Vejledning vedrørende sagsvurdering for lokale miljøeffekter som følge af luftbårent kvælstof ved udvidelse og etablering af husdyrbrug

Vejledning vedrørende sagsvurdering for lokale miljøeffekter som følge af luftbårent kvælstof ved udvidelse og etablering af husdyrbrug Miljøministeriet Skov- og Naturstyrelsen 2003

Indhold Forord 3 1 Indledning 4 2 Lovgrundlag 5 3 Metode 6 3.1 Emissioner 7 3.2 Spredning og afsætning afgrænsning af betragtet areal 12 3.3 Identifikation af mulige følsomme områder 15 3.4 Vurdering af de berørte områders følsomhed 16 3.5 Mulig ekstra belastning 19 3.6 Vurdering af, om en forøget afsætning af kvælstof udgør en væsentlig påvirkning af et naturområde 21 4 Samlet vurdering 23 Bilag 1 Gennemsnitlige depositioner på kommuneniveau for 1999, 2000 og 2001 beregnet med ACDEP 2

Forord Vejledningen vedr. sagsvurdering for lokale miljøeffekter som følge af luftbårent kvælstof ved udvidelse og etablering af husdyrbrug er primært tænkt som støtte for den kommunale og amtslige sagsbehandling samt for ansøgerne og deres rådgivere. Vejledningen indeholder et forslag til arbejdsgang ved sagsbehandlingen, der kan anvendes til vurderinger af konsekvenser for natur- og miljø af ammoniakfordampningen som følge af (en forøget) husdyrproduktion. Vejledningen er baseret på en mere detaljeret Manual vedr. vurdering af de lokale miljøeffekter som følge af luftbårent kvælstof ved udvidelse og etablering af større husdyrbrug. Det er hensigten, at vejledningen kan bidrage til en ensartet sagsbehandling samt udgøre et grundlag for vejledning af landmændene i forbindelse med ansøgninger. Vejledningen vil endvidere kunne anvendes som hjælp for landbrugets konsulenter ved rådgivning af landmænd, der ønsker at udvide produktionen. Der har i de senere år været et forholdsvist stort antal ansøgninger og dermed et stigende pres på sagsbehandlingen. Det er derfor også hensigten, at vejledningen skal medvirke til, at sagsbehandlingen kan gennemføres på en måde, der både er fagligt forsvarligt og arbejdsmæssigt overkommeligt. Vejledningen omfatter derfor ikke redskaber til en fuldstændig vurdering af sagerne, men beskriver en metode til at dele sagerne i tre grupper: Sager, hvor det ansøgte med sikkerhed vil udgøre et problem, sager, hvor der med sikkerhed ikke er noget problem og sager, der skal undersøges nærmere. Der er forskel på konsekvenserne ved fejlagtigt at konkludere, at en sag skal undersøges nærmere i forhold til fejlagtigt at konkludere, at en ansøgt udvidelse er uproblematisk. Denne afvejning er afspejlet i de i vejledningen anbefalede grænseværdier etc. Vejledningen er udarbejdet af Danmarks Miljøundersøgelser, afd. for Terrestrisk Økologi i samarbejde med Skov- og Naturstyrelsen og Danmarks Miljøundersøgelser, afd. for Atmosfærisk Miljø. Arbejdet er blevet fulgt af en styregruppe bestående af: Sophie Winther, Skov- og Naturstyrelsen (formand) Jesper Bak, Danmarks Miljøundersøgelser Anita Svendsen, Fyns amt Elva Hansen, Løgumkloster kommune. 3

4

1 Indledning Den moderne landbrugsproduktion, specielt husdyrholdet, giver anledning til store udslip af ammoniak, der kan forårsage væsentlige effekter på natur og miljø. Kvælstof er fra naturens hånd et begrænsende næringsstof for mange økosystemer, og i disse økosystemer kan der forventes væsentlige ændringer som følge af selv begrænsede ekstra tilførsler af kvælstof. Akkumulering og udvaskning af kvælstof som følge af en forøget tilførsel kan desuden på længere sigt påvirke næringsstofbalancen og forsure jorden. Medens udslippene af andre luftforurenende stoffer er reduceret væsentligt siden starten af 90 erne, primært som følge af internationale aftaler, er emissionerne af ammoniak faldet noget mindre. Landbrugets udslip af ammoniak må i dag anses for at være det største luftforureningsbetingede miljøproblem i det åbne land i Danmark og en af de væsentligste trusler mod bevarelse af næringsfattige naturtyper i det åbne land og dermed også et aspekt, der må inddrages ved etablering, ændring eller udvidelse af husdyrhold. Den her foreliggende vejledning vedr. ammoniakeffekter på lokal skala dækker et hjørne af det samlede problemkompleks i forbindelse med VVM-redegørelser og miljøgodkendelser. Andre problemstillinger, fx vedr. udvaskning af kvælstof er ikke omfattet. Det er tilstræbt at styrke det teknisk/naturvidenskabelige grundlag for sagsbehandlingen, dvs. det faglige grundlag for at vurdere om en given ansøgning vil kunne påvirke miljøet i væsentlig grad. Vejledningen dækker vurdering af enkeltbedrifter og ikke den samlede belastning regionalt eller på landsplan. Der er foretaget en afgrænsning af, hvad der kan betragtes som væsentlige effekter på lokal skala. Afgrænsningen er foretaget ved et niveau, hvor der med kendte naturvidenskabelige metoder vil forventes at kunne dokumenteres en effekt af påvirkningen indenfor en tidshorisont på 30-40 år. 5

6

2 Lovgrundlag Vejledningen er udarbejdet på grundlag af lov om planlægning, (LBK nr. 763 af 11. september 2002) og den tilhørende vejledning om planlægning og administration af anlæg til intensiv husdyrproduktion, der må antages at påvirke miljøet i væsentlig grad (VEJ nr. 14002 af 30/12/1997). Vejledningen knytter sig endvidere til den aktuelle vejledning vedr. godkendelse af husdyrbrug, Vejledning fra Miljøstyrelsen, nr. 4, 1997, Godkendelse af husdyrbrug 2. udgave. 7

8

3 Metode Behandling af en sag for mulige effekter som følge af luftbåren ammoniak vil i de fleste tilfælde kræve en vis indsats. Der kan være tale om lokale effekter inden for en radius af 2 til 3 km fra en større landbrugsejendom. I langt de fleste tilfælde vil der inden for en sådan radius ligge kvælstoffølsomme naturområder, der kan påvirkes af et forøget nedfald, og det er dermed ikke muligt á priori at afvise, at en udvidelse kan have effekter. Omvendt vil selv en ret stor produktion kun med sikkerhed give nedfald større end 2-3 kg N ha -1 år -1 indenfor en afstand af få hundrede meter fra kilden. Der skal derfor ligge meget følsomme naturområder meget tæt på produktionsanlægget for at det uden videre vurderinger med sikkerhed kan siges, at en ekstra emission vil have en væsentlig effekt. I de fleste tilfælde vil der derfor være brug for i det mindste en simpel, kvantitativ vurdering af det mulige problem. Formålet med en sagsbehandling, som denne vejledning vedrører, er som nævnt at dele sagerne i tre grupper: sager, hvor det ansøgte med sikkerhed vil udgøre et problem, sager, hvor der med sikkerhed ikke er noget problem og sager, der skal undersøges nærmere. I de to første tilfælde kan sagsbehandlingen for så vidt angår mulige effekter af ammoniak afsluttes. I det sidste tilfælde kan der være brug for en egentlig VVM-behandling af sagen eller en mere dybgående vurdering end denne vejledning danner grundlag for, fx ved anvendelse af "Manual vedr. vurdering af de lokale miljøeffekter som følge af luftbårent kvælstof ved udvidelse og etablering af større husdyrbrug ". Effekter af en forøget belastning af et naturområde med kvælstof forventes kun at forekomme, hvor den samlede belastning overskrider områdets tålegrænse. Hvor områdets tålegrænse tidligere har været væsentligt overskredet, vil ekstra tilførsler dog kunne forlænge den periode, hvor der kan forventes effekter. Når det i en given sag skal vurderes, om en udvidet eller ændret produktion giver anledning til væsentlige effekter på et konkret naturområde, indebærer dette en vurdering af to forhold: a) Vil den samlede kvælstofbelastning overskride områdets tålegrænse. b) Udgør den ekstra belastning en væsentlig del af den samlede belastning. Denne vurdering kan indeholde både kvantitative og kvalitative elementer. I princippet er det muligt at besvare spørgsmål a og b, hvis man kender eller kan beregne: i) områdets tålegrænse, ii) den ekstra belastning som følge af det ansøgte og iii) baggrundsbelastningen fra andre kvælstofkilder. Ingen af disse størrelser er helt simple at bestemme. Omvendt vil der i en del tilfælde være foretaget en besigtigelse af naturområderne, fx i forbindelse med 3 registrering eller naturkvalitetsplanlægning. Data eller observationer fra en sådan besigtigelse vil i nogen tilfælde kunne anvendes til vurdering af, om der er effekter, der kan forbindes med en nuværende eller tidligere kvælstofbelastning af området. Et fravær af synlige effekter er dog ikke ensbetydende med, at den nuværende belastning er mindre end tålegrænsen, idet biologiske effekter kan optræde med betydelig tidsforsinkelse. Vurderingen kan opdeles i en række elementer: 3.1 Opgørelse af den ekstra emission som følge af det ansøgte. 9

3.2 Afgrænsning af et område, hvor den ekstra emission kan have effekter på natur og miljø. 3.3 Identifikation af mulige følsomme områder inden for det afgrænsede område, samt vurdering af områdernes tilstand, status, andre trusler etc. 3.4 Vurdering af de berørte områders følsomhed for kvælstofbelastning. 3.5 Vurdering af den mulige ekstra belastning af de berørte områder som følge af den opgjorte ekstra emission. 3.6 Vurdering af baggrundsbelastningen af kvælstof for de berørte områder. 4 Samlet vurdering for de muligt berørte områder: Vil områderne blive belastet over tålegrænsen, og udgør den ekstra belastning en væsentlig påvirkning? De enkelte elementer i vurderingen er nærmere beskrevet i de efterfølgende afsnit af dette kapitel. Retningslinjer for den samlede vurdering og for opgørelse af et evt. behov for yderligere undersøgelser er beskrevet i kapitel 4. Det vil ikke i alle tilfælde være nødvendigt at gennemføre alle elementer af vurderingen. Hvis der ikke er følsom natur inden for det under punkt 3.2 afgrænsede område, kan det umiddelbart konkluderes, at der ikke vil være væsentlige effekter som følge af et forøget ammoniaknedfald. Hvis den beregnede ekstra belastning (punkt 3.5) overskrider 30 kg N ha -1 år -1 kan det uden yderligere beregninger antages, at tålegrænsen for evt. følsom natur vil være overskredet, og at det ekstra bidrag er væsentligt. 3.1 Emissioner Emissioner af ammoniak på landbrugsejendomme er primært knyttet til husdyrholdet og til anvendelsen af husdyrgødning. Anvendelsen af handelsgødning vil normalt ikke give anledning til så store emissioner, at det vil være nødvendigt at betragte dem i en VVMsagsbehandling. De emissionskilder, der skal tages i betragtning, omfatter dermed ammoniakfordampning fra stalde, gødningslagre, fra gødning afsat på marken af dyr på græs og fra udbringning af husdyrgødning. Da det i udvidelsessager er effekten af en evt. emissionsforøgelse, der skal vurderes, vil der i mange tilfælde skulle ske en beregning af emissionen før og efter udvidelsen, så differencen kan beregnes. Dette gælder specielt, hvor der samtidig sker et skift i staldsystem el.lign. Hvor der kun sker en forøgelse af husdyrtallet vil det dog være tilstrækkeligt at beregne emissionen fra det forøgede antal dyr. Ammoniakemissioner beregnes på baggrund af normtal for kvælstofindholdet i den udskilte gødning og emissionsfaktorer for stald, lager og gødningsudbringning. Normtal og emissionsfaktorer er senest revideret i 2001 af en arbejdsgruppe under Danmarks Jordbrugsforskning (Poulsen et al., 2001). Emissionsfaktorerne opgøres som procent af den til rådighed værende kvælstofmængde. Dvs. staldemissionerne beregnes som en procent af N ab dyr, medens lageremissionerne beregnes som en procent af N ab stald og tabet ved udbringning som en procent af N ab lager. Emissionsfaktorerne afhænger af husdyrarten, staldsystemet og gødningstypen og beregningen må derfor foretages separat for hver husdyrart, staldtype etc. på bedriften. Figur 3.1.1 illustrerer beregningen. Normtal og emissionsfaktorer er gengivet i tabel 3.1.1 til 3.1.5 i slutningen af dette kapitel. Normtallene for udskilt mængde N er i nogen tilfælde baseret på årsdyr, i andre tilfælde på producerede dyr pr. år. Det vil være nødvendigt at have de relevante oplysninger om antal årsdyr eller antal producerede dyr fra ansøgningen. Der er desuden opgivet normtal for denitrifikationstabet for fast gødning og dybstrøelse til beregning af N ab lager. I princippet kan beregningen af N ab stald på gødningstyper baseres på normtal for N ab dyr delt op på fæces og urin og inkludere tilførsel af halm og vaskevand og tab af tørstof i stal- 10

den samt omlejring af kvælstof mellem den faste og flydende fraktion. Det er imidlertid valgt at anvende en simplere tilgang, hvor der angives et samlet normtal for N ab dyr og gødningen fordeles på gødningstyper ab stald. Betydningen af den anvendte halmmængde er ikke entydig, idet halmen indeholder kvælstof og dermed forøger gødningens samlede N indhold, men nettoeffekten af en forøget halmtilførsel kan være et reduceret ammoniaktab fra stald og lager. Det er valgt ikke at lade halmmængden indgå i den beskrevne beregningsmetode. denitrifikation f d N i halm N ab dyr stald, mark e s e g lager mark N ab stald N ab lager e u,f e l,g e l,f e u,g e u,f emission fra græsning emission fra stald emission ved udbringning direkte fra stald, (dybstrøelse) emission fra lager, gylle, ajle emission fra lager, fast, dybstrøelse emission ved udbringning, gylle, ajle emission ved udbringning, fast, dybstrøelse Figur 3.1.1. Beregning af emissioner fra en landbrugsbedrift med husdyr. Beregningen kan umiddelbart se kompliceret ud, men vil i de fleste tilfælde være ret enkel. Dette kan illustreres med et par eksempler. Eksempel 1: En ejendom har tidligere haft en produktion på 7.200 slagtesvin om året (30-100 kg) svarende til 200 DE. Produktionen ønskes udvidet til 10.800 svin eller 300 DE, og udvidelsen er dermed underlagt krav om VVM-vurdering. Staldsystemet vil uændret være stalde med fuldspaltegulv og produktion af gylle. Gødningen udbringes ved slæbeslangeudlægning om foråret i etableret afgrøde på egne arealer. Den ekstra produktion giver følgende ekstra bidrag til ammoniakfordampningen: N ab dyr = 3.600 dyr år -1 * 3,14 kg N dyr -1 = 11.304 kg N år -1 (jvf. tabel 3.1.1). Ekstra staldtab = 11.304 kg N år -1 * 0,16 = 1.808 kg N år -1 (jvf. tabel 3.1.3). N ab stald (ekstra) = 11.304-1.808 = 9.496 kg N år -1. Ekstra lagertab = 9.496 kg N år -1 * 0,02 = 190 kg N år -1 (jvf. tabel 3.1.4). Samlet ekstra tab fra stald og lager = 1.808 + 190 kg N år -1 = 1.998 kg N år -1. N ab lager (ekstra) = 9.496-190 = 9.306 kg N år -1 Ekstra udbringningstab = 9.306 kg N år -1 * 0,06 = 558 kg N år -1. (jvf. tabel 3.1.5). Eksempel 2: En kvægbesætning (stor race) ønskes udvidet fra en produktion på 100 ammekøer og 102 stk. (års)opdræt til en produktion med 225 malkekøer og 75 småkalve (0-6 mdr., dvs. en produktion på 150 kalve år -1 ). Staldsystemet er en kombination af dybstrøelse og spaltegulv med ringkanal, hvor 60% af gødningen afsættes i dybstrøelse, 40% i gylle. I førsituationen var dyrene på græs 165 dage om sommeren. I eftersituationen vil køerne have adgang til græsning svarende til 120 dage på græs om året, kalvene er på stald hele året. Gødningen udbringes på egne arealer. Gyllen udlægges med slæbeslanger, 2/3 udbringes om foråret, 1/3 om efteråret. Dybstrøelsen udbringes forår og efterår, halvdelen direkte fra stalden. Den efterårsudbragte andel nedbringes inden 12 timer. Den ekstra produktion giver følgende ekstra bidrag til ammoniakfordampningen: N ab dyr i stald, efter: 225 køer * 127,3 kg N ko -1 år -1 * (365-80)/365 = 22.365 kg N år -1 + 75 kalve * 5,8 kg N kalv -1 * 2 kalve på 6 mdr. pr år = 870 kg N år -1 (jvf. tabel 3.1.1) = 22.365 * 0,6 + 870 kg N år -1 = 14.289 kg N år -1 i dybstrøelse + 22.365 * 0,4 kg N år -1 = 8.946 kg N år -1 i gylle. N ab dyr i stald, før: 11

100 køer * 28,3 kg N ko -1 år -1 = 2.830 kg N år -1 + 102 årsopdræt * 19,4 kg N årsopdræt -1 = 1.979 kg N år -1 (jvf. tabel 3.1.2) = (2.830 + 1.979) * 0,6 kg N år -1 = 2.885 kg N år -1 i dybstrøelse + (2.830 + 1.979) * 0,4 kg N år -1 = 1.924 kg N år -1 i gylle. Ekstra gødningsmængde i stald: 14.289-2.885 = 11.404 kg N år -1 i dybstrøelse 8.946-1.924 = 7.022 kg N år -1 i gylle. N ab dyr på græs, efter: 225 køer * 127,3 kg N ko -1 år -1 * 80/365 =6.278 kg N år -1 N ab dyr på græs, før: 100 køer * 45,0 kg N ko -1 år -1 = 4.500 kg N år -1 + 102 årsopdræt * 20,2 kg N årsopdræt -1 = 2.060 kg N år -1 (jvf. tabel 3.1.2) = 6.560 kg N år -1 Ekstra gødningsmængde på græs: 6.278-6.560 = -282 kg N år -1 Ekstra staldtab: 11.404 kg N år -1 * 0,06 = 684 kg N år -1 (dybstrøelse) + 7.022 kg N år -1 * 0,08 = 562 kg N år -1 (gylle) (jvf. tabel 3.1.3) = 1.246 kg N år -1 N ab stald (ekstra): 11.404 kg N år -1-684 = 10.719 kg N år -1 (dybstrøelse) + 7.022 kg N år -1-562 = 6.460 kg N år -1 (gylle) Ekstra lagertab = 10.719 kg N år -1 (dybstrøelse) * 0,5 (oplagret andel) * 0,25 = 1.340 kg N år -1 + 6.460 kg N år -1 (gylle) * 0,02 = 129 kg N år -1 (jvf. tabel 3.1.4) = 1.469 kg N år -1 Samlet ekstra tab fra stald og lager = 1.246 + 1.469 = 2.715 kg N år -1 Denitrifikationstab fra lagret dybstrøelse: 10.719 kg N år -1 (dybstrøelse) * 0,5 (oplagret andel) * 0,05 = 268 kg N år -1 (jf. tabel 3.1.4) N ab lager (ekstra): 10.719 1.340 268 kg N år -1 = 9.111 kg N år -1 (dybstrøelse) + 6.460 129 kg N år -1 = 6.331 kg N år -1 (gylle) Ekstra udbringningstab og tab fra dyr på græs = 9.111 kg N år -1 * 0,5 (forårsudbragt) * 0,15 = 683 kg N år -1 + 9.111 kg N år -1 * 0,5 (efterårsudbragt) * 0,05 = 234 kg N år -1 (dybstrøelse) + 6.460 kg N år -1 * 2/3 (forårsudbragt) * 0,06 = 258 kg N år -1 + 6.460 kg N år -1 * 1/3 (efterårsudbragt) * 0,02 = 43 kg N år -1 (gylle) - 282 kg N år -1 * 0,08 = 23 kg N år -1 (mindre tab fra dyr på græs) (jvf. tabel 3.1.5) = 1.189 kg N år -1 Kompleksiteten af beregningen stiger jo mere det ansøgte adskiller sig fra situationen før, jo flere husdyr-, stald- og gødningstyper, der er tale om, ved dyr på græs og ved udkørsel af gødning direkte fra stalden. Dette fremgår også af de to eksempler i ovenstående, hvor eksempel 2 er væsentligt mere kompliceret end eksempel 1, men dog overkommeligt at beregne. Beregningen vil kunne foretages af ansøgeren. Landbrugets Rådgivningscenter har udviklet et regneark, der er gratis tilgængeligt på deres hjemmeside, og som i de fleste tilfælde vil kunne anvendes. Hvis emissionsberegningen leveres af ansøgeren, bør nøgletallene og de væsentligste forudsætninger tjekkes. Emissionerne skal kunne stedfæstes for at kunne anvendes til vurdering af effekter på natur og miljø. Som regel vil det være tilstrækkeligt med en enkelt koordinat for stalde og gødningslagre, hvor disse ligger samlet. Hvis der er mere end 200 m mellem de enkelte emissionskilder bør disse dog opgøres separat. Emissioner fra udbragt gødning og fra dyr på græs 12

skal henføres til konkrete arealer. Oplysninger om, hvor den ekstra producerede gødningsmængde vil blive udbragt, bør fremgå af ansøgningen eller om nødvendigt indhentes fra ansøgeren. Der skal foretages en vurdering af, om disse oplysninger er realistiske ift. almindelig landbrugspraksis. Hvis det vurderes, at den ekstra udbragte gødningsmængde på alle arealer vil give et bidrag til den samlede emission på under 15 kg N ha -1 år -1 behøves denne vurdering dog ikke at foretages. Alternativt kan der foretages en worst case betragtning over effekter af udbragt gødning. Hvis denne betragtning viser, at der ikke kan forekomme væsentlige effekter som følge af udbragt gødning, behøves de mulige emissioner ikke at stedfæstes. Den anviste beregningsmetode har en række begrænsninger, der kan medføre et behov for mere detaljerede beregninger i en række tilfælde. Dette gælder specielt: Hvor der anvendes en fodringspraksis, der medfører væsentlige forskelle i N udskillelsen ab dyr i forhold til normtallene. Ved forhold i produktionen, der adskiller sig væsentligt fra normtallene, fx anderledes mælkeydelse, andre slutvægte for producerede dyr etc. Ved anvendelse af staldtyper eller gødningsopbevarings-/-behandlingssystemer, hvor de angivne normtal ikke forventes at kunne anvendes. Ved anvendelse af specifikke tiltag til begrænsning af ammoniakemissionerne. Forudsætningerne for normtallene er angivet som fodnoter til tabellerne 3.1.1 til 3.1.5. Hvis der er forhold, der afviger væsentligt fra forudsætningerne, anbefales det at anvende en mere detaljeret opgørelse af emissionerne, fx ved anvendelse af Manual vedr. vurdering af de lokale miljøeffekter som følge af luftbårent kvælstof ved udvidelse og etablering af større husdyrbrug, (Bak, 2002) eller (Poulsen et al., 2001). Tabel 3.1.1. Normtal for N ab dyr (Poulsen et al., 2001) Svin kg N dyr -1 Fjerkræ kg N dyr -1 Søer 26,72 Slagtekyllinger, 35 dage 0,04051 Smågrise 0,65 Slagtekyllinger, 40 dage 0,05362 Slagtesvin 3,14 Slagtekyllinger, 45 dage 0,06648 FRATS 3,79 Skrabekyllinger, 56 dage 0,06336 Kvæg Øko kyllinger, 81 dage 0,127 Malkekøer, stor race 127,3 Kalkuner, høner 0,4811 Kalve, 0-6 mdr., stor race 5,8 Kalkuner, haner 0,8782 Kvier, 6 mdr-kælvning, stor race 30,8 Ænder 0,1726 Ungtyre, 6mdr-382 dage, stor race 24,3 Gæs 0,5608 Ammekøer, stor race 73,3 Konsumæg, bur 0,655 Malkekøer, jersey 105,2 Konsumæg, skrabe 0,8572 Kalve, 0-6 mdr., jersey 4,9 Konsumæg, fritgående 0,8001 Kvier, 6 mdr-kælvning, jersey 22 Konsumæg, økologisk 0,8787 Ungtyre, 6mdr-382 dage, jersey 18,2 Rugeæg 0,9073 Pelsdyr Hønniker, konsumæg 0,107 årstæve med hvalpe 4,588 Hønniker, HPR 0,1394 pr. skind produceret 0,879 Tabel 3.1.2. Normtal for N ab dyr for kvæg på græs om sommeren (Poulsen et al., 2001) kg N dyr -1, stald kg N dyr -1, græs Opdræt, stor race, dyr over 6 mdr. 165 dage på græs 19,4 20,2 Opdræt jersey, dyr over 6 mdr. 165 dage på græs 14,6 15,2 Opdræt, stor race, 6 mdr. til kælvning, sommergræs 1) 13,6 20,2 Opdræt, jersey, 6 mdr. til kælvning, sommergræs 2) 9,7 15,2 Ammekøer. sommergræs 184 dage 28,3 45,0 13

1 Kødproducerende enhed 3) 55,0 77,0 1) 0,7852 årsopdræt Den udskilte mængde adderes med bidraget for 0-½ år for produktion af et årsopdræt. 2) 0,7595 årsopdræt. Den udskilte mængde adderes med bidraget for 0-½ år for produktion af et årsopdræt. 3) 1 ammeko incl. 1,02 kvie + 0,47 ungtyr på 470 kg. 14

Tabel 3.1.3. Fordampningsfaktorer (%) for forskellige staldsystemer (Poulsen et al., 2001). Staldtype e s (%) Staldtype e s (%) Svin Fjerkræ Delspalte, løbe og drægtigheds, smågrise 10 Slagtekyllinger 20 Delspalte, slagtesvin, FRATS 12 Skrabekyllinger, øko kyllinger (slagte) 25 Fuldspalte, løbe og drægtigheds 14 Kalkuner, ænder, gæs (slagte) 20 Fuldspalte, smågrise, slagtesvin 16 Æg, gulvdrift + gødningsk. +udeareal 30 Fast gulv, løbe og drægtigheds 16 Æg, Øko. Gulvdrift + udeareal 28 Fast gulv, smågrise 25 Æg, gulvdrift + gødningsk., skrabe 35 Fast gulv, slagtesvin, FRATS 18 Æg, voliere + gødningsbånd, skrabe 14 Strøet+spalter 12 Æg, bure + gødningskælder 12 Strøet+fast gulv 14 Æg, bure + gødningsbånd, fast gødning 10 Dybstr+spalter, løbe og drægtigheds 13 Æg, bure + gødningsbånd, gylle 10 Dybstr+spalt, smågrise, slagtesvin, FRATS 13,5 Rugeæg, gulvdrift + gødningskum. 30 Dybstr+fast gulv 14,3 Hønniker, konsum, netdrift, 119 dage 40 Dybstrøelse 15 Hønniker, konsum, gulvdrift, 119 dage 25 Friland 15 Hønniker, Rugeæg, gulvdrift, 119 dage, HPR 25 Kassesti, delspalte 10 Kassesti, fuldspalte 20 Pelsdyr Løsdrift, fast gulv 15 Gødningsrender 65 Løsdrift, delspalte 13 Net 25 Drænet gulv 14 Kvæg Kvæg Bindestald, grebning 5 Dybstr., spalter+linespil 6 Bindestald, riste 3 Dybstr.,spalter+bagskyl 6,8 Sengestald, fast gulv 10 Dybstr.,spalter+ringkanal 6,8 Senge, spalter + linespil 6 Trædeudmugning 8 Senge, spalter + bagskyl 8 Dybstr, k ædepl+fastgulv 6 Senge, spalter+ringkanal 8 Dybstr, l ædepl.+fast 7,6 Dybstrøelse 6 Spaltegulvsbokse 8,0 Dybstr. + fast gulv 7 Tabel 3.1.4. Fordampnings- og denitrifikationsfaktorer for gødningsopbevaring. Gødningsart e l (%) Gylle 2 Ajle 2 Fast gødning, svin 25 Fast gødning, kvæg 5 Fast gødning, fjerkræ 5 Dybstrøelse, svin+kvæg 25 Dybstrøelse, fjerkræ 15 Denitrifikation fra dybstrøelse 5 Tabel 3.1.5. Fordampningsfaktorer for gødningsudbringning. Gødningstype Teknik Afgrøde Tidspunkt Nedbragt 1 eu, eg (%) Gylle + ajle nedfældning - vinter-forår umiddelbart 2 + sommer-efterår umiddelbart 2 Gylle + ajle slæbeslanger - vinter-forår < 12 timer 7 - vinter-forår > 12 timer 10 - vinter-forår ikke 20 + forår-sommer ikke 6 + sommer-efterår ikke 2 - sommer-efterår < 12 timer 10 1 Husdyrgødningsbekendtgørelsen fastsætter, at flydende husdyrgødning, der udbringes på ubevoksede arealer, skal nedbringes hurtigst muligt og inden 6 timer. Seneste revision af normtal og emissionsfaktorer (Poulsen et al, 2001) omfatter ikke fordampningsfaktorer for flydende husdyrgødning nedbragt inden 6 timer. 15

Tabel 3.1.5. forts. - sommer-efterår > 12 timer 20 - sommer-efterår ikke 25 Gødningstype Teknik Afgrøde Tidspunkt Nedbragt 2 eu, eg (%) Gylle + ajle bredspredning - vinter-forår < 12 timer 7 - vinter-forår > 12 timer 10 - vinter-forår ikke 20 + forår-sommer ikke 30 + sommer-efterår ikke 30 - sommer-efterår < 12 timer 10 - sommer-efterår > 12 timer 20 - sommer-efterår ikke 25 Fast gødning bredspredning - vinter-forår < 12 timer 3,5 - vinter-forår > 12 timer 5 - vinter-forår ikke 10 + forår-sommer ikke 15 + sommer-efterår ikke 15 - sommer-efterår < 12 timer 5 - sommer-efterår > 12 timer 10 - sommer-efterår ikke 12,5 Dyr på græs - + forår-efterår ikke 8 3.2 Spredning og afsætning afgrænsning af betragtet areal Effekter af ammoniakemissioner fra en given landbrugsproduktion optræder, hvor emissionen giver et væsentligt bidrag til den samlede belastning af et følsomt naturområde, og den samlede belastning af området overskrider områdets tålegrænse. Bestemmelse af bidraget fra enkelte lokale kilder til den samlede deposition af ammoniak og ammonium på et naturområde er ikke nogen simpel opgave. Bidraget vil afhænge af en række lokale forhold. Der mangler imidlertid veletablerede værktøjer til beregning af afsætningen, og usikkerheden i vurderingerne er derfor også betydelig. En skitse af en mulig situation ved beregning af lokal-skala spredning og afsætning er vist i figur 3.2.1. Til venstre på figuren er illustreret et kildeområde med punkt- og fladekilder; til højre ligger et naturområde (overdrev), hvor depositionen som følge af emissioner fra kilderne ønskes bestemt. Området mellem kilderne og naturområdet er her benævnt oplandet. Vind Vertikal og horisontal opblanding turbulens kildehøjde deposition deposition hegn overdrev punktkilde fladekilde ruhed, orografi kant ruhed, orografi Kilde område opland naturområde 2 Husdyrgødningsbekendtgørelsen fastsætter, at flydende husdyrgødning, der udbringes på ubevoksede arealer, skal nedbringes hurtigst muligt og inden 6 timer. Seneste revision af normtal og emissionsfaktorer (Poulsen et al, 2001) omfatter ikke fordampningsfaktorer for flydende husdyrgødning nedbragt inden 6 timer. 16

Figur 3.2.1.Mulig situation ved beregning af lokal-skala spredning og afsætning. Nogle af de væsentligste parametre i beregningen er illustreret. Vindrosen illustrerer (den horisontale) fordeling af vinden på forskellige vindretninger og hastigheder. Der kan ved lave koncentrationer (beregnet afsætning < 50 kg N ha -1 år -1 ) regnes med en lineær sammenhæng mellem koncentrationerne i luften tæt ved jorden og tørdepositionen. Tørdepositionen dominerer afsætningen på lokal skala. Depositionshastigheden vil bl.a. afhænge af ruheden af overfladen, hvor skov har stor ruhed, medens fx landbrugsafgrøder har lavere ruhed. Helt tæt på kilden, hvor røgfanen ikke har nået jorden, er afsætningen lav. Denne zone vil være meget smal for de relativt lave landbrugskilder. Luftkoncentrationerne og dermed afsætningen falder meget hurtigt med afstanden til kilden. Den væsentligste årsag hertil er fortyndingen af røgfanen som følge af opblanding i et stadigt større luftvolumen. Denne effekt er mest udtalt for punktkilder og aftager med størrelsen af kildeområdet. En række faktorer vil påvirke den lokale afsætning: Der vil kun ske en forureningspåvirkning af et naturområde som følge af en given emission, når vinden blæser fra kilden til naturområdet. Belastningen af et naturområde fra en given kilde vil derfor være proportional med hyppigheden af vindretningen fra kilden til naturområdet. Koncentrationerne i røgfanen er overalt omvendt proportionale med vindhastigheden, og en højere gennemsnitlig vindhastighed vil derfor tendere til at give lavere afsætning. Forholdet er dog ikke fuldt proportionalt, fordi højere vindhastighed også giver øget turbulens. Vindhastighederne kan variere lokalt afhængigt af, om naturområdet fx ligger ved foden af - eller på toppen af en bakke. Ruheden af naturområdet spiller en stor rolle for afsætningen. Større ruhed, fx som følge af opvækst af træer og buske, vil give højere afsætning. Ved ruhedsspring fx ved kanten af et naturområde kan afsætningen desuden være væsentligt forhøjet. Ruheden af oplandet spiller den modsatte rolle. Større ruhed af oplandet vil forøge tykkelsen af det lag, forureningen blandes op i, og dermed medvirke til at fortynde forureningen. Der vil endvidere ske en større afsætning på oplandet, men dette har på lokal skala mindre betydning for koncentrationerne. En konkret vurdering af belastningen af et naturområde må således inddrage en række lokale forhold. Til brug for sagsvurderingen vil det imidlertid ofte være tilstrækkeligt af foretage en afgrænsning af det område, hvor det ansøgte ud fra en worst case betragtning vil kunne have effekter. Hvis der inden for dette afgrænsede område findes følsomme naturområder, der vil kunne blive påvirkede i væsentlig grad, og denne vurdering afhænger af en nøjagtig vurdering af den ekstra deposition, kan der foretages en mere detaljeret beregning baseret på Manual vedr. vurdering af de lokale miljøeffekter som følge af luftbårent kvælstof ved udvidelse og etablering af større husdyrbrug. For udbringningsarealer af varierende størrelse er sammenhængen mellem emissioner (pr. ha, beregnet iht. kapitel 3.1) og arealet, hvor afsætningen kan overstige 1 kg N ha -1 år -1 illustreret ved figur 3.2.2. Arealet er angivet som en radius omkring udbringningsarealerne. Størrelsen af udbringningsarealerne skal fortolkes således, at et udbringningsareal med en diameter på 200 m svarer til en enkelt mark i et opland domineret af andre arealanvendelser, medens et udbringningsareal med en diameter på 2000 m svarer til et opland domineret af landbrug. Ved en emission fra et udbringningsareal på fx 50 kg N ha -1 år -1 vil der i et opland domineret af andre arealanvendelser (200 m område) i en afstand på ca. 90 m fra marken være en deposition på omtrent 1 kg N ha -1 år - 1. De tilsvarende afstande for hhv. 500 m området, 17

1600 1400 1200 afstand 1000 800 600 2000 m område 1000 m område 400 500 m område 200 200 m område 0 0 25 50 75 100 emission (kg N / ha / år) 1000 m området og 2000 m området er 180 m, 340 m og 660 m. Figur 3.2.3. viser den tilsvarende sammenhæng for punktkilder. Figur 3.2.2. Afstandsgrænser omkring forskellige udbringningsarealer. Indenfor grænsen kan emissioner fra udbragt husdyrgødning bidrage med mere end 1 kg N ha -1 år -1 til den samlede belastning. Kurven er beregnet for et højdepositions scenario, dvs. der er anvendt et sæt af parametre, der giver relativt stor lokal afsætning (u 10 m = 3,3 m s -1, z 0 = 1,4 m, R c = 15 sm -1, hyppighed af vindretning = 0,21). Den mulige deposition er endvidere forøget for at tage højde for, at blandingslagets tykkelse primært bestemmes af oplandet. 4000 3500 afstand (m) 3000 2500 2000 1500 1000 500 ekstra emission: 2.715 kg N ha -1 > 0,5 kg > 1 kg > 2 kg > 4 kg 0 0 50 100 150 200 emission * 100 kg N / år Figur 3.2.3. Afstandsgrænser omkring punktkilder. Inden for grænsen kan kilden bidrage med mere end 0,5 kg N ha -1 år -1 (øverste kurve) og 4 kg N ha -1 år -1 (nederste kurve). Beregningerne dækker en 4 m høj kilde med en udstrækning på 50x50 m 2. Der er anvendt et højdepositions scenario, dvs. der er anvendt et sæt af parametre, der giver relativt stor lokal afsætning (u 10 m = 3,3 m s -1, z 0 = 1,4 m, R c = 15 sm -1, hyppighed af vindretning = 0,21). Den mulige deposition er endvidere forøget for at tage højde for, at blandingslagets tykkelse primært bestemmes af oplandet. På figuren er endvidere illustreret et eksempel, 18

hvor den ekstra emission udgør ca. 2.700 kg N ha -1 år -1. Denne emission kan give et bidrag på mere end 1 kg N ha -1 år -1 indenfor en afstand af 1.000 m fra kilden. De tilsvarende afstande for en ekstra belastning på hhv. 0,5, 2 og 4 kg N ha -1 år -1 er 1.400 m, 700 m og 500 m. Kurverne er modelberegnede baseret på det samme sæt af parametre. Der er anvendt et sæt af parametre, der giver relativt stor lokal afsætning. Punktkilder med en indbyrdes afstand mindre end 100-200 m behandles som én kilde. Den samlede kilde placeres ved massemidtpunktet mellem kilderne. For fladekilder afsættes den aflæste afstand vinkelret på tangenten til arealernes omrids. Der vil være mulighed for et vist overlap i de aftegnede kilder, specielt hvis ejendommen har et større antal gødningslagre og udbringningsarealer. Det samlede areal, hvor naturområder kan berøres, afgrænses som foreningsmængden af de enkelte arealer, som illustreret i figur 3.2.4. Dette kan medføre en undervurdering af belastningen, hvis den samlede emission er fordelt på flere mindre kilder. Hvis det samlede antal kilder er større end 4, anbefales det at supplere med en afgrænsning, hvor ejendommens samlede emissioner fra stald og lager placeres ved den største enkeltkilde (normalt staldanlægget). Det samlede areal, hvor naturområder kan berøres, findes stadig som foreningsmængden. For kilder med en større kildestyrke end 20.000 kg N år -1 kan der ekstrapoleres ud fra de angivne kurver. Det anbefales dog at anvende 3000 m som en fast øvre afstand til naturarealer, der kan berøres. Afgrænsningen af det samlede areal, hvor naturområder kan berøres, er illustreret i figur 3.2.4 jvf. beskrivelsen i ovenstående. Det kan i særlige tilfælde vælges at medtage områder i den videre vurdering, der støder op til eller ligger tæt på det afgrænsede område, specielt hvis der er tale om meget følsomme og værdifulde naturområder. afgrænset område radier mark stald lager grænse v. markkant Figur 3.2.4. Afgrænsning af det muligt berørte areal. Som illustreret med grå linje kan tilstødende områder medtages i den videre vurdering, hvis de er specielt følsomme og værdifulde. 3.3 Identifikation af mulige følsomme områder Når der er foretaget en afgrænsning af et område, hvor den ekstra emission som følge af det ansøgte kan have en effekt, kan det undersøges, om der inden for denne grænse findes naturområder, der kan blive påvirkede af en ekstra kvælstofafsætning. Det kan dreje sig om kvælstoffølsomme naturområder, hvor den væsentligste tilførsel af kvælstof vil være fra atmosfærisk nedfald, og hvor en ekstra tilførsel af kvælstof forventes at have betydning for områdernes fremtidige tilstand. De fleste danske naturtyper er naturligt tilpassede kvælstofniveauer, der ligger væsentligt under dagens belastningsniveau og kan derfor potentielt være følsomme for ekstra belastninger med kvælstof. De følsomme naturtyper omfatter både næringsfattige økosystemer 19

som højmose, hede, fattigkær og lobeliesøer og økosystemer på mere rig bund, som blot er begrænsede af kvælstof, fx fersk natureng på kvælstoffattig bund, nogle af rigkærrene, overdrevene og skovene. En del naturområder vil tillige være forsuringsfølsomme. Som udgangspunkt må det antages, at de ovennævnte naturtyper kan være følsomme for en ekstra belastning med kvælstof. Det er imidlertid ikke ensbetydende med, at et ekstra bidrag med kvælstof også i alle tilfælde må betragtes som en væsentlig påvirkning. Vore mere eller mindre naturlige økosystemer er udover kvælstofbelastning udsat for mange påvirkninger fra det omgivende samfund, f.eks. dræning, gødskning, pesticidafdrift, færdsel, overgