metode udvikling/data behandling).

Figur 3 belyser skematisk kilder (N source) og fjernelse (N sink) af nitrat i det oprindelige kvælstofmodel

kompleks, og markeret med rød boks er de elementer, som er omfattet af motorudviklingen, dvs. ’Reduction

Groundwater’ som omfatter transport og omsætning af kvælstof i grundvandet med fokus på belastning til

magasinerne og grundvandsforekomster og ’Root zone’ som omfatter udvaskning fra rodzonen. I det

følgende beskrives kort principperne for beregning af N‐udvaskning fra rodzonen, magasiner og redox

forhold, samt kvælstoftransport og ‐omsætning. Beskrivelse af metodik for opgørelser af magasinbelastning

og ID15 indsatsopgørelser er beskrevet i kapitel 6. For en nærmere beskrivelse af kvælstofmodellen henvises

til Højberg et al. (2015).

Figur 3 Kilder og sinks i N‐model komplekset. I nærværende rapport (rød boks) fokuseres på udvaskningen

fra rodzonen (Root zone boksen) til grundvandsmagasiner og ‐forekomster (Reduction groundwater boksen)

på ID15 skala.

N‐Udvaskning fra rodzonen

N‐udvaskningen beregnes med den empiriske udvaskningsmodel NLES4, der er en statistisk empirisk

udvaskningsmodel baseret på målte udvaskninger fra marker. Udvaskningen er overvejende målt med

sugeceller placeret i nedre del af rodzonen, som repræsenterer kvælstofudvaskningen fra den umættede

rodzone. Modellen beregner en årlig N‐udvaskning ud fra en række inputvariable, der omfatter tilførsel af

handelsgødning og husdyrgødning, N fiksering, perkolation, jordtype samt jordens indhold af humus og ler.

Desuden indgår en beskrivelse af sædskiftet i forhold til forfrugt, høstet afgrøde og afgrødedække om

efteråret og vinteren. NLES4‐modellen er baseret på 1467 observationer af udvaskningen for forskellige

afgrøder, jordtyper, klimaforhold og N‐gødskningsniveauer.

NLES4‐modellen (Kristensen et al., 2008) er kalibreret til at beregne kvælstofudvaskning ud fra de inputdata

modellen er opstillet på og er derfor velegnet til at estimere udvaskningen for den landbrugspraksis, der er

gengivet i inputdataene. Hvis der sker ændringer i landbrugspraksis, der ikke er beskrevet i modellens

inputdata, vil modellen ikke være i stand til at gengive disse elementer. Udvaskningsmodellen er derfor blevet

opdateret løbende for at afspejle den aktuelle landbrugspraksis, typisk i forbindelse med evalueringer af

vandmiljøplaner.

Modellen anvender inputdata for N‐gødskning, sædskifte og jordtypefordeling samt en modelberegnet

vandbalance (månedlig afstrømning fra rodzonen). Vandbalanceberegningerne er baseret på klimadata

(nedbør, temperatur og globalstråling) målt i perioden 1989‐2012. Afstrømningen er modelberegnet med

Daisy‐modellen, som beskrevet i Børgesen et al. (2013). Afstrømningen i Daisy er kalibreret mod

totalafstrømninger målt i vandløb ved justering af fordampningsparametre fra bar jord og for afgrøder.

Herved er der beregnet en sammenhæng mellem den modelberegnede afstrømning af vand fra rodzonen og

en aktuel målt afstrømning korrigeret for vandindvinding i otte oplande. Resultaterne af kalibreringen af

fordampning/afstrømning for de otte oplande er vist i Børgesen et al. (2013) (i Bilag BN4‐1). De anvendte

jordbundsdata, der indgår i vandbalance‐modelberegningerne og NLES4 beregningerne er ligeledes

beskrevet i Børgesen et al. (2013).

I Figur 4 er vist et diagram over den række af trin (A‐E) der er anvendt i modelberegningen af udvaskningen

fra rodzonen.

Figur 4 Principskitse for udvaskningsberegninger anvendt som input i grundvandsmodellen (modificeret fra

Højberg et al., 2015)

Udvaskningsberegningerne benytter data fra landbrugsarealer for 2011. Disse er baseret på landsdækkende

databaser og kortmateriale.

Modelberegninger anvender to modeltyper: sædskifte/gødningsmodeller og

NLES4 modelberegninger. Resultaterne fra marken er aggregeret til udvaskningsresultater på 25 ha grid

størrelse for Danmark undtagen mindre øer.

I trin A (Figur 4) opstilles sædskifter og gødningsplaner som grundlag for udvaskningsberegningerne. Data

omfatter året 2011 på markblokniveau (Figur 5), der er indhentet fra nationale landbrugsregistre. For

scenarierne 2012‐2021 anvendes 2011 data som ekstrapolationsgrundlag. Korrektioner af sædskifter, arealer

og N gødskning for de enkelte scenarieberegninger er særskilt beskrevet i kapitel 5.

Figur 5

Eksempel på kortdata anvendt i modelberegningerne fra markblokke (grå), byer (gule), natur

(lysegrøn), skove (mørkegrøn), veje/bebyggelse (mørkerød), ferskvand (lyseblå) og havet (mørkeblå)

Modelberegningerne er baseret på data fra de landsdækkende landbrugsregistre: det Generelle

LandbrugsRegister (GLR) og gødningsregnskaber fra NaturErhversstyrelsen (NAER). Sædskifter og

gødningsplaner er opstillet ud fra metoden beskrevet i Børgesen et al. (2009). De årlige totale N tilførsler

med gødning til det dyrkede areal for 2011, er baseret på opgørelser fra Danmarks statistik, fra

gødningsindberetningerne til Naturerhvervsstyrelsen. Husdyrgødningsmængderne udbragt på markerne er

afstemt med landsopgørelsen af husdyrgødningsmængder produceret og udbragt på markerne jf. Børgesen

et al., 2013. N‐fiksering er modelberegnet ud fra årlige arealanvendelser og udbytter efter principperne givet

i Børgesen et al. (2009).

Figur 6 Handelsgødningsforbrug i 2011 opgjort på ID15 skala. [kg N/ha] (Højberg et al., 2015)

Figur 7 Udbragt husdyrgødnings N i 2011 opgjort på ID15 skala. [kg N/ha] (Højberg et al., 2015)

Fordeling af husdyrgødning og handelsgødning mellem afgrøder og marker for bedrifterne er i

modelberegningerne baseret på gennemsnitsbetragtninger for data fra Landovervågningsoplandene (LOOP).

Den resulterende fordeling af husdyr og handelsgødning for 2011 er vist i Figur 6 og Figur 7.

Efterafgrøder har stor betydning for kvælstofudvaskningen og efterafgrødearealet var i 2011 på ca. 211.000

ha. Markerne hvor efterafgrøder udlægges, er ikke registreret på markniveau, men registreres sammen med

gødningsregnskabet på bedriftsniveau. Det er antaget, at efterafgrøder er udlagt på marker, hvor der dyrkes

korn /frøgræs, og hvor der er frøgræs/vårafgrøder i det efterfølgende år. For kvægbrug anvendes

majsmarken til udlægning af efterafgrøder.

I trin B (Figur 4) for ikke‐landbrugsarealer (bebyggelse, natur, veje m.m.) er anvendt typetal for udvaskningen

jf. Tabel 1. Tabelværdierne er baseret på data fra litteraturen og antagelser anvendt i kvælstofmodellen.

Bebyggelse og befæstede arealer indgår som punktkilder i kvælstofmodellen og skal derfor ikke indregnes

som bidrag fra markerne. Den årlige kvælstofudvaskning fra tør og våd natur er generelt forholdsvis lav, ca.2

kg N/ha (Christensen et al., 1990; Nielsen et al., 1999). På baggrund af N‐min målinger fra kvadratnettet er

middeludvaskningen fra eksisterende skov vurderet til ca. 5 kg N/ha per år (Blicher‐Mathisen et al., 2007).

For ny skov rejst på landbrugsjord kan udvaskningen være betydelig større, og er på langt sigt opgjort som

gennemsnit til 12 kg N/ha per år (samme værdi som antaget for ikke‐dyrkede landbrugsarealer). Denne større

udvaskning kan skyldes at, det organiske kvælstofindhold i landbrugsjord er højere end i jorden med skov i

en lang årrække. Dog kan der for lokale forhold forekomme en væsentlig højere kvælstofudvaskning på 15‐

40 kg N/ha i områder med høje husdyrtætheder og dermed høje kvælstofdepositioner. Vurderingen er dog,

at 5 kg N/ha er det bedste gennemsnitlige estimat for etableret skov som antaget i Blicher‐Mathisen et al.

(2007).

Tabel 1 Standard værdier (typetal) for årlig udvaskningen fra ikke landbrugsarealer

Beskrivelse

Udvasknings standard værdier kg N/ha

Bebyggelse, befæstede areal veje.

Tør natur

Våd natur

Skov

Vand (søer, åer, fjorde)

Hav

I trin C (Figur 4) er der for hver delmark (jordtype opdelt) gennemført udvaskningsberegninger med NLES4.

Der er anvendt data for typejorde i Danmark, som er typiske kombinationer af over‐ og underjordstyper. Der

er i hver af fem geologiske regioner i Danmark opstillet 11‐12 typejorde, som beskrevet i Børgesen et al.

(2013). Skalaen for jordtypekortet er ca. 1:25.000. Skalaen af markblokke og marker er opgjort på en

betydelig mindre skala. Anvendelse af jordtypekortet i modelberegningerne på både markkortet og

markblokkortet er således i udgangspunktet forbundet med en væsentlig usikkerhed, da der er betydelig

usikkerhed af jordtypefordelingen inden for marken. Aggregeres til støre skala (grid skala (25 ha) eller ID15

(gennemsnitlig ca. 1500 ha) er usikkerheden, der kan henføres til jordtypefordelingen, aftagende.

trin D

(Figur 4) aggregeres alle resultaterne for både landbrugsarealer og ikke‐landbrugsarealer til et

gennemsnitlig års resultat for 500x500 m² gridceller svarende til 25 ha. Resultaterne på markblokniveau og

ikke landbrugsarealer er aggregeret i forhold til arealandelen indenfor det enkelte grid. Der gennemføres

desuden en korrektion for udvaskning fra marker, der ikke kan henføres til markblokke. Denne korrektion

kan henføres til markblokke med forkert eller ingen angivelse af dets geografiske placering. Desuden

korrigeres for baseline elementer og planlagte virkemidler med landbrugspakken. Disse korrektioner er vist i

kapitel 5.

trin E

(Figur 4) er de aggregerede årlige gennemsnitlige resultater for gridcellerne overført til

grundvandsmodellen og disse anvendes således i den videre transport til vandløb og grundvandsmagasiner.

Magasiner og grundvandsforekomster

Troldborg et al. (2014) foretog en analyse for at afgrænse magasiner og grundvandsforekomster med

udgangspunkt i hydrogeologien som anvendt i DK‐modellen (DKM‐geologi). Magasinerne blev afgrænset i

fire niveauer for de Kvartære geologiske lag og fem niveauer for de PræKvartære geologiske lag for hele

Danmark på nær Bornholm hvor opdelingen følger DK‐modellens beregningslag. Således blev i alt 2711

magasiner afgrænset. Mere end 80 % af magasinerne ligger i de øverste Kvartære sandlag (ks), og de 10

største enkelte grundvandsmagasiner ligger alle i Jylland.

Tabel 2 opsummerer antal og størrelser af

afgrænsede magasiner. Tabellens ”DKMlag” med angivelserne blag1‐6 ligger alle på Bornholm, hvor

magasinerne ofte ligger i forkastede blokke af prækvartær oprindelse. Magasinerne ”DKMlag”et ks1‐ks2‐ks3

stammer fra en magasintilføjelse fra en af øerne, som DKM‐geologien (Kvælstofmodellen) arealmæssigt ikke

dækker. Figur 8 viser den geografiske fordeling af magasin bjergarterne ks, ps og kalk (dk1).

Tabel 2 Magasin afgrænsninger pr. DK‐modellens hydrostratigrafisk lag (Troldborg et al., 2014)

DKMlag

blag1

blag2

blag3

blag4

blag5

blag6

ks1

ks1-ks2-ks3

ks2

ks3

ks4

ps1

ps2

ps3

ps4

dk1

antal magasiner

955

645

558

174

Gennemsnit areal [ha]

138

1.245

279

1.023

1.493

1.327

1.065

1.746

3.298

1.662

1.643

7.954

17.689

15.342

3.268

8.388

samlet areal [ha]

4.266

44.820

7.533

13.302

14.928

13.266

1.016.631

3.491

2.127.334

927.346

126.540

699.953

636.815

168.764

124.177

1.459.597

Std.afv. Areal [ha]

179

6.147

614

2.839

4.055

3.433

8.546

602

18.153

6.420

6.575

28.604

101.674

37.570

15.204

27.882

Blag1‐6 = lagenheder på Bornholm; ks1‐4= Kvartære sandlag; ps1‐4= PræKvartære sandlag; dk1= kalk/kridt

Figur 8 Udbredelse af øverste klassificerede grundvandsmagasiner (Troldborg et al., 2014). Den på figuren

anvendte kategorisering (dkm_gvf) er magasin bjergarten for DK model grundvandsforekomsterne; ks, ps er

hhv. Kvartære sandlag og PræKvartære sandlag. Det bemærkes at udbredelsen af grundvandsforekomster

(jordlag) og ID15 oplands (topografiske) afgrænsninger ikke følges ad.

På baggrund af disse 2711 magasiner blev der i Troldborg et al. (2014) afgrænset i alt 402

grundvandsforekomster, af disse strækker 166 sig over mere end et hydrostratigrafisk lag.

Grundvandsforekomsterne består typisk af mere end et magasin, 282 af grundvandsforekomsterne består af

fem eller færre magasiner, mens 70 af grundvandsforekomsterne består af mere end 10 magasiner.

Grundvandsforekomsten med flest magasiner er sammensat af 100 små Kvartære sandmagasiner beliggende

i det øverste hydrostratigrafiske lag på Sjælland. Samlet set dækker de afgrænsede grundvandsforekomster

det meste af landet (Figur 9). I områderne øst for hovedopholdslinjen, dækkende Østjylland, Fyn, Sjælland

og øerne, har mange grundvandsforekomster ikke sammenhængende magasiner i Kvartære jordlag. Det

meste af Sjælland, Djursland og området omkring Limfjorden er domineret af store sammenhængende

forekomster i PræKvartære magasiner, hvorfor specielt det østjyske område af figuren fremstår lidt

anderledes end den resterende del af landet, med flere områder, hvor der ikke er afgrænset magasiner. For

en nærmere beskrivelse af magasiner og grundvandsforekomster henvises til Troldborg et al. (2014).

Figur 9 Områder hvor der er afgrænset (blå), hhv. ikke‐afgrænsede (gul) grundvandsforekomster

Beregning af kvælstoftransport og omsætning i grundvandet

Udvaskningen, som beskrevet i forrige afsnit, er input til kvælstofmodellens grundvandsmodul, DK‐modellen

(Højberg et al, 2015), hvor grundvandets transportveje og hastigheder simuleres med MIKE SHE’s

partikelbane modul. Partikler flyttes advektivt med grundvandets bevægelse fra grundvandspejlet gennem

DK‐modellen til grundvandsmagasiner og ‐forekomster.

Kvælstofmodellen anvender grænsefladen mellem oxiderede (iltrige) og reducerede (iltfrie) forhold i

grundvandet som betingelse for omdannelsen af nitrat. Grænsen mellem de oxiderende og reducerende

forhold benævnes redoxgrænsen (Figur 10). Modellens redoxgrænse er fastlagt som den øverste beliggende

redoxgrænse med baggrund i farvebeskrivelser af jordlagene i boringer i et 500 m × 500 m grid (Ernstsen &

von Platen, 2014). Denne grænseflade (redoxgrænsen) vil anvendes til opdeling af grundvandsforekomster

og magasiner i oxiderede og reducerede dele (Figur 11). Antagelsen er, at der ikke finder nitratreduktion sted

i den oxiderede zone, mens alt nitrat reduceres og derved omsættes/fjernes ved grænsefladen.

Beregningerne foretages, således at nitrattilførsel til det oxiderede grundvand og i grundvandet som helhed

beregnes og opgøres på både magasin‐ såvel som grundvandsforekomstniveau på baggrund af en række

scenarier (kapitel 5).

Figur 10 Dybden til redoxgrænsen (Ernstsen og von Platen, 2014)

Der er gennemført volumen beregninger for de enkelte magasiner og grundvandsforekomster. For hvert

magasin er der opgjort et volumen, dels for den andel af magasinet, som ligger over redoxgrænsen og dels

for hele magasinet. Volumen data anvendes i resultatbearbejdningen ift. afgrænsning af andele af magasiner,

som indeholder nitratfrit vand (magasinvolumen, der ligger under redoxgrænsen), og er tilsvarende opgjort

for grundvandsforekomster (flere magasiners volumen).

Figur 11 Fordeling af oxiderede og reducerede magasiner set oppefra og ned samt ID15 oplande

Volumen data er sammen med grundvandsdannelses beregnet med DK‐modellen og anvendt til simple

betragtninger af opholdstid i magasinerne. Volumen data multipliceres med magasin porøsiteten for at

opgøre vandvolumen for de enkelte magasiner. Ved at dividere vandvolumenet med grundvandsdannelsen

kan opholdstiden beregnes under forudsætning af jævne vandstrømningsforhold (stempel strømning).

Enkelte øer er ikke dækket af DK‐modellen (Sejerø, Læsø, Anholt, Samsø, Endelave og Tunø). For disse øer er

der ikke beregnet grundvandsdannelse. Som erstatning for en modelbaseret vurdering af vandbalancen er

anvendt et groft estimat for nettonedbøren (400 mm for Læsø og Anholt og 250 mm for øvrige).

For hvert magasin er der desuden opgjort antallet af tilknyttede boringsfiltre. Ikke alle filtre anvendes til

oppumpning, men der kan være placerede filtre med andre formål som potentiale målinger, overvågning

eller lignende. Desuden er der for hvert magasin angivet en samlet middel indvinding når der ikke medregnes

markvanding (årlig middel af Jupiter indberetninger for perioden 2004‐2010) og en middel indvinding af

estimeret markvanding for samme periode. Alle grunddata for magasiner er gemt i datafilen

(magasin_grunddata) til denne rapport og indholdet af datafilen er kort beskrevet i Bilag 2.

Ud fra simuleringer af transportveje, transporthastigheder og placering af redoxgrænsen, kan der for hver

celle beregnes en transporttidsfordeling fra rodzonen til magasiner for reducerede

‐

og ikke reducerede

partikler (partikler som ikke har været under redoxgrænsen før de når et magasin). På baggrund af denne

transporttidsfordeling og scenarie data for udvaskning fra rodzonen kan den tidslige udvikling i masse

belastning til magasiner simuleres.

Et eksempel på hvorledes udvaskningen fra ID15‐ oplande bliver fordelt til flere grundvandsmagasiner (MAG)

og grundvandsforekomster (GVF) er skitseret i Figur 12. Fra ID15 oplande kan der ske en udvaskning til et

eller flere magasinersom en del af en grundvandforekomst. F.eks. som vist i nedenstående figur kan magasin

1 (MAG 1 som del af grundvandsforekomst 1 GVF 1) modtage nitratmasse fra ID15‐1 og ID15‐2 med en

fordeling som er modelberegnet med kvælstofmodellen, vist i boksene til højre. Transporttiden af partikler i

partikelbanesimuleringer fra bunden af rodzonen til registrering i oxiderede dele af magasinet opgøres. Når

partiklerne når det reducerede magasin reduceres nitrat øjeblikkeligt og opgøres som denitrificeret og

forsvinder som frit kvælstof N

fra magasinet. Transporttidsfordelingen kan være multi‐modal (vist i figur 12

som to pulser fra ID15‐1 og ID15‐2) når der er flere foretrukne transportveje fra rodzonen til magasinet, dette

er nærmere beskrevet i Troldborg et al. (2007).

Figur 12

Skematisk oversigt af nitrat transportveje fra ID15 oplande til grundvandsmagasiner (MAG) og

grundvandsmagasiner (GVF)

Information lagres fra hver enkel partikel for start koordinater, registreringskode og koordinater, tilknyttet

f.eks. et magasin eller redoxzonen og transporttid. Denne information bruges til at danne tidslig og rumlig

nitratbelastning af magasinerne. Dette gøres ved, at der til hver enkelt partikel knyttes en årlig N udvaskning

fra rodzonen således at der kan beregnes en tidslig udvikling i N‐transport til magasinerne (for de ikke

reducerede partikler). Når den tidslige udvikling i N‐transporten [kg N /år] til magasinerne divideres med

grundvandsdannelsen [m

/år] til det specifikke magasin kan der beregnes en tidslig udvikling i gennemsnits

N‐koncentration [mg/l] i det tilstrømmende vand. Grundvandsdannelsen beregnes som middeltilstrømning

til magasinet for perioden 1991‐2010 (samme periode som anvendes til partikeltransporten og

klimanormaliseringen). Grundvandsdannelsen er for alle magasiner opgjort til de oxiderede dele såvel som

til hele magasinet.

5. Scenarie data

Udvasknings scenarie data

Der er gennemført klimanormaliserede udvaskningsberegninger for perioden 2011‐2021, jf. nedenfor.

Perioden 2012 – 2021 er fremskrevet baseret på aktuelt indberettede landbrugsdata for 2011. Således er der

i hver af de landsdækkende modelberegninger (LMB i Tabel 3) gennemført beregninger under forskellige

antagelser omkring N gødskning med handelsgødning. Udbragte mængder af husdyrgødning og

afgrødefordeling fastholdes på 2011 niveauet for alle scenarierne. Det landsdækkende N gødningsforbrug

ligger lavere end hvis alle landmænd udnyttede deres på det tidspunkt fulde N kvote, dvs. den reducerede

kvote. Det er ikke ligetil at beregne, hvor stor undergødskningen er som følge af uudnyttet N kvote. På

landsplan er det samlede N behov opgjort til ca. 386 tusind ton N i 2011 (regneark fra NAER). Antages der en

gennemsnitlig udnyttelse på 70 % af alt husdyrgødning (Opgjort til i alt 235 tusind ton N) og et

handelsgødningsforbrug på 204 tusind tons i 2011, fås en undergødskning på 3,5 % svarende til ca. 13 tusind

ton N. Antages en gennemsnitlig udnyttelse på 65 % fås en undergødskning på 6,5 % svarende til ca. 25 tusind

ton N. Uanset beregningsmetode er denne undergødskning i 2011 ført videre frem til 2021 i beregningerne

af udvaskningen (kapitel 5), hvor der ikke er indarbejdet en norm N stigning som følge af Fødevare og

Landbrugspakken.

For beregninger med norm N stigning som følge af Fødevare og Landbrugspakken er N gødskning fastlagt ud

fra principperne beskrevet i Jensen et al. (2016). Her er fremskrivningen af gødningsnormerne baseret på

højere udbytter som medfører højere N gødningsnormer, hvilket i sig selv er noget usikkert jf. Børgesen et

al. (2015). Der er antaget, at alle bedrifter, der tildeles ekstra kvælstof kvote (undtaget er kun økologiske

landbrug), udnytter den samlede ekstra bedrifts N‐kvote. Fremskrivningerne af N gødskning baseres på 2011

arealanvendelsen og N gødskning. Mellem årene sker der forskydninger i landmændenes udbringning af

handelsgødning alene som følge af ændringen i arealanvendelsen. Denne effekt er ikke inddraget, da

arealanvendelsen er fastlåst til 2011 arealanvendelsen.

Scenarierne indeholder også to forskellige antagelser omkring udvikling i det dyrkede areal, dels med

baselineeffekten teknisk justering (årlig nedgang i det dyrkede areal) og dels uden baselineeffekten teknisk

justering (dyrket areal i 2012 fastholdes i alle årene). Scenarierne er opstillet ud fra de samme antagelser

som i ”Revurdering af Baseline 2021” (Jensen et al. 2016). Foruden klimanormaliserede

udvaskningsberegningerne er der gennemført årlige udvaskningsberegninger for alle årene 2012‐2021. I

Jensen et al. 2016 var der kun beregnet for 2012 og 2021. I modelberegningerne, vist i Tabel 4 til Tabel 6, er

der antaget en fast årlig fremskrivning af arealudtagningen og N gødskningen med handelsgødning for årene

2012 til 2021, idet der ikke er fagligt grundlag for en mere specifik opdeling på enkelt år. Der er fulgt de

samme beregningsprincipper som beskrevet i Jensen et al. 2016. Dog indeholder Tabel 7 og Tabel 8 også

modelberegninger (LMB6 og LMB7) ud fra hvor meget N‐gødning der reelt forventes anvendt i 2016, i forhold

til fuld udnyttelse af den øgede kvælstofnorm.

Klimanormaliseringen blev gennemført ved at modelberegne årsudvaskning med nedbørsdata for hvert af

klimaårene 1990‐2010 og herefter anvende gennemsnittet som resultat. Der er anvendt lokale vejrdata (10

km gridnedbørsdata) til at beregne en afstrømning af vand ud af rodzonen, som så er anvendt i NLES4

udvaskningsberegningerne. De enkelte landsdækkende modelberegninger LMB) er nærmere beskrevet i

Tabel 3. I tabellen er også beskrevet Baseline elementerne (BL) og de virkemidler der er planlagt med

Fødevare og Landbrugspakken 2016.

Tabel 3 Landsdækkende modelberegninger (LMB), baseline elementer (BL) og virkemidler (LP) planlagt med

Fødevare og Landbrugspakken 2016

LMB, BL & FLP

LMB_0

LMB_1

LMB_2

LMB_3

LMB_4

LMB_5

LMB_6

LMB_7

BL_1

BL_2

LP_1

LP_2

LP_3

Beskrivelse

2011 udvaskning, normalårsklima, ingen teknisk justering (konstant areal fra 2012)

Udvaskning for enkelte år, normalårsklima, med 100 % norm tilbage rulning og teknisk justering

indregnet (reduceret areal)

Udvaskning for enkelte år, fuldt tilpasset norm, ingen teknisk justering (konstant areal fra 2012)

Udvaskning for enkelte år, fuldt tilpasset norm, med teknisk justering (reduceret areal)

indregnet

Udvaskning for 2016, 2/3 tilpasset norm, med teknisk justering (reduceret areal) indregnet

Udvaskning for 2016, 2/3 tilpasset norm, ingen teknisk justering (konstant areal fra 2012)

Udvaskning for 2016, 60 % af 2/3 tilpasset norm, med teknisk justering (reduceret areal)

indregnet

Udvaskning for 2016, 60 % af 2/3 tilpasset norm, ingen teknisk justering (konstant areal fra

2012)

Effekt af grundvandsrelaterede baselineelementer: energiafgrøder, økologi, miljøgodkendelser,

biogas, slæt, udbyttestigning. Ingen teknisk justering. Fordeles på markblok arealet

Effekt af fald i N deposition. Fordeles på hele arealet

Skovrejsning (virkemiddel) og fordeles jævnt på markblok arealet.

MFO, Efterafgrøder (virkemiddel). Data leveret på markblok niveau med angivelse i [kg N].

Effekt af delvis ophør med forbud mod jordbearbejdning (lempelse)

Tabel 4

Landsdækkende modelberegninger (LMB_0 og LMB_1) med landstal for N tilført med

handelsgødning, husdyrgødning, fiksering og udvaskning [tusind ton N], samt landbrugsarealet [ha]. Ingen

norm tilbagerulning. Nedgang i det dyrkede areal (med teknisk justering) for LMB_1 og ingen teknisk justering

for LMB_0

År

Handelsgød Husdyrgødn Fiksering

Scenarie

Udvaskning Areal

ing

ning

LMB_0

2011

205

235

166

2691130

LMB_0

2012

204

235

165

2677139

LMB_1

2013

203

235

165

2667146

LMB_1

2014

202

235

164

2657153

LMB_1

2015

201

235

164

2647160

LMB_1

2016

200

235

163

2634169

LMB_1

2017

199

235

163

2622178

LMB_1

2018

198

235

163

2609187

LMB_1

2019

197

235

162

2597195

LMB_1

2020

196

235

162

2584204

LMB_1

2021

195

235

161

2571213

Tabel 5

Landsdækkende modelberegninger (LMB_2 og 3) med landstal for N tilført med handelsgødning,

husdyrgødning, fiksering og udvaskning [tusind ton N], samt landbrugsarealet [ha]. 100 % norm

tilbagerulning. Nedgang i det dyrkede areal (med teknisk justering) for LMB_3 og ingen teknisk justering for

LMB_2 fra 2012)

Udvaskning Areal

Handelsgød Husdyrgødn Fiksering

Scenarie

År

ing

ning

LMB_2

2011

274

235

179

2691130

LMB_2

2012

274

235

178

2677139

LMB_3

2013

275

235

178

2667146

LMB_3

2014

276

235

178

2657153

LMB_3

2015

276

235

178

2647160

LMB_3

2016

276

235

177

2634169

LMB_3

2017

277

235

177

2622178

LMB_3

2018

277

235

177

2609187

LMB_3

2019

277

235

177

2597195

LMB_3

2020

277

235

176

2584204

LMB_3

2021

277

235

176

2571213

Tabel 6

Landsdækkende modelberegninger (LMB_2) med landstal for N tilført med handelsgødning,

husdyrgødning, fiksering og udvaskning [tusind ton N], samt landbrugsarealet [ha]. 100 % norm

tilbagerulning. Uden nedgang i det dyrkede areal efter 2012 (uden teknisk justering)

Scenarie

År

Handelsgødning Husdyrgødning Fiksering

Udvaskning Areal

LMB_2

2011

274

235

179

2691130

LMB_2

2012

274

235

178

2677139

LMB_2

2013

276

235

178

2677139

LMB_2

2014

279

235

179

2677139

LMB_2

2015

281

235

179

2677139

LMB_2

2016

284

235

180

2677139

LMB_2

2017

286

235

180

2677139

LMB_2

2018

289

235

181

2677139

LMB_2

2019

291

235

181

2677139

LMB_2

2020

294

235

182

2677139

LMB_2

2021

296

235

182

2677139

Tabel 7

Landsdækkende modelberegninger (LMB) med landstal for N tilført med handelsgødning,

husdyrgødning, fiksering og udvaskning [tusind ton N], samt landbrugsarealet [ha] for 2016. LMB_4 angiver

2/3 norm tilbagerulning med nedgang i det dyrkede areal (med teknisk justering) og LMB_6 angiver en

beregning af en 60 % udnyttelse af de 2/3 norm tilbagerulning (med teknisk justering) baseret på foreløbige

tal for udviklingen i handelsgødningsforbruget.

Scenarie

År

Handelsgødning Husdyrgødning Fiksering

Udvaskning Areal

LMB_4

2016

253

235

173

2634169

LMB_6

2016

231

235

169

2634169

Tabel 8

Landsdækkende modelberegninger (LMB) med landstal for N tilført med handelsgødning,

husdyrgødning, fiksering og udvaskning [tusind ton N], for 2016. LMB_5 angiver 2/3 norm tilbagerulning

uden nedgang i det dyrkede areal (uden teknisk justering) og LMB_7 angiver en beregning af en 60 %

udnyttelse af de 2/3 norm tilbagerulning (uden teknisk justering) baseret på foreløbige tal for udviklingen i

handelsgødningsforbruget samt landbrugsarealet [ha].

Scenarie

År

Handelsgødning Husdyrgødning Fiksering

Udvaskning Areal

LMB_5

2016

257

235

175

2677139

LMB_7

2677139

2016

236

235

171

Resultaterne der indgår i grundvandsmodelleringen er aggregeret til gridceller på 500 meters størrelse

svarende til 25 ha jvf. figur 4 trin D. I hver gridcelle er udvaskningen fra landbrugsarealerne lagt til

udvaskningen fra ikke landbrug (natur, skove og byer jvf. trin C og D Figur 4). I de modelberegninger, hvor

der er antaget en nedgang i det dyrkede areal (teknisk justering) (Tabel 4, Tabel 5 og Tabel 6), er der

antaget at udvaskningen fra det udtagne areal (teknisk justering) udgør 12 kg N/ha svarende til

udvaskningen fra brakarealer. For markblok arealer, hvor der ikke kan henføres en afgrøde, er der antaget

en udvaskning på 5 kg N/ha svarende til skov. Den samlede udvaskning fra ikke landbrug summeres for

LMB1 – LMB7 til at udgøre ca. 3000 t N/år.

Inddragelse af baseline og Fødevare og Landbrugspakke effekter

Kombinationen af LMB udvaskningerne og baseline effekter, virkemidler og lempelser sker direkte i

kvælstofmodellen (Figur 4) ved at korrektion af LMB udvaskningen opgjort på 25 ha grid niveau (som er den

mindste beregningsskala der anvendes af kvælstofmodellen). Det fremgår af Tabel 11, hvorledes de

landsdækkende modelberegninger (LMB_0 til LMB_7) er kombineret med baseline elementerne (BL_1,

BL_2 og BL_3) og de forskellige planlagte virkemidler (LP_1 og LP_2) og lempelser (LP_3) i FLP i scenarierne.

For opgørelsen af korttidseffekten, dvs. med henblik på at identificere påvirkningen for årene 2016‐2018 er

der desuden gennemført en række variationer af Tabel 11 kombinationerne (Bilag 3, Tabel 2 og 3).

I Tabel 9 er beskrevet en række scenarier for udviklingen af udvaskningen for perioden 2012 – 2021.

Scenarierne er opstillet med sigte på at kunne identificere forskellen i udvaskningen som følge af forskellige

antagelser for baselineelementer (BL1 og BL_2), med og uden teknisk justering af landbrugsarealet, effekt

af lempelsen delvis ophør af forbud mod jordbearbejdning (LP_3) samt den distribuerede

udvaskningseffekt af virkemidlerne (LP_1 og LP_2).

Effekterne af elementerne, der påvirker udvaskningen i ”Revurdering af baseline”, er opgjort på

hovedvandoplandsniveau (23 oplande), idet der ikke var fagligt grundlag for at foretage en mere detaljeret

neddeling (Jensen et al., 2016). Det derfor er usikkert, hvorledes effekten af baselineelementerne vil virke

inden for et hovedvandopland. Effekten af baselineelementerne er i ”Revurdering af baseline” givet som

effekter for perioden 2012 til 2021, idet der ikke var fagligt grundlag for en mere specifik opdeling på enkelt

år (Jensen et al., 2016). Modelkørslerne, som denne rapport baserer sig på, forudsætter, at baseline

effekten kan fordeles indenfor hovedvandoplande og kan opgøres på årsniveau. Denne indfasning af

baselineellementer i tid og neddeling i rum skal ses som en teknisk nødvendighed for gennemførelsen af

modelarbejdet, og det afspejler ikke en nyvurdering af baselineelementerne. SVANA har forestået

neddelingen og indfasningen af baselineelementerne: BL_1, BL_2 samt FLP elementerne: LP_1, LP_2 og

LP_3 (neddelingen af disse baselineelementer er vist i bilag 4)

BL_1: Effekt af baselineelementer inkluderer: energiafgrøder, økologi, miljøgodkendelser, biogas, slæt og

udbyttestigning for perioden 2012‐2021. Der er antaget, at baselineelementerne (BL_1 og BL_2) fra 2012

frem til 2021 har en årlig stigningstakst på ca. 11 pct. point = (1/9), og at effekten er jævnt fordelt på det

dyrkede landbrugsareal inden for hovedvandoplandet. Effekten i 2021 er opgjort på landsplan til at udgøre

en landsdækkende udvaskningsreduktion på ca. 5.700 tons N/år.

BL_2: effekt af fald i atmosfærisk N deposition fordeles jævnt på både landbrugsarealet og ikke

landbrugsarealer (Skov, natur bebyggelse m.m.). Opgørelsen i Jensen et al. (2015) er vist på både national og

regional skala. Da der ikke er store forskelle imellem regionerne, og der er usikkerhed på estimaterne, er der

anvendt en jævn fordeling af effekten inden for hovedvandoplandet. Effekten indfases jævnt stigende for

perioden 2012‐2021. Effekten i 2021 er opgjort på landsplan til at udgøre en landsdækkende

udvaskningsreduktion på ca. 3.000 tons N/år.

LP_1: Privat skovrejsning forventes at blive indfaset trinvis fra 2017 med fuld effekt fra 2021.

Landbrugspakken tilsiger, at skovrejsningen omfatter i alt 5000 ha i 2021. SVANA’s forventninger til

fordelingen af privat skovrejsning på kystoplande er baseret på landbrugsarealet i oplande med indsatsbehov

i forhold til kystvande og omkostningerne ved at gennemføre en alternativ N‐indsats. Da der ikke er kendskab

til, hvor der på kystoplandsniveau skal ske skovrejsning, er der antaget at skovrejsningsarealet er fordelt

jævnt på hele landbrugsarealet inden for et kystopland. Der bemærkes, at skovrejsning er et virkemiddel der

har stor lokal effekt på nitrat udvaskningen og på vandbalancen. Men, da der ikke er kendskab til placeringen,

er en jævnt fordelt effekt anvendt. Effekten er beregnet til at udgøre forskellen mellem

gennemsnitsudvaskningen det pågældende år og udvaskningen fra et braklagt areal (12 kg N/ha). Effekten i

2021 er opgjort på landsplan til at udgøre en landsdækkende udvaskningsreduktion på ca. 250 tons N/år.

LP_2: MFO efterafgrøder er indfaset med fuld effekt fra 2016. MFO afgrøde arealet er fordelt jævnt på hele

landbrugsarealet. Der er i denne korrektion antaget at MFO efterafgrøder har en gennemsnitlig virkning på

33 kg N/ha jf. gennemsnitsvirkninger fundet i Børgesen et al. (2015). Effekten i 2021 er opgjort på landsplan

til at udgøre en landsdækkende udvaskningsreduktion på ca. 2.300 tons N/år.

LP_3: Effekt af delvis ophør med forbud mod jordbearbejdning har virkning fra 2016. Denne effekt, der øger

udvaskningen fra rodzonen, antages at have fuld effekt på udvaskningen fra 2016 og fremad. Effekten

fordeles jævnt på landbrugsarealet indenfor kystoplandet. Effekten i 2021 er opgjort på landsplan til at

udgøre en stigning i den landsdækkende udvaskning på ca. 100 tons N/år.

Modelscenarier for fremtidig N udvaskning fra rodzonen

Udvaskningsscenariedata beskrevet i det forrige afsnit er grundlag for udvikling af i alt 8 scenarier til at belyse

effekten af Fødevare og Landbrugspakken (FLP) på grundvandskvaliteten. I det følgende er der således

beskrevet scenarier, der består af kombinationer af BL og FLP og med forskellige procentvise

implementeringsgrader for at belyse langtids‐ og korttids effekter. Scenarier 0 og 1 kan betragtes som

reference scenarier (udvaskning uden FLP), mens scenarier 2‐7 kan betragtes som forskellige

udviklingsscenarier (udvaskning med FLP).

Tabel 9.

Beskrivelsen af udvasknings scenarier. Se Tabel 11 for detaljer angående kombinationer af

landsdækkende model beregninger (LMB), baselineelementer (BL) og planlagte virkemidler og lempelser (LP)

samt Tabel 10 for beregnet scenarie udvaskning fra rodzonen opgjort i tusind ton N

Scenarie nr.

Scenarie 0

Beskrivelse

Effekten af fastholdt udvaskningsniveau fra 2011 i årene 2012 – 2021

(normalårsklima) anvendes for at belyse status quo uden Fødevare‐ og

Landbrugspakken og uden baselineeffekter

Udvikling i udvaskning uden FLP lempelser og med gradvis indfasning af

baselineeffekter herunder teknisk justering af landbrugs areal

Udvikling i udvaskning med FLP lempelser (ophør af reducerede gødskningsnormer

der indfases med 2/3 i 2016 og 1/1 herefter, samt fra og med 2016 delvis ophør med

forbud mod jordbearbejdning). Gradvis indfasning af baselineeffekter herunder

teknisk justering af landbrugs areal

Som scenarie 2, men uden baseline effekten teknisk justering af landbrugs areal

Som scenarie 2 men inkl. FLP kompenserende virkemidler (gradvis indførelsen af

skovrejsning fra og med 2017 og fuld effekt af MFO efterafgrøder fra og med 2016).

Som scenarie 4 men uden baseline effekten teknisk justering

Som scenarie 4 men med udvaskning i 2016 beregnet med 60 % udnyttelse af 2/3 af

tilpasset norm for 2016 (i stedet for 100 %)

Som scenarie 5 men med udvaskning i 2016 beregnet med 60 % udnyttelser af 2/3

del af tilpasset norm for 2016 (i stedet for 100 %)

Scenarie 1

(med teknisk justering)

Scenarie 2

(med teknisk justering)

Scenarie 3

(uden teknisk justering)

Scenarie 4

(med teknisk justering)

Scenarie 5

(uden teknisk justering)

Scenarie 6

(med teknisk justering)

Scenarie 7

(uden teknisk justering)

Den totale årlige udvaskning for både langtids‐ og korttids scenarier er gengivet i Tabel 10, se evt. Tabel 9

for beskrivelse af scenarier. I rapportens resultat afsnit (Kapitel 7) er der gengivet resultater på baggrund af

beregninger med to reference scenarier: scenarie 0 (2012 status quo) og scenarie 1 (udvikling i udvaskning

uden FLP lempelser og – tiltag, men med inddragelse af baselineelementer herunder teknisk justering) og

et udviklingsscenarie: scenarie 4 (udvikling i udvaskning med FLP lempelser og – tiltag, og med inddragelse

af baselineelementer herunder teknisk justering).

Tabel 10. Samlet årlig udvaskning for hele landet fra rodzonen for samtlige scenarier i tusind ton N

2011

169

2012

168

2013

168

167

2014

168

166

2015

168

164

165

164

165

164

165

2016

168

163

172

174

170

172

166

168

2017

168

161

175

178

173

176

173

176

2018

168

160

174

178

172

176

172

176

2019

168

158

173

178

171

175

171

175

2020

168

157

172

177

169

175

169

175

2021

168

155

171

177

168

174

168

174

Scenarie 0

Scenarie 1

Scenarie 2

Scenarie 3

Scenarie 4

Scenarie 5

Scenarie 6

Scenarie 7

Scenarierne består af kombinationer af de landsdækkende modelberegninger (LMB_0 – LMB_7),

grundvandsrelevante baseline elementer (BL) fra FLP som beskrevet i Jensen et al. (2016) og specifikke FLP

lempelser og ‐ tiltag (LP). Endvidere fokuseres på såvel korttids‐ som langtidseffekter. Korttidseffekterne

beskriver merbelastningen som følge af indfasningen af FLP i 2016, 2017 og 2018, mens langtidseffekter ser

på den samlede effekt af FLP og BL i det længere løb (efter 2021) med både negative og positive

belastningseffekter og den samlede virkning. Disse scenarier er defineret med og uden nedgang i det

dyrkede areal (teknisk justering) og ved at angive en procentvis implementeringsgrad af baselineelementer

og Fødevare‐ og Landbrugspakke tiltag.

Tabel 11 Beskrivelse af de forskellige scenarier med og uden teknisk korrektion. Hvert scenarie er defineret

med forskellige kombinationer af baselineelementerne (Forkortet BL, beregnet i Jensen et al. (2016) og

fordelt på årene fra 2012‐2100) samt planlagte virkemidler og lempelser (Forkortet LP). Alle elementerne er

fastholdt fra 2021 frem til 2100 i kvælstofmodellen for at vurdere den langsigtede effekt på

grundvandsmagasinerne. Den procentvise implementering af de enkelte elementer er angivet i tabellen

Scenarie 0

(uden teknisk justering)

Scenarie 1

(med teknisk justering)

Scenarie 2

(med teknisk justering)

Element 2012 2013

LMB_0

100 100

LMB_1

BL_1

BL_2

LMB_1

LMB_3

LMB_4

BL_1

BL_2

LP_3

2014

100

2015 2016 2017 2018 2019 2020 2021 2100

100

100 100 100

89 100

100

100 100 100

89 100

100 100 100

100

Scenarie 3

(uden teknisk justering)

LMB_0

LMB_2

LMB_5

BL_1

BL_2

LP_3

100

100a 100 a 100 a

100

Scenarie 4

(med teknisk justering)

LMB_1

LMB_3

LMB_4

BL_1

BL_2

LP_1

LP_2

LP_3

LMB_0

LMB_2

LMB_5

BL_1

BL_2

LP_1

LP_2

LP_3

LMB_1

LMB_3

LMB_6

BL_1

BL_2

LP_1

LP_2

LP_3

100

Scenarie 5

(uden teknisk justering)

Scenarie 6

(med teknisk justering)

LMB_0

100

LMB_2

LMB_7

BL_1

BL_2

LP_1

LP_2

LP_3

Udvaskningen beregnet for 2012 er fastholdt for alle årene.

Scenarie 7

(uden teknisk justering)

6. Metodik for belastningsopgørelser

I dette kapitel beskrives hvordan nitratbelastning til magasiner og dermed grundvandsforekomster beregnes,

og hvordan kompensationsbehov bliver opgjort og koblet tilbage til indsatsbehov på ID15 skala på

overfladen, som tidligere beskrevet under modeludvikling. I modsætning til opgørelsen af belastning fra

rodzonen til overfladevandet (vandløb og søer) og kysten opgøres i denne redegørelse belastningen af

grundvandsmagasiner, både overfladenære magasiner og dybere beliggende magasiner.

Opgørelse af magasinkompensationsbehov

Modellen beregner udviklingen i magasinbelastningen som følge af scenarier for udvaskning af nitrat fra

rodzonen. Hvorvidt merbelastning af et magasin medfører et kompensationsbehov, baseres på en række

betingelser. Naturstyrelsen har i opdrag til projektgruppen beskrevet fire forskellige kriterier for et

kompensationsbehov:

1. Differens betragtning: Den langsigtede forskel i belastning mellem nul‐scenariet og de enkelte

scenarier

2. Grænseværdibetragtning: Den langsigtede difference mellem de enkelte scenarier og

grænseværdien (andelen af nitrat der medfører overskridelsen af en grænseværdi, f.eks. 50 mg/l, i

det tilstrømmende vand)

3. Differens over grænseværdibetragtning: Forskel mellem to scenariers magasinbelastning over

grænseværdien, dvs. et kompensationsbehov svarende til at undgå en forringelse over

grænseværdien ift. udgangssituationen (svarende til den mindste af opgørelserne i pkt. 1. og pkt. 2.).

4. Volumen betragtning: Andel af det totale volumen, der er sikret god tilstand ift. nitrat (god tilstand

forstået som enten reduceret eller med tilstrømmende vand under en grænseværdi).

Opgørelse af magasinkompensationsbehov ift. differencebetragtninger

Differens betragtningen opgøres som forskellen mellem steady‐state massebelastninger til et magasin

opgjort for to udvaskningsscenarier (kg N) defineret i tabel 11. Belastningen under ligevægt (steady state,

dvs. at størrelsen og retning af grundvandstrømme er konstant og ikke ændres over tid). Scenarie nul

anvendes som reference scenarie, som fratrækkes steady‐state belastningen for scenarierne, og på den måde

opgøres kompensationsbehov for magasiner dvs. som merbelastningen af magasinet set på langt sigt.

Steady‐state

for nul scenariet svarer i princippet til at al magasinbelastning kan henføres til en

klimanormaliseret udvaskning fra rodzonen i 2012. Kompensationsbehovet opgøres for hvert magasin. Et

positivt kompensationsbehov betyder at den langsigtede belastning til magasinet er større ved det givne

scenarie end for scenarie 0, mens et (hypotetisk) negativt kompensationsbehov betyder at belastningen er

mindre.

Opgørelse af magasinkompensationsbehov ift. grænseværdibetragtninger

Der anvendes en grænseværdi svarende til grænseværdien for nitrat (NO3) i drikkevand på 50 mg/liter og en

grænseværdi på 75 % af denne (37,5 mg/liter). Da modellen simulerer massetransport og ikke

koncentrationer, er grænseværdierne omregnet til en grænseværdi for massebelastning til de enkelte

Steady‐state situationen udregnes ved at alle partikler tildeles en masse svarende til scenarieudvaskningen fra rodzonen

(500x500m grid) for år 2021, derefter summeres dette til en given masse tilstrømning pr år pr magasin (blandt de partikler der er

registreret i magasinet uden først at være registreret i redox)

magasiner, dvs. den massetilførsel, som et magasin med en given grundvandsdannelse kan tåle, før det iltede

infiltrerende vand har en nitratkoncentration, der overskrider grænseværdien

Grænseværdien for massetilførsel er opgjort for tilstrømning til de oxiderede dele af magasinerne.

Massetilførslen til de reducerede dele af magasinerne er i modellen antaget at være nul.

Opgørelse af magasinkompensationsbehov ift. difference over grænseværdi

For alle kortsigtede belastninger udregnes differencen (i belastning til et magasin) mellem to scenarier, men

kun den del af belastningen som ligger over grænseværdien medtages i opgørelsen til beregning af

magasinkompensationsbehovet.

Beregningen foretages på den tidslige udvikling i belastning til magasinerne og kan relateres til forskelle i

udvaskningsscenarier. For at kunne relatere forskellen direkte til et enkelt infiltrationsår er det således

nødvendigt at udvikle ens scenarier på nær det enkelte infiltrationsår. Da kun den del af forskellen mellem

scenarier, der overstiger grænseværdien, medtages, tages både perioden op til det konkrete år og perioden

efter det konkrete år med i opgørelsen for kompensationsbehovet. Vand og dermed også nitrat

tilstrømningen fra et opland til et magasin spredes ofte over flere år, hvilket betyder at merbelastningen også

skal opgøres over flere år.

Figur 13 viser et eksempel på, hvordan forskelle mellem to scenarier udvikler sig som følge af, at der er forskel

i udvaskning fra rodzonen for årene 2016‐2018. De grønne kasser afgrænser den del af forskellen, som ligger

over en given grænseværdi, her omregnet til en grænsebelastning for det givne magasin på 7400 kg N/år.

Det grønne område summerer til ca. 1075 kg N for hele perioden, dvs. i gennemsnit ca. 358 kg N/år eller godt

4 % af den årlige belastning til magasinet. Bemærk, at påvirkningen fra forskellen årene 2016‐2018 påvirker

forskellen i belastning til magasinet frem til og med 2020 som følge af spredning i transporttider til magasinet.

Grænseværdi for magasin massetilførsel [kgN/år] = arealet hvor grundvandsdannelse foregår til den oxiderede del af magasinet

(m2) x grundvandsdannelsen til den oxiderede del af magasinet (mm/år) x en omregningsfaktor [1/1000.000 kg pr mg] x mol

fraktionen N/NO3 [14/(14+3*16)] x grænseværdien [50 hhv 37,5 mg/l].

Figur 13 Eksempel på opgørelse af kompensationsbehov ift. difference over grænseværdi (dvs. undgå

forringelsen). Kompensationsbehov opgjort ved denne metode er angivet med grønne kasser, bemærk kun

den del af differencen, som ligger over grænseværdien (fed linje), medregnes.

Volumen betragtninger

I vandrammedirektivet er det accepteret, at mindre dele af den enkelte grundvandsforekomst kan overskride

grænseværdier, uden at det nødvendigvis medfører et skift af tilstandsklasse og dermed en forringelse af

grundvandsforekomsten. For at inddrage dette er der lavet en vurdering af hvor stor en andel af magasiner

og grundvandsforekomster, som modtager en kvælstofmængde, som afstedkommer en koncentration over

grænseværdien.

For hvert magasin er der opgjort hvor stor en andel af magasinvolumenet, som er oxideret

(”magasin_grunddata” i datafilen til denne rapport, se evt. Bilag 2). Ved anvendelse af volumenbetragtninger

indgår belastningen til et givet magasin kun i kompensationsbehovsopgørelsen, såfremt den oxiderede del

af magasinet er større end en given andel af total volumen. Der er opgjort kompensationsjusteringer for

volumen andele på 10 % og 20 %.

For hver grundvandsforekomst er der desuden opgjort, hvorvidt de enkelte magasiner i forekomsten

modtager oxideret vand med indhold over grænseværdien. Kun hvis volumen af de oxiderede dele af

magasinerne, der modtager vand med en belastning over en grænseværdi, overstiger en given volumen andel

(10 % hhv. 20 %) af en forekomsts total volumen, opgøres der et forekomst kompensationsbehov. Figur 16

viser de kortsigtede kompensationsbehov for grundvandsforekomster for scenarie 4 ift. scenarie 0 ved

anvendelse af afskæringskriterier 0, 10 og 20 %. Ved volumenbetragtning på 0 % opgøres således et

kompensationsbehov, uanset at det belastede volumen er uendelig lille ift. det samlede magasin volumen,

mens en volumenbetragtning på 20 % betyder, at mindst 80 % af magasinets total volumen har koncentration

i det tilstrømmende vand, der er mindre end eller lig med en given grænseværdi.

Kobling af magasin kompensationsbehov med ID15 indsatsbehov

De enkelte magasiners kompensationsbehov skal oversættes til et indsatsbehov ift. reduktion af udvaskning

af kvælstof fra rodzonen. Dette kan opgøres efter en række forskellige principper, hvor der i resultaterne er

præsenteret tre forskellige: (I) et summeret indsatsbehov på ID15 niveau, (II) et indsatsbehov ligeligt fordelt

på markblokke indenfor et ID15 opland og (III) et indsatsbehov opgjort som ligeligt fordelt, men hvor

indsatsen ikke kan overstige merudvaskningen fra rodzonen. I det efterfølgende redegøres kort for

metodikken bag de tre forskellige principper. Fælles for metoderne er, at kompensationsbehovet fordeles

efter belastningsandele fra de bidragende ID15oplande, men hvor under (I) indsatsen summeres på ID15

niveau og for (II) og (III) justeres ift. hvor stor en andel af den samlede N udvaskning fra ID15, der ender i

magasinet (magasin specifik N‐retention parallelt til kystopland specifik N‐retention der kendes fra

retentionskortet, jf. Højberg et al. 2015).

Massebelastningen til de enkelte magasiner opgøres i andele, som stammer fra forskellige ID15 oplande.

Magasinernes kompensationsbehov fordeles herefter proportionalt ift. disse andele (som altid summerer til

100 % for et magasin) til kompensationsbehovsandele. I eksemplet fra Figur 12 fremgår det, at 50 % af

belastningen til magasin 1 stammer fra ID15‐1 og 50 % fra ID15‐2. I dette tilfælde fordeles

kompensationsbehovet for magasin 1 på 50 % til ID15‐1 og 50 % til ID15‐2.

Summeret indsatsbehov

Det summerede indsatsbehov opgøres ved at addere magasin kompensationsbehovsandele for hvert ID15,

fra magasiner, der modtager belastning fra dette ID15. Ved en målrettet indsats til kun de områder indenfor

ID15, som bidrager med belastning til magasinerne, ville det summerede indsatsbehov være dækkende for

magasinernes kompensationsbehov. Den summerede indsats dækker over en detaljeringsgrad svarende til

mindste beregningsenhed (1 ha), mens modellen er kalibreret og testet på ID15 niveau (ID15 niveau svarer

til ca. 1500 ha). Der er således et stort misforhold mellem beregningsskala og kalibreringsskala, og der er i

dette projekt ikke gennemført vurderinger af hvad dette misforhold betyder for opgørelsen. En eventuel

indsats svarende til den summerede indsats skulle i givet fald målrettes på ha skala indenfor det givne ID15,

men da modellen hverken er testet eller kalibreret til denne skala vil resultaterne være forbundet med

uacceptabel stor usikkerhed. De primære usikkerhedsfaktorer er formodentligt knyttet til den

hydrogeologiske model (behov for hydrogeologisk model med meget større opløsning) og redox zoneringen,

samt at udvaskningen indgår i modellen på 25 ha (500m x 500m) grid niveau. Udvaskningsberegninger på

denne skala (100 x 100 meter) vil kræve et bedre datagrundlag for jordtyper i rodzonen og

dyrkningsoplysninger, hertil kommer et betydelige behov for flere vand‐ og kvælstof observationer for at

kunne påbegynde en egentlig model kalibrering/validering til denne skala.

Figur 14 Eksempel på før (venstre) og efter (højre) belastnings fordeling indenfor et ID15 med påvirkning af

et magasin

Som eksempel på opgørelsen af det summerede indsatsbehov tages udgangspunkt i ovenstående

simplificerede udvaskning (Figur 14). I dette tænkte eksempel af før og efter tilstand ses, at kun et lille areal

indenfor ID15 oplandet bidrager med belastning til magasinet, og at belastningen til magasinet slår direkte

igennem (ingen reduktion i jordlag for transporten frem til magasinet) fra dette areal. En indsats i dette ID15

opland ville derfor kun have effekt såfremt det blev målrettet dette areal, mens indsatser i andre dele af ID15

oplandet ingen effekt ville have på magasinet (f.eks. gennemstrømmer jordlag hvor nitraten fjernes ved

reduktion). Opgøres magasin kompensationsbehovet til 50 kg N (merbelastnings betragtning), så ville det

summerede indsatsbehov tilsvarende kunne opgøres til 50 kg N, da alt belastning til magasinet stammer fra

dette ID15 (100 % af magasin kompensationsbehovet).

Lige fordelt indsatsbehov

For hvert ID15 opgøres der, hvor stor en andel af den samlede udvaskning fra markblokke som havner i et

givent magasin (som i modsætning til summeret indsatsbehov normalt ikke summer op til 100 %, dels fordi

noget af kvælstofudvaskning vil fjernes ved reduktion før magasinerne, og dels fordi noget af

kvælstofudvaskningen strømmer til overfladevandssystemet uden at ramme et magasin undervejs). Denne

andel er efterfølgende normaliseret til at ligge mellem 1‐100 %. Dette er sket, dels for at sikre at meget små

andele ikke vil forrykke den samlede indsats urealistisk (ikke andele under 1 %), og dels for at sikre at

ID15’ere, hvor markblokkene udgør meget små arealer ift. det totale ID15 areal, også får et indsatsbehov,

der kan modsvare magasinkompensationsbehovet (ikke andele over 100 %). Selvom det er udvaskningen fra

markblokkene, som bruges til at udregne denne andel, må indsatsen ift. grundvand forventes at blive

målrettet velbeskrevne områder indenfor ID15 og ikke på markblok niveau da ID15 oplands skala er N

modellens rumlige opløsning.

For at udregne indsatsbehovet relativt til udvaskningen fra markblokkene, herefter kaldet ”relativt magasin‐

kompensationsbehov”, korrigeres et givent magasins kompensationsandel for retention mellem rodzone og

magasin, dvs magasinets ID15 kompensationsandel divideres med andelen af den samlede ID15

rodzoneudvaskning fra markblokke der havner i det givne magasin. Det lige fordelte indsatsbehov på ID15

niveau opgøres herefter som det største relative magasinkompensationsbehov blandt magasiner der

modtager vand herfra.

Figur 15 Eksempel på før

og nu belastnings fra et ID15 med påvirkning af et magasin Den tilsyneladende

forskel i retention skyldes, at retentionen varierer for alle grid og ét udvaskningsmønster vil give én samlet

ID15 retention, mens en anden fordeling af udvaskningen vil resultere i en anden samlet retention, jf.

strømning og belastning er identisk med Figur 14, men nu opgjort på ID15 skala.

Med udgangspunkt i regneeksemplet fra opgørelsen af det summerede indsatsbehov modificeres Figur 14

svarende til at vi ikke kender variationerne i udvaskning indenfor ID15, men kun resultatet af før og efter

udvaskningen i Figur 15 på ID15 skala, hvilket svarer til det skala niveau som kvælstofmodellen er kalibreret

til. Fra før situationen ved vi, at for hver 200 kg N, der udvaskes fra rodzonen, havner de 50 kg N i magasinet

(den magasin specifikke retention er 1‐50/200 = 75 %), dvs. for hver gang vi skal justere tilstrømningen til

magasinet med ét kg N skal vi reducere udvaskning fra rodzonen med 4 kg (kun en kompensationseffekt på

25 %). Tilsvarende i opgørelsen af det summerede indsatsbehov, hvis kompensations behovet opgøres til 50

kg N betyder det, at det lige fordelte indsatsbehov kan opgøres til 50 kg N / (50/200) = 200 kg N

(kompensationsbehov / kompensationseffekt).

Loft over lige fordelte indsats opgørelser

Som det kan ses af regneeksemplet ovenfor har en opgørelse af lige fordelt indsatsbehov på ID15‐niveau

det paradoks, at det i nogle tilfælde medføre et højere indsatsbehov end merudvaskningen (200 kg N ift. en

stigning i udvaskning fra 200 til 300 kg N). Det skyldes primært variationen i udvaskning indenfor ID15‐

oplandet. Der vil være nogle delområder inden for ID15‐oplandet, som bidrager med væsentlig større

magasinbelastning end andre dels som følge af forskelle i N‐reduktion indenfor oplandet og dels som følge

af forskelle i rodzone merudvaskning inden for oplandet. Det, at modellen beregner i totalbelastninger og

ikke kun merbelastninger, fordi det ellers ikke er muligt at afskære ift. en grænseværdi (50 mg NO3/l),

medfører, at der ikke er nogen direkte kobling til merudvaskningen.

Beregninger med loft sikrer, at den opgjorte indsats på ID15 niveau maksimalt svarer til merudvaskningen

fra rodzonen (dvs. loft indsatsen er den mindste af enten den lige fordelte indsats eller forskellen mellem

scenarie udvaskninger begge opgjort på ID15 niveau). Med udgangspunkt i regneeksemplet ovenfor, hvor

det lige fordelte indsatsbehov er opgjort til 200 kg N, vil anvendelse af loft betragtningen reducere

indsatsopgørelsen til 100kg N, svarende til forskellen i rodzone udvaskning fra de to scenarier.

7. Præsentation af resultater

Der er for alle scenarier beskrevet i Kapitel 5 dels beregnet kompensationsbehov på hhv. magasinniveau og

grundvandsforekomstniveau, og dels beregnet et resulterende ID15 indsatsbehov som hhv. summeret og lige

fordelt med og uden anvendelse af loft. Som beskrevet i kapitel 6 betyder et summeret indsatsbehov, at

indsatsen placeres målrettet på de områder, der direkte i modelberegningerne bidrager til merbelastningen,

mens det lige fordelte indsatsbehov ikke målrettes under ID15 oplands niveau (lige fordelt indsats på

landbrugsarealer). De fleste scenarier skal sammenlignes parvis for at kunne vurdere forskellige effekter af

baseline og Fødevare og Landbrugspakke (FLP) lempelser og tiltag, f.eks. kan effekten af at medtage teknisk

justering af landbrugsareal opgøres ved parvis sammenligning af scenarie 4 og 5, scenarie 2 og 3 eller scenarie

6 og 7, og effekten af virkemidlerne skovrejsning og MFO‐efterafgrøder opgøres ved parvis sammenligning

af scenarie 2 og 4 eller scenarie 3 og 5. Tabel 12, Tabel 13 og Tabel 14 viser summerede landstal for

indsatsbehov for 2016, 2017 og 2018 med henblik på at undgå merforringelse af grundvandet som følge af

fuld implementering af FLP lempelser og tiltag i forhold til reference året 2012 (scenarie 4 ift. scenarie 0).

Tabel 15, Tabel 16 og Tabel 17 viser summerede landstal for indsatsbehov for 2016, 2017 og 2018 med

henblik på at undgå merforringelse af grundvandet som følge af fuld implementering af FLP lempelser og

tiltag ift. en situation hvor FLP ikke er implementeret (scenarie 4 ift. scenarie 1).

For alle scenarier er der beregnet kortsigtede indsatsbehov opgjort for årene 2016, 2017 og 2018 med og

uden anvendelse af loft jf. kap 6. Det langsigtede indsatsbehov opgøres for en ligevægtssituation med

scenarieudvaskninger fra 2021. For en nærmere beskrivelse af begreber og metodik henvises til kapitel 6.

Alle hovedresultater ligger samlet i en datafil vedhæftet denne rapport. Datafilen indeholder dels

udvaskningen fra rodzonen de enkelte år for de forskellige scenarier, dels belastningsudvikling til og med

2030 for de enkelte magasiner, dels kompensationsbehov beregnet for de tre volumen betragtninger (jvf.

Kapitel 6) og dels ID15 indsatsbehov som beregnet som (I) summeret, (II) lige fordelt og (III) lige fordelt ved

anvendelse af loft betragtning. Indholdet i datafilen er kort beskrevet i Bilag 2.

I det følgende afsnit præsenteres en række kort baseret på beregninger af den kortsigtede forskel mellem

scenarie 4 (udvaskning med FLP lempelser og tiltag, samt baselineelementer, inkl. teknisk justering) og

scenarie 0 (2012 status quo, dvs. rodzone udvaskning for 2012 er gentaget for alle år), da der fra

projektrekvirentens (SVANA) side har været fokus på hvorvidt miljøpåvirkningen i årene 2016‐2018 af FLP

medfører en forringelse i forhold til situationen i 2012. Kortformaterne er fremstillet i GIS ved visualisering

af data fra den vedhæftede datafil, hvorfra der kan fremstilles tilsvarende kortmateriale for sammenligningen

mellem scenarie 4 og 1, samt andre relevante sammenligninger. For nærmere beskrivelse af de enkelte

scenarier henvises til Kapitel 5. De præsenterede kort er udvalgt primært for at vise betydningen af nogle af

de valg der er gjort undervejs i modelprocessen og sekundært for at vise variationer og ligheder i

indsatsbehov/kompensationsbehov på tværs af landet. Beregningerne af magasin og

grundvandsforekomsters kortsigtede kompensationsbehov for at undgå merforringelse udgør forskellen

mellem den tidslige udvikling af to scenarier, men kun den del af differensen, som ligger over en given

grænseværdi er medregnet, jvf. Figur 13.

Kompensationsbehovet er opgjort for de enkelte magasiner, i det omfang at det oxiderede volumen (den del

af magasinet som er påvirket af kvælstof belastning) overstiger en volumenandel af det samlede

magasinvolumen svarende til 0, 10 % eller 20 %, herefter benævnt volumen afskæringskriterie. Principielt

laves vurderingen først på magasinniveau og herefter på grundvandsforekomstniveau. For at illustrere

forskelle som følge af anvendelse af volumen afskæringskriterierne er der på Figur 16 A‐C vist de kortsigtede

kompensationsbehov for 2017, hvor der accepteres en merbelastning over grænseværdien for henholdsvis

0 % (A), 10 % (B) og 20 % (C) af grundvandsforekomst volumen for scenarie 4 ift. scenarie 0 (omfanget af

merbelastning til magasiner over grænseværdien ift. en situation med status quo siden 2012).

Figur 16 Opgjort kompensationsbehov (ikke forringelse) i 2017 for grundvandsforekomster for scenarie 4 ift.

scenarie 0 (benævnt sce24_2017Gvf i Bilag 2) ved anvendelse af volumen afskæringskriterier på 0 % (Figur

16 A), 10 % (Figur 16 B) og 20 % (Figur 16 C)). Alle tal er gjort relative til grundvandsdannelsen [m³] til de

oxiderede dele af magasinerne (benævnt GvdVolOx i Bilag 2) og omregnet til mg NO3/l.

De beregnede magasinkompensationsbehov, opgjort i Figur 16 nederst (20 % volumen afskæringskriterie),

omregnes i modellen dels til et summeret indsatsbehov og dels til et lige fordelt indsatsbehov på ID15‐

niveau. Forskellene i indsatsbehov er illustreret på Figur 17. Sammenstilling af placeringen af magasiner

med kompensationsbehov vist på Figur 16C og ID15’ere med summeret indsatsbehov på Figur 17 A viser, at

de store magasinkomplekser i det vest‐ og nordjyske giver nogle relativt store summerede indsatsbehov på

ID15 skala, mens de noget mindre magasiner i det fynske og sjællandske betyder, at de summerede ID15

indsatsbehov er noget mindre. For de lige fordelte indsatsbehov er det de små magasiner med stort

kompensationsbehov, der slår igennem på opgørelsen af ID15 indsatsbehovet. Forholdet mellem de to

opgjorte indsatsbehov, kan bruges til at vurdere betydningen af placering af en indsats indenfor de enkelte

ID15’ere. Forudsættes det, at modellen kan reproducere fordeling af udvaskning/transport indenfor ID15,

betyder det, at jo’ større forskel der er mellem lige fordelt og summeret indsats opgørelser, des større

betydning har den rumlige fordeling af indsatser.

Alle figurer om indsatsbehov er normaliseret efter det dyrkede markblok areal (2011). Enkelte ID15 oplande

har et meget lille markblokareal (<100 ha), hvilket kan give nogle urealistiske store indsatsbehov opgjort ift.

dyrket areal. Det skyldes, at den summerede belastning fra markblok arealet er meget lille ift. udvaskningen

fra skovarealer (5 k gN/ha) og naturarealer (2 kg N/ha). Disse ID15 oplande er ikke medtaget på Figur 17. Det

på figuren udeladte indsatsbehov udgør mindre end 4 ‰ af det samlede indsatsbehov (opgjort ift. summeret

indsats for 2017 fra Tabel 12).

Figur 17 Opgjort indsatsbehov i 2017 for scenarie 4 ift. scenarie 0 ved 20 % volumenafskæringskriterie

(Sce24_2017Gvf) angivet i kg N/ha markblok areal (mbha_active). Indsatsbehovet vises som hhv. det

summerede (SUM) indsatsbehov (A) og det lige fordelte (MAX) indsatsbehov på ID15‐niveau (B).

Indsatsbehovet er beregnet på basis af de grundvandsforekomst kompensationsbehovet der er angivet på

Figur 16 C.

Som det ses af Figur 17 og af tabellerne Tabel 12 (summeret indsats), og Tabel 13 (lige fordelt indsats) kan

der være betydelig forskel på om indsatsen opgøres summeret eller lige fordelt (der er anvendt samme

farveskala på figuren). For en nærmere beskrivelse se beskrivelserne: summeret indsatsbehov og lige fordelt

indsatsbehov kap 6.

Det kortsigtede indsatsbehov er opgjort som den del af forskellen i belastning fra rodzonen for årene 2016‐

18, der bidrager til merforringelse af tilstanden i grundvandsforekomsterne, jvf. kapitel 6. I det efterfølgende

præsenteres kortsigtede indsatsbehov for 2016, 2017 og 2018 for scenarie 4 ift. scenarie 0 (benævnt sce24 i

Bilag 2 og 3). Resultater er opgjort på følgende vis: der er for hvert scenarie og hver grundvandsforekomst

beregnet kompensationsbehov med anvendelse af 20 % volumen betragtning. Herefter er

kompensationsbehovet omregnet til et lige fordelt indsatsbehov på ID15 opland skala med anvendelse af loft

svarende til merbelastningen for det pågældende år.

Figur 18 Forskel i udvaskningen mellem scenarie 4 for 2017 og scenarie 0 for 2012 (merb_sce24_2017) gjort

relativ ift. ha markblok areal indenfor det enkelte ID15 (mbha_active)

Anvendelse af loft i indsatsopgørelsen betyder, at indsatsen i en række ID15’ere ikke opgøres højere end

merudvaskningen fra rodzonen det pågældende år ift. referencescenarie året. Figur 18 viser

merudvaskningen for året 2017 for scenarie 4 (udvaskning med FLP lempelser og tiltag samt baseline

elementer inkl. teknisk justering) sammenlignet med scenarie 0 (udvaskningen i 2012). Den samlede

merudvaskning for de enkelte år kan i afrundede tal aflæses af Tabel 10, for scenarie 4 år 2017 ift. scenarie

0 år 2012 udgør denne merudvaskning godt 5000 ton N (173‐168). Anvendes merudvaskning fra Figur 18

som loft for indsatsopgørelsen opgjort på Figur 17B, fås resultatet som vist på Figur 20 (alle for året 2017).

Det skal bemærkes at det tilsvarende loft for beregningen af den aktuelle situation med og uden FLP

lempelser og tiltag, dvs. scenarie 4 ift. scenarie 1 (benævnt Sce4 i Bilag 2 og 3) fra Tabel 10 kan opgøres til

godt 12.000 ton N (173 ‐ 161) for 2017.

For øerne: Sejerø, Læsø, Anholt, Samsø, Endelave og Tunø, som ikke er dækket af modelberegningerne, er

omsætning af N i undergrunden ikke beregnet direkte i modellen. Det kortsigtede indsatsbehovet for disse

områder er opgjort ud fra en betragtning om, at det nydannende grundvand som gennemsnit ikke må

forringes ift. overskridelse af grænseværdien for nitrat i drikkevand (50 mg NO3/l). Når denne metodik

anvendes direkte på udvaskningen fra rodzonen, så er det kun på Samsø, at der identificeres områder, hvor

scenarie 0 udvaskning fra rodzonen gennemsnitligt ligger over grænseværdien, og kun for 2017 at scenarie 4

udvaskningen fra rodzonen ligger højere end scenarie 0. Indsatsbehovet (som svarer til merudvaskningen)

opgjort efter denne metodik er beregnet til ca. 1.400 kg N (svarende til ca. 0,25 kg N/ha), hvilket udgør mindre

end 1 promille af det landsdækkende summerede kortsigtede indsatsbehov opgjort i Tabel 14.

Figur 19 Opgjort indsatsbehov fordelt på ID15 niveau i 2016 for scenarie 4 ift. scenarie 0 (Sce24_2016Gvf)

ved 20 % volumenafskæringskriterie angivet i kg N/ha markblok areal (mbha_active). Indsatsen er beregnet

som lige fordelt under forudsætning af indsatsen på ID15 niveau ikke kan overskride merudvaskningen

(LOFT).

Figur 20 Opgjort indsatsbehov fordelt på ID15 niveau i 2017 for scenarie 4 ift. scenarie 0 (Sce24_2017Gvf)

ved 20 % volumenafskæringskriterie angivet i kg N/ha markblok areal (mbha_active). Indsatsen er beregnet

som lige fordelt under forudsætning af indsatsen på ID15 niveau ikke kan overskride merudvaskningen.

Figur 21 Opgjort indsatsbehov fordelt på ID15 niveau i 2018 for scenarie 4 ift. scenarie 0 (Sce24_2018Gvf)

ved 20 % volumenafskæringskriterie angivet i kg N/ha markblok areal (mbha_active). Indsatsen er beregnet

som lige fordelt under forudsætning af indsatsen på ID15 niveau ikke kan overskride merudvaskningen.

Da nitratbelastning vurderes både på magasin‐ og grundvandsforekomst niveau, og der er store forskelle i

(den oxiderede del af) volumen blandt magasiner og forekomster, bliver nitrat tilført fra ID15 oplande

opblandet i meget forskellige vand volumener og dermed til forskellige koncentrationer. Derfor kan der være

magasiner, hvis oxiderede del har nitratkoncentrationer, der er over grænseværdien, men hvor magasinet er

en del af en grundvandsforekomst med andre magasiner, hvorved den samlede koncentration for hele

forekomsten kan være lavere end grænseværdien. Således er det vigtigt at skelne mellem opgørelser på

magasin og forekomstniveau.

Det samlede indsatsbehov på landsplan er i nedenstående tabeller opsummeret for så vidt angår

indsatsbehovet opgjort både summeret og lige fordelt, samt lige fordelt med anvendelse af loft. Opgørelsen

af lige fordelt indsatsbehov på ID15‐niveau medfører (som beskrevet i kapitel 6) lidt paradoksalt i nogle

tilfælde et større opgjort indsatsbehov end beregnet merudvaskning. Anvendelsen af loft betyder, at det lige

fordelte indsatsbehov er justeret, så det opgjorte indsatsbehov maksimalt svarer til forskellen i

rodzoneudvaskning mellem de to scenarier.

Tabellerne indeholder kortsigtede indsatsbehov opsummeret for to scenarie sammenligninger, dels scenarie

4 relativt til scenarie 0 (Tabel 12, Tabel 13 og Tabel 14), dvs. forskel mellem forventet tilstand efter FLP og

tilstand ved 2012 status quo (navngivet sce24 i Bilag 2 og 3), og dels for scenarie 4 ift. scenarie 1 (Tabel 15,

Tabel 16 og Tabel 17), dvs. forskellen mellem forventet tilstand med og uden FLP opgjort for de aktuelle år

(også navngivet sce4 i Bilag 2 og 3).

Det summerede indsatsbehov er ens med magasinkompensationsbehov, men beregnet baglæns fra

magasinet og op til landbrugsarealet på ID15 oplandsskala (1500 ha). En forudsætning for pålideligheden af

det summerede indsatsbehov beror på muligheden for at skelne mellem klynger af markblokke indenfor ID15

områder ift. udvaskning fra rodzonen der belaster de oxiderede andele af magasinerne. Som beskrevet i

kapitel 6, så dækker det summerede indsatsbehov over en detaljeringsgrad svarende til mindste

beregningsenhed (1 ha), men det har samtidigt den udfordring at datagrundlaget ikke tillader en tilsvarende

præcision i beregningerne. Modellen er kalibreret og testet på ID15 niveau (ID15 niveau svarer til ca. 1500

ha), hvilket medfører at usikkerheden ved udpegning (klynger af) markblokke indenfor ID15 skala vha.

kvælstofmodellen ikke er kvantificeret (Højberg et al. 2015), men at den forventeligt vil være stor (Hansen et

al., 2014).

Forholdet mellem det summerede og lige fordelte indsatsbehov afspejler primært, at det

mangelfulde vidensniveau på skalaen mindre end ID15 niveau gør det urealistisk at afgrænse netop de

områder, hvor udvaskning fra rodzonen belaster de oxiderede andele af magasinerne.

En lige fordelt indsats betyder, at det største magasinkompensationsbehov korrigeret for retention mellem

rodzone og magasin, kommer til at være bestemmende for indsatsbehovet for hele ID15 oplandet. Denne

indsats fordeles jævnt indenfor ID15 oplandet. Dette medfører samtidigt, at der kan være områder, der bliver

tildelt et indsatsbehov, som ikke påvirker kvaliteten af vandet i magasinet. Forskellen mellem lige fordelt

indsatsbehov og magasinkompensationsbehov (=summeret indsatsbehov) er ca. en faktor 4 i gennemsnit,

men dette varierer meget mellem oplandene. Anvendelse af loft betragtningen (dvs. at indsatsbehovet ikke

må overgå merbelastningen ved FLP) reducerer dette til en faktor 3 (dvs. 300 % af det beregnede

magasinkompensationsbehov). Det bemærkes, at anvendelse af dette loft medfører en større usikkerhed og

reelt betyder, at man antager, at indsatsen placeres samme steder indenfor ID15, som lempelsen påvirker

rodzoneudvaskningen.

Tabel 12 Summeret indsatsbehov [1000 ton N pr år] for scenarie 4 ift. scenarie 0 (2012)

År

2016

2017

2018

Magasin og forekomst

uden volumenafskæring

Magasiner med 20 %

volumenafskæring

Forekomster med 10 %

volumenafskæring

Forekomster med 20 %

volumenafskæring

0,6

1,6

1,2

0,4

1,0

0,7

0,4

1,0

0,8

0,3

0,8

0,6

Tabel 13 Lige fordelt indsatsbehov [1000 ton N pr år] for scenarie 4 ift. scenarie 0 (2012) uden loft

År

2016

2017

2018

Magasin og forekomst

uden volumenafskæring

Magasiner med 20 %

volumenafskæring

Forekomster med 10 %

volumenafskæring

Forekomster med 20 %

volumenafskæring

2,5

5,9

4,6

1,7

3,9

3,1

1,7

4,0

3,2

1,3

3,1

2,5

Tabel 14 Lige fordelt indsatsbehov [1000 ton N pr år] for scenarie 4 ift. scenarie 0 (2012) med loft

År

2016

2017

2018

Magasin og forekomst

uden volumenafskæring

Magasiner med 20 %

volumenafskæring

Forekomster med 10 %

volumenafskæring

Forekomster med 20 %

volumenafskæring

1,6

4,0

3,0

1,0

2,6

2,0

1,1

2,7

2,0

0,8

2,1

1,6

Tabel 15 Summeret indsatsbehov [1000 ton N pr år] for scenarie 4 ift. scenarie 1

År

2016

2017

2018

Magasin og forekomst

uden volumenafskæring

Magasiner med 20 %

volumenafskæring

Forekomster med 10 %

volumenafskæring

Forekomster med 20 %

volumenafskæring

2,4

3,9

1,4

2,2

2,3

1,5

2,4

1,2

1,9

Tabel 16 Lige fordelt indsatsbehov [1000 ton N pr år] for scenarie 4 ift. scenarie 1 uden loft

År

2016

2017

2018

Magasin og forekomst

uden volumenafskæring

Magasiner med 20 %

volumenafskæring

Forekomster med 10 %

volumenafskæring

Forekomster med 20 %

volumenafskæring

8,4

13,5

13,7

5,4

8,6

8,8

5,6

9,1

9,2

4,4

7,0

7,2

Tabel 17 Lige fordelt indsatsbehov [1000 ton N pr år] for scenarie 4 ift. scenarie 1 med loft

År

2016

2017

2018

Magasin og forekomst

uden volumenafskæring

Magasiner med 20 %

volumenafskæring

Forekomster med 10 %

volumenafskæring

Forekomster med 20 %

volumenafskæring

6,1

9,8

10,0

3,9

6,3

6,4

4,1

6,6

6,7

3,2

5,2

5,3

Den relative store forskel på om indsatsbehovet opgøres scenarie 4 ift. scenarie 0 eller ift. scenarie 1 afspejler,

at valget af reference år har betydning for hvordan effekten af baseline elementer, herunder hvorvidt teknisk

justering af landbrugsarealer, inddrages i beregningerne. Det større opgjorte kortsigtede indsatsbehov for

scenarie 4 ift.1 end for scenarie 4 ift. 0 skyldes ikke, at den samlede belastning af magasinerne er større, men

at valget af referenceperiode og dermed niveauet for referenceudvaskningen/belastningen er forskelligt.

Effekten af baselineelementerne på scenarie 1 (udvikling i udvaskning uden FLP lempelser og tiltag, men med

baseline elementer inkl. teknisk justering) fører til et fald i belastningen for de enkelte år der sammenlignes

med, mens udvaskningen er konstant for scenarie 0 (2012 udvaskningen fastholdt alle årene 2012‐2021).

8. Model usikkerheder

Den Nationale Kvælstofmodel er opbygget af tre eksisterende modelsystemer (1) NLES4, der er en empirisk

baseret model til beregning af årlig N‐udvaskning fra rodzonen for dyrkede arealer; (2) Den Nationale

Vandressource Model (DK‐model), som beskriver vandstrømninger og kvælstofomsætning i

grundvandszonen; (3) Overfladevandsmodeller, der er statistiske modeller til beregning af

kvælstofretentionen i hhv. vandløb, søer og etablerede vådområder. I nærværende beregninger anvendes

kun modelkomponenterne (1) og (2), da kvælstofomsætning i overfladevandssystemet (3) ikke forventes at

have feedback til grundvandsbelastningen.

Som beskrevet i Højberg et al. (2015) har transport og omsætning af kvælstof været undersøgt og modelleret

i adskillige studier, og der eksisterer således viden om de betydende processer, der også indgår som

delmodeller, i den Nationale Kvælstofmodel. Kvælstofmodellen udgør således det bedst tilgængelige

udgangspunkt dels for kvantificering af rumlig og tidslig udvikling af kvælstofbelastning fra rodzonen til

grundvandsmagasiner, og dels for udnyttelse af det eksisterende vidensgrundlag om landbrugets påvirkning

via rodzoneudvaskningen på grundvandskvaliteten. I nærværende projekt er kvælstofmodellen anvendt til

en række scenarieberegninger af, hvilken effekt ændrede gødningsnormer m.v., har på den samlede N‐

belastning til grundvandsmagasiner og

‐forekomster.

Kvælstofmodellen vurderes at være det bedst

tilgængelige faglige grundlag for at kunne vurdere indsatsbehovet med henblik på at imødekomme risikoen

for forringelser.

Kvælstofmodellen er oprindeligt blevet udviklet, kalibreret og anvendt til bestemmelse af nitratretentionen

fra rodzonen til kysten. I denne proces var det muligt at kalibrere modellen til at simulere vand‐ og

nitrattransport i forhold til observerede data i vandløbene. For detaljer omkring fremgangsmåden for

kalibrering og korrektioner henvises til Højberg et al. (2015). Det har imidlertid ikke været muligt yderligere

at kalibrere nitrattransporten fra rodzonen til grundvandsmagasiner. Det skyldes, at der ikke på samme vis

som for vandføringer i vandløb findes kontinuerlige observationer for vand og kvælstof transport til

grundvandsmagasiner. Det medfører, at opgørelserne formodentligt er mere usikre end ved anvendelse af

modellen til overfladevandsbelastninger. Beregninger af absolutte påvirkningsniveauer må forventes at være

mere usikre end beregninger af differens mellem scenarier. Dette påvirker specielt de langsigtede

indsatsbehov, hvor der laves en opgørelse af differens i belastningen i forhold til en grænseværdi, hvorfor

det må forventes at være behæftet med større usikkerhed end de kortsigtede indsatsbehov. Tilvejebringelse

af relevant kvælstofobservationsgrundlag, specielt for de terrænnære grundvandsmagasiner, vil være

essentielt for muligheden for at justere eller kvalitetssikre kvælstofmodellens beregninger. Der henvises til

Hansen et al. (2016) for en nærmere beskrivelse af denne problemstilling.

Modellens delkomponent til beskrivelse af transport og omsætning i grundvandszonen anvender

partikelbanesimuleringer til opgørelse af magasinbelastningen. Denne delkomponent har enkelte

svaghedspunkter, hvoraf de fleste allerede er adresseret i Højberg et al. (2015). I forhold til

behovsopgørelserne vil der være enkelte områder, hvor det summerede indsatsbehov overvurderes, fordi

nogle partikler vil dobbeltregistreres, dvs. de kan ramme igennem flere oxiderede magasiner inden

redoxgrænsen nås. Dobbelt registrering påvirker kun opgørelser af det summerede indsatsbehov, hvor de

enkelte magasiners kompensationsbehov summeres, mens hverken det lige fordelte indsatsbehov eller

magasin kompensationsbehovet er påvirket. Samlet set udgør partiklerne med dobbeltregistrering mindre

end 4% af alle magasinregistreringer inden redoxgrænsen nås. Se Bilag 5 for beskrivelse af denne

problemstilling og afgrænsning af områder med dobbeltregistrering.

Baselineelementerne, der modvirker stigningen i udvaskningen ved større N‐gødskning, kan både være

under‐ og overestimeret – da de er baseret på baseline rapportens opgørelser (Jensen et al., 2014), hvor

udviklingen i landbrugsareal, afgrøde udbytter og ændringer i atmosfærisk deposition er de vigtigste

elementer. Baselineelementerne var i Jensen et al (2014) opgjort for perioden 2012‐2021 og neddelt på

hovedvandoplande. Modelkørslerne forudsætter, at effekten af baselineelementerne indfases på årsniveau

og fordeles jævnt på landbrugsareal indenfor de 23 hovedvandoplande (atmosfærisk deposition dog på hele

arealet). Opgørelser af indsatsbehov på ID15 skala kan således enten være over‐ eller underestimeret som

følge af usikkerhederne på såvel neddelingen som den årlige indfasning af baselineelementerne.

Modelresultater, der er opgjort som et årligt indsatsbehov med henblik på at sikre ikke‐forringelse af

grundvandet foranlediget af den belastning, der finder sted de aktuelle år, vurderes at være behæftet med

en større usikkerhed, end hvis der ses på indsatsbehovet for den samlede periode på 3 år (2016‐2018). Dette

skyldes primært, at de klimatiske variationer kan have en betydelig påvirkning på transporttiden fra rodzonen

til grundvandsmagasiner, hvilket igen kan have stor betydning for hvor stor en andel af den årlige udvaskning,

der medregnes i den kortsigtede udvikling i magasin belastningen. Dels må det forventes at den tidslige

indfasning af baselineelementerne er behæftet med større usikkerhed end den samlede effekt for hele

perioden. Hertil kommer, at usikkerheden i modelberegnet transporttidsfordeling må forventes at være

behæftet med større usikkerhed, når det kommer til påvirkninger fra et enkelt år til et magasin end for

påvirkning set over en årrække.

Der er knyttet en usikkerhed til modellens delkomponent til beskrivelse af rodzoneudvaskningen (NLES4

modellen). For en tidligere NLES version (NLES3, Larsen og Kristensen 2007) blev denne opgjort til ca. 40% på

enkeltprædiktion, og ca. 20% på bedriftsniveau (flere marker). Denne usikkerhed falder yderligere med større

skala/flere marker. Usikkerheden falder også med hensyn til effekten af jordtyper og gødningsfordeling

mellem marker på større skala – da det antages, at jordtypefordelingen bliver mere sikker og at

fordelingsproceduren for gødning bliver mere sikker på større skala. Således er usikkerheden på ID15 skala

væsentlig mindre end på markniveau og bedriftsniveau, da usikkerheden på alle de indgående

beregningsparametre reduceres jo flere marker/observationer der indgår i beregningen.

Vedrørende andre indgangsdata til modellering af udvaskningen ved brug af NLES4 findes usikkerheden

overvejende på markskalaudvaskning, da disse baseres på en række generelle antagelser om den enkelte

landmands gødningsanvendelse og om arealernes forhistorie. Den totale gødningsanvendelse på alle marker

tilhørende en bedrift er balanceret til gødningsdata indsendt via de årlige obligatoriske gødningsregnskaber

på bedriftsniveau. Fordelingen af gødningen mellem afgrøder og marker er gennemført efter faste rutiner

for fordeling af specielt husdyrgødning (se bilag i Børgesen et al., 2013). Oplysninger om afgrødetyper,

støttetype og økologi er knyttet til Markblokkortet og indberettes til det Generelle Landbrugsregister (GLR).

Kortværket er en opgørelse over potentielle landbrugsområder og er ikke nødvendigvis et udtryk for, at

jorden dyrkes. Desuden kan arealer udenfor blokkene også være dyrket og kommer derved ikke med som

landbrugsareal. Omfanget af fejl i dette markdatasæt er dog ubetydeligt på ID15 oplands niveau, men kan

være af større betydning på mere lokal skala.

9. Referencer

Aisopou A, Binning PJ, Albrechtsen H‐J, Bjerg PL. Modeling the Factors Impacting Pesticide Concentrations in Groundwater Wells.

Groundwater. 2015;53(5):722‐736. Available from, DOI:10.1111/gwat.12264

Børgesen et al., 2015

http://pure.au.dk/portal/files/95991713/Notat_om_tilbagerulning_af_tre_generelle_krav_Normreduktion_Obligatoriske_efterafgr

_der_og_Forbud_mod_jordbearbejdning_i_efter_ret_111115.pdf

Børgesen, CD, Waagepetersen, J., Iversen, T.M., Grant, R., Jacobsen, B. & Elmholt, S. (2009). Midtvejsevaluering af Vandmiljøplan III

– hoved og baggrundsnotater. Det Jordbrugsvidenskabelige Fakultet og Danmarks Miljøundersøgelser. DJF rapport Markbrug 142.

233 s.

Børgesen, Christen Duus, Poul Nordemann Jensen, Gitte Blicher‐Mathiesen og Kirsten Schelde (editors) (2013). Udviklingen i

kvælstofudvaskning og næringsstofoverskud fra dansk landbrug for perioden 2007‐2011. Evaluering af implementerede virkemidler

til reduktion af kvælstofudvaskning samt en fremskrivning af planlagte virkemidlers effekt frem til 2015. DCA rapport nr. 31, 153 s.

Aarhus Universitet

Christensen, P.B., Nielsen, L.P., Revsbech, N.P. & Sørensen, J. (1990) Denitrification in nitrate‐rich streams: Diurnal and seasonal

variation related to bentic oxygen metabolism. Limnol. Oceanogr. 35, 640‐651.

Ernstsen, V. og von Platen, F. 2014. Opdatering af det nationale redoxkort fra 2006. Danmarks og Grønlands Geologiske

Undersøgelse Rapport 2014/20.

Hansen, B, Thorling, L, Troldborg, L & Nilsson, B. (2016) Kvælstofpåvirkning af grundvandsforekomster ‐ muligheder for validering af

modelresultater med måledata. GEUS Rapport 2016/54

Hansen, B. & Larsen, F. (2016). Faglig vurdering af nitratpåvirkningen i iltet grundvand ved udfasning af normreduktion for kvælstof

i 2016‐18

He X, Højberg AL, Jørgensen F, Refsgaard JC (2015) Assessing hydrological model predicting uncertainty using stochastically

generated geological models. Hydrological Processes, 29(19), 4293‐4311. http://dx.doi.org/10.1002/hyp.10488

Hansen AL, Gunderman D, He X, Refsgaard JC.(2014) Uncertainty assessment of spatially distributed nitrate reduction potential in

groundwater using multiple geological realizations. Journal of Hydrology. 519, 225‐237.

http://dx.doi.org/10.1016/j.jhydrol.2014.07.013

Højberg AL, Windolf J, Børgesen CD, Troldborg L, Tornbjerg H, Blicher‐Mathiesen G, Kronvang B, Thodsen H og Ernstsen V (2015 )

National kvælstofmodel ‐ Oplandsmodel til belastning og virkemidler: Metode rapport ‐ Revideret udgave september 2015. De

Geologiske Undersøgelser for Danmark og Grønland. ISBN 978‐87‐7871‐417‐6

Jensen, P.J. (red.), Blicher‐Mathiesen, G., Rasmusen, A., Vinther. F.V., Børgesen, C.D., Schelde, K., Rubæk, G., Sørensen, P., Olesen,

J.E. & Knudsen, L. 2014. Fastsættelse af baseline 2021. Effektvurdering af planlagte virkemidler og ændrede betingelser for

landbrugsproduktion i forhold til kvælstofudvaskning fra rodzonen for perioden 2013 ‐ 2021. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt

Center for Miljø og Energi, 76 s. – Teknisk rapport fra DCE ‐ Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 43

http://dce2.au.dk/pub/TR43.pdf

Jensen, P.N., Blicher‐Mathiesen, G., Rolighed, J., Børgesen, C.B., Olesen, J.E., Thomsen, I.K., Kristensen, T., Sørensen, P. & Vinther,

F.P. 2016. Revurdering af baseline. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, 60 s. ‐ Teknisk rapport fra DCE ‐

Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 67 http://dce2.au.dk/pub/TR67.pdf

Larsen, S., Kristensen, K. 2007. Udvaskningsmodellen N‐LES3 – usikkerhed og validering. Aarhus Universitet, DJF rapport, Markbrug

132.

Nielsen, K.E., Ladekarl, U.L. & Nørnberg, P. (1999). Dynamic soil processes on heathland due to changes in vegetation to oak and

Sitka spuce. Forest Ecology and Management 114, 107‐116.

Refsgaard JC, Hansen AL, He X (2015) Nitratreduktionskort på markskala – kan det lade sig gøre? Vand & Jord, 22(1), 23‐26.

Thorling, L., Ernstsen, V., Hansen, B., Johnsen, A.R., Larsen, F., Mielby, S. og Troldborg, L. (2015). Grundvand Status og udvikling

1989 – 2014. http://www.grundvandsovervaagning.dk

Troldborg, L. & Jens Christian Refsgaard & Karsten Høgh Jensen & Peter Engesgaard (2007). The importance of alternative

conceptual models for simulation of concentrations in a multi‐aquifer system. Hydrogeology Journal (2007) 15: 843–860

Troldborg, L., Sørensen, B.L., Kristensen, M. & Mielby, S., 2014: Afgrænsning af grundvandsforekomster. Tredje revision af

grundvandsforekomster i Danmark. GEUS rapport 2014/58. http://www.geus.dk/DK/water‐

soil/watermanagement/Documents/GEUS_Rapport_58_2014_Final_web.pdf (19.03.15)

10.

Bilag

Bilag 1: Database udvikling til data udtræk og analyse

Der er udviklet routiner til data udtræk fra N‐modellen til en database til brug i efterfølgende data

behandling og analyse af model resultater som nærmere beskrevet i nærværende rapport. Denne sektion

belyser den database tekniske del ifm indlæsning af forskellige datatyper, f.eks. udvaskning fra rodzonen

(NLES) og hvordan nitrat belastning er knyttet til ID15 oplande.

Figur A1‐1 22 Databasediagram over tabeller

Id15

ID15 indlæst fra ”ID15_NSTmodel_2015_06_17.shp”. For 92100001 var det nødvendigt at kalde MakeValid().

Givetvis noget med Ring Orientation.

Grid

Der er benyttet de samme GRIDID’er som blev benyttet i forbindelse med nitrat‐reduktionsmodellen. Disse

id’er og deres punkter er indlæst fra ”DKDomainNodes_LU_Soil_codes.shp”. Griddet består af to grids idet

Bornholm er 250 m og resten af landet er 500 m. Dette grid er kun benyttet til indlæsning af NLES4‐data til

historiske data fra før 2011.

Markblokke og udvaskning

1. Markblokkort

hentet

fra

https://kortdata.fvm.dk/download/Markblokke_Marker?page=MarkblokkeHistoriske

2. Bloknr. 558358‐79 forekommer 8 gange og bloknr. 538205‐54 forekommer 2 gange selvom de

tilsyneladende er ens. Der er kun overført en af hver til databasen

3. Udvaskning

indlæst

fra

filerne

”

blok2011_N_udvask_ss_S20.txt”

til

”

blok2011_N_udvask_ss_S26.txt” og kolonnerne ”KgNha_2011” til ”KgNha_2021”. Udvaskningen

kgNha er multipliceret med kolonnen ”B_Area_ha” for at få udvaskningen i kg. I de tilfælde hvor den

samme mark indgår flere gange er udvaskningen summeret.

Som unikt id er benyttet BlokNrTrim, som er bloknumrene, hvor bindestregen er fjernet, hvorefter

de er konverteret til integers.

Udvaskningen på markniveau er koblet til markerne i Markblok2011‐temaet.

Marken 48916974 er slettet, da den ikke var en del Markblok2011 temaet.

4. Viewet NoLeachFields viser de marker, for hvilke der ikke er beregnet udvaskning. I alt ca 2.5 % af

arealet

5. Alle marker er koblet til et eller flere ID15 områder. I tilfælde af overlap er det beregnet i SQL‐server

med kommandoen STIntersection. Relationerne er lagt i tabellen ID15Fields

6. Ikke allokeret udvaskning (bias) er indlæst for hvert ID‐15 område fra filerne ”

sam_data_ID15_S20.txt” til ” sam_data_ID15_S26.txt”. I tilfælde, hvor der er flere værdier for et ID15

er disse summeret.

7. Den ikke allokerede udvaskning er distribueret på de marker inden for et ID15 for hvilke, der er

beregnet udvaskning og som kun ligger i et ID15. Denne udvaskning findes som TotalLeachFields.

Historisk udvaskning (1990‐2010) er indlæst fra NLES‐beregningerne foretaget i forbindelse med nitrat‐

reduktionsmodellen. For tiden før 1990 er der benyttet et gennemsnit af perioden fra 1. april 1991 til 30.

marts 1994 øget med 10 %. Den historiske udvaskning ligger sammen Scenarie 10 med den øvrige

udvaskning i tabellen GridLeaching.

Partikler

1. Alle partikler indlæst og deres BirthPoint er knyttet til et ID15‐område. Bemærk at der er partikler

uden for ID15, hvilket skyldes diskretiseringen, typisk ved kysten

2. Alle registreringer indlæst og knyttet til en grundvandsforekomst. Endvidere angivet om partiklen var

reduceret inden den blev registreret. Kun første registrering pr partikel pr grundvandsforekomst er

blevet tilføjet.

BaseLine, MFO og Landbrugspakke effekter

Baseline 7 (BL_1), 8 (LP_3) og 9 (BL_2) indlæst fra BaselineElement7.shp

til BaselineElement9.shp.

Polygonerne ligger i BaseLineCathcments‐tabellen og selve effekten ligger i BaseLineEffect. Alle marker inden

for et polygon er registreret og ligger i BaseLineField. Effekten er positiv, hvis den giver mindre udvaskning.

Baseline 10 (LP_1) er indlæst fra ”BaseLineElement10.shp”. Effekten er fordelt lineært ud på de enkelte år

med 20 % i 2017 til 100 % i 2021.

Baseline 11 (LP_2) er indlæst fra ”MFO_efterafgr_100.dbf” og indlagt i en selvstændig tabel med en effekt

for hver mark.

Baggrundsudvaskning

Baggrundsudvaskningen er hentet fra filen ”bm_2012_10m.shp”. Filen er midlertidigt indlæst i databasen,

hvorefter den er konverteret til 10 m grid med kommandoen:

“gdal_rasterize ‐init 0 ‐co "COMPRESS=LZW" ‐ot Float32 ‐tr 10 10 ‐a_nodata ‐999 ‐a_srs "EPSG:25832" ‐te

435000 6035000 893000 6410000”

Beregning af udvaskning

For hver NLES4‐model s20‐s26 (lmb_0 – lmb_5, samt lmb_6 og lmb_7) er der udtrukket data ved hjælp af

kommandoen ”gdal_rasterize” på et 10 m grid dækkende hele landet. Griddata er ”brændt” ned i .tif‐filen,

der allerede indeholdt baggrundudvaskningen. Herved fås udvaskningen fra markerne i de 10 m celler, der

er indeholdt i en mark og ellers baggrundsudvaskning. Efterfølgende er 10m griddet lavet om til 500 m grid

ved hjælp af kommandoen:

”gdalwarp ‐tr 500 500 ‐r average ‐dstnodata ‐999”.

For Baselineelementerne er der på tilsvarende vis beregnet først et 10 m grid og derefter et 500 m grid med

kommandoerne:

gdal_rasterize ‐init 0 ‐co "COMPRESS=LZW" ‐ot Float32 ‐tr 10 10 ‐a_nodata ‐999 ‐a_srs "EPSG:25832" ‐te

435000 6035000 893000 6410000

gdalwarp ‐tr 500 500 ‐r average ‐dstnodata ‐999

Baseline elementerne er dannet i deres eget grid og således ikke brændt ned i et grid med baggrundsseffekt.

Baseline 9 der ikke skulle fordeles på markerne er lavet direkte i 500 m grid.

Udvaskningen for de forskellige scenarier og forskellige år er efterfølgende fundet ved at kombinere .tif‐

filerne med udvaskning og .tif‐filerne med baseline elementer ved kommandoer som den følgende:

“gdal_calc

‐A

sce0_2013.tif

‐B

BaseLine7_2021.tif

‐C

BaseLine9_2021.tif

‐‐outfile

sce1_2013.tif

‐‐calc="A‐

0.11*B‐0.11*C"”

Her tages udvaskningen fra scenarie 0 år 2013 og der trækkes 11 % af baseline 7 og 9 fra. Resultatet lægges

i SceX_YYYY.tif, hvor X angiver scenarie nummeret og YYYY angiver gødnings året

Beregning af tidsserier

For hver grundvandsforekomst er der for hvert udvaskningsscenarie beregnet en tidsserie med belastningen

for perioden 2011‐2030. Endvidere er der beregnet en fremtidig steady‐state belastning ved at benytte

udvaskningen for 2021. Tidsserierne er beregnet ved at tage alle ikke‐reducerede partikler, der når en

grundvandsforekomst og summere belastningen som hver enkelt partikel giver anledning til. For et givent år

og scenarie er belastningen fundet ved at hente udvaskningen fra det gridpunkt partiklen oprindeligt var

placeret i for det aktuelle år fratrukket transporttiden. Gridpunktet er fundet ud fra partiklens initial

placeringskoordinater.

Bilag 2: Indholdsbeskrivelse af rapportens datafil

Tabeller i rapports datafil:

Navn

DKM_Nkomp0

DKM_Nkomp10

DKM_Nkomp20

ID15_Merbelastning

ID15_Ninds_oer_ikke_i_model

ID15_Ninds0Maal

ID15_Ninds0Max

ID15_Ninds0Loft

ID15_Ninds10Maal

ID15_Ninds10Max

ID15_Ninds10Loft

ID15_Ninds20Maal

ID15_Ninds20Max

ID15_Ninds20Loft

ID15_SceTiff

Magasin_Grunddata

Forklaring

Magasin og grundvandsforekomst kompensationsbehov ved 0 %

volumen afskæring

Magasin og grundvandsforekomst kompensationsbehov ved 10 %

volumen afskæring

Magasin og grundvandsforekomst kompensationsbehov ved 20 %

volumen afskæring

Rodzone merudvaskning ved normændring opsummeret til ID15

niveau, baseline og FLP virkemidler/ lempelser er ikke modregnet

Indsatsbehov vurderet for Oer uden for modelområde (Scenarie 4

ift. scenarie 0)

Summeret indsatsbehov på ID15 niveau ved 0 % volumen afskæring

Lige fordelt indsatsbehov på ID15 niveau ved 0 % volumen

afskæring

Lige fordelt indsatsbehov med loft svarende til merbelastning på

ID15 niveau ved 0 % volumen afskæring

Summeret indsatsbehov på ID15 niveau ved 10 % volumen

afskæring

Lige fordelt indsatsbehov på ID15 niveau ved 10 % volumen

afskæring

Lige fordelt indsatsbehov med loft svarende til merbelastning på

ID15 niveau ved 10 % volumen afskæring

Summeret indsatsbehov på ID15 niveau ved 20 % volumen

afskæring

Lige fordelt indsatsbehov på ID15 niveau ved 20 % volumen

afskæring

Lige fordelt indsatsbehov med loft svarende til merbelastning på

ID15 niveau ved 20 % volumen afskæring

Rodzone udvaskning for de enkelte scenarier summeret til ID15

niveau

Basis data for magasiner og grundvandsforekomster

Tabellerne DKM_NkompX:

Kolonne navn

OBJECTID

Shape

modedb_id

GVForekom

GV_Magasin

GV_dkmlag

GV_Type

RevisionKS

dkmnr

TopOfLay

BotOfLay

LithoNr

TykMEAN

DybMEAN

VolAl

VolOx

Indvm3aar

MarkVand

GvdVolAl

GvdVolOx

Mag0ox

Gvf0oxKort

Gvf0oxLang

Sce4_2016Mag

Sce4_2017Mag

Sce4_2018Mag

Sce5_2016Mag

Sce5_2017Mag

Sce5_2018Mag

Sce6_2016Mag

Sce6_2017Mag

Sce6_2018Mag

Enhed Beskrivelse

Løbende nummerering

polygon data

int

model id i modeldb.geus.dk

tekst

grundvandsforekomst id

tekst

magasin id

int

Dkmodel lag nummer

tekst

Grundvandsforekomst type (terrænnær, regional, dyb)

tekst

kommentar felt, overført fra 3. revision af grundvandsforekomster

int

Fyn=3, Sjælland , Lolland, falster og øer = 12, Jylland=456

tekst

Dkmodel lag navn for top afgrænsning af magasin

tekst

Dkmodel lag navn for bund afgrænsning af magasin

tekst

magasin bjergart

middel magasin tykkelse

middel afstand fra terræn til magasin top

magasin volumen

oxideret volumen af magasin

gennemsnits indvinding for perioedn 2005‐2010 fra magasinet (ikke

markvanding)

gennemsnits indvinding til markvanding for perioedn 2005‐2010 fra

magasinet

gennemsnits grundvandsdannelse til magasinet for perioden 2005‐2010

gennemsnits grundvandsdannelse til oxideret del af magasinet for perioden

2005‐2010

int

indgår belastning i magasin opgørelsen

int

indgår belastning i grundvandsforekomst opgørelsen på kort sigt

int

indgår belastning i grundvandsforekomst opgørelsen på lang sigt

kg N

Scenarie 4 magasin kompensationsbehov / merbelastning over grænseværdi

ved start af FLP i 2016 i stedet for 2017

kg N

Scenarie 4 magasin kompensationsbehov / merbelastning over grænseværdi

ved start af FLP i 2017 i stedet for 2018

kg N

Scenarie 4 magasin kompensationsbehov / merbelastning over grænseværdi

ved start af FLP i 2018 i stedet for 2019

kg N

Scenarie 5 magasin kompensationsbehov / merbelastning over grænseværdi

ved start af FLP i 2016 i stedet for 2017

kg N

Scenarie 5 magasin kompensationsbehov / merbelastning over grænseværdi

ved start af FLP i 2017 i stedet for 2018

kg N

Scenarie 5 magasin kompensationsbehov / merbelastning over grænseværdi

ved start af FLP i 2018 i stedet for 2019

kg N

Scenarie 6 magasin kompensationsbehov / merbelastning over grænseværdi

ved start af FLP i 2016 i stedet for 2017

kg N

Scenarie 6 magasin kompensationsbehov / merbelastning over grænseværdi

ved start af FLP i 2017 i stedet for 2018

kg N

Scenarie 6 magasin kompensationsbehov / merbelastning over grænseværdi

ved start af FLP i 2018 i stedet for 2019

Sce7_2016Mag

Sce7_2017Mag

Sce7_2018Mag

kg N

Sce24_2016Mag

kg N

Sce24_2017Mag

kg N

Sce24_2018Mag

kg N

Sce25_2016Mag

kg N

Sce25_2017Mag

kg N

Sce25_2018Mag

kg N

Sce26_2016Mag

kg N

Sce26_2017Mag

kg N

Sce26_2018Mag

kg N

Sce27_2016Mag

kg N

Sce27_2017Mag

kg N

Sce27_2018Mag

kg N

Sce4_2016Gvf

Sce4_2017Gvf

Sce4_2018Gvf

Sce5_2016Gvf

Sce5_2017Gvf

Sce5_2018Gvf

Sce6_2016Gvf

Sce6_2017Gvf

Sce6_2018Gvf

Sce7_2016Gvf

kg N

Scenarie 7 magasin kompensationsbehov / merbelastning over grænseværdi

ved start af FLP i 2016 i stedet for 2017

Scenarie 7 magasin kompensationsbehov / merbelastning over grænseværdi

ved start af FLP i 2017 i stedet for 2018

Scenarie 7 magasin kompensationsbehov / merbelastning over grænseværdi

ved start af FLP i 2018 i stedet for 2019

Scenarie 4 ift. scenarie 0 magasin kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi for 2016

Scenarie 4 ift. scenarie 0 magasin kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi for 2017

Scenarie 4 ift. scenarie 0 magasin kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi for 2018

Scenarie 5 ift. scenarie 0 magasin kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi for 2016

Scenarie 5 ift. scenarie 0 magasin kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi for 2017

Scenarie 5 ift. scenarie 0 magasin kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi for 2018

Scenarie 6 ift. scenarie 0 magasin kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi for 2016

Scenarie 6 ift. scenarie 0 magasin kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi for 2017

Scenarie 6 ift. scenarie 0 magasin kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi for 2018

Scenarie 7 ift. scenarie 0 magasin kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi for 2016

Scenarie 7 ift. scenarie 0 magasin kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi for 2017

Scenarie 7 ift. scenarie 0 magasin kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi for 2018

Scenarie 4 grundvandsforekomst kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi ved start af FLP i 2016 i stedet for 2017

Scenarie 4 grundvandsforekomst kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi ved start af FLP i 2017 i stedet for 2018

Scenarie 4 grundvandsforekomst kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi ved start af FLP i 2018 i stedet for 2019

Scenarie 5 grundvandsforekomst kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi ved start af FLP i 2016 i stedet for 2017

Scenarie 5 grundvandsforekomst kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi ved start af FLP i 2017 i stedet for 2018

Scenarie 5 grundvandsforekomst kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi ved start af FLP i 2018 i stedet for 2019

Scenarie 6 grundvandsforekomst kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi ved start af FLP i 2016 i stedet for 2017

Scenarie 6 grundvandsforekomst kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi ved start af FLP i 2017 i stedet for 2018

Scenarie 6 grundvandsforekomst kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi ved start af FLP i 2018 i stedet for 2019

Scenarie 7 grundvandsforekomst kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi ved start af FLP i 2016 i stedet for 2017

Sce7_2017Gvf

Sce7_2018Gvf

Sce24_2016Gvf

Sce24_2017Gvf

Sce24_2018Gvf

Sce25_2016Gvf

Sce25_2017Gvf

Sce25_2018Gvf

Sce26_2016Gvf

Sce26_2017Gvf

Sce26_2018Gvf

Sce27_2016Gvf

Sce27_2017Gvf

Sce27_2018Gvf

Sce1DiffMag

Sce2DiffMag

Sce3DiffMag

Sce4DiffMag

Sce5DiffMag

Sce0T50Mag

Sce1T50Mag

Sce2T50Mag

Sce3T50Mag

Sce4T50Mag

Sce5T50Mag

Sce1DiffGvf

Sce2DiffGvf

Sce3DiffGvf

Sce4DiffGvf

Sce5DiffGvf

kg N

Scenarie 7 grundvandsforekomst kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi ved start af FLP i 2017 i stedet for 2018

Scenarie 7 grundvandsforekomst kompensationsbehov / merbelastning over

grænseværdi ved start af FLP i 2018 i stedet for 2019

Scenarie 4 ift. scenarie 0 grundvandsforekomst kompensationsbehov /

merbelastning over grænseværdi for 2016

Scenarie 4 ift. scenarie 0 grundvandsforekomst kompensationsbehov /

merbelastning over grænseværdi for 2017

Scenarie 4 ift. scenarie 0 grundvandsforekomst kompensationsbehov /

merbelastning over grænseværdi for 2018

Scenarie 5 ift. scenarie 0 grundvandsforekomst kompensationsbehov /

merbelastning over grænseværdi for 2016

Scenarie 5 ift. scenarie 0 grundvandsforekomst kompensationsbehov /

merbelastning over grænseværdi for 2017

Scenarie 5 ift. scenarie 0 grundvandsforekomst kompensationsbehov /

merbelastning over grænseværdi for 2018

Scenarie 6 ift. scenarie 0 grundvandsforekomst kompensationsbehov /

merbelastning over grænseværdi for 2016

Scenarie 6 ift. scenarie 0 grundvandsforekomst kompensationsbehov /

merbelastning over grænseværdi for 2017

Scenarie 6 ift. scenarie 0 grundvandsforekomst kompensationsbehov /

merbelastning over grænseværdi for 2018

Scenarie 7 ift. scenarie 0 grundvandsforekomst kompensationsbehov /

merbelastning over grænseværdi for 2016

Scenarie 7 ift. scenarie 0 grundvandsforekomst kompensationsbehov /

merbelastning over grænseværdi for 2017

Scenarie 7 ift. scenarie 0 grundvandsforekomst kompensationsbehov /

merbelastning over grænseværdi for 2018

Forskel mellem scenarie 1 og scenarie 0 på magasinniveau

Forskel mellem scenarie 2 og scenarie 0 på magasinniveau

Forskel mellem scenarie 3 og scenarie 0 på magasinniveau

Forskel mellem scenarie 4 og scenarie 0 på magasinniveau

Forskel mellem scenarie 5 og scenarie 0 på magasinniveau

Forskel mellem scenarie 0 og belastning svarende til at grundvandsdannelsen

til de oxiderede dele af magasinet er mindre 50mg/l

Forskel mellem scenarie 1 og belastning svarende til at grundvandsdannelsen

til de oxiderede dele af magasinet er mindre 50mg/l

Forskel mellem scenarie 2 og belastning svarende til at grundvandsdannelsen

til de oxiderede dele af magasinet er mindre 50mg/l

Forskel mellem scenarie 3 og belastning svarende til at grundvandsdannelsen

til de oxiderede dele af magasinet er mindre 50mg/l

Forskel mellem scenarie 4 og belastning svarende til at grundvandsdannelsen

til de oxiderede dele af magasinet er mindre 50mg/l

Forskel mellem scenarie 6 og belastning svarende til at grundvandsdannelsen

til de oxiderede dele af magasinet er mindre 50mg/l

Forskel mellem scenarie 1 og scenarie 0 på grundvandsforekomstniveau

Forskel mellem scenarie 2 og scenarie 0 på grundvandsforekomstniveau

Forskel mellem scenarie 3 og scenarie 0 på grundvandsforekomstniveau

Forskel mellem scenarie 4 og scenarie 0 på grundvandsforekomstniveau

Forskel mellem scenarie 5 og scenarie 0 på grundvandsforekomstniveau

Sce0T50Gvf

Sce1T50Gvf

Sce2T50Gvf

Sce3T50Gvf

Sce4T50Gvf

Sce5T50Gvf

Sce0T375Mag

Sce1T375Mag

Sce2T375Mag

Sce3T375Mag

Sce4T375Mag

Sce5T375Mag

Shape_Length

Shape_Area

kg N

Forskel mellem scenarie 0 og belastning svarende til at grundvandsdannelsen

til de oxiderede dele af grundvandsforekomsten er mindre 50mg/l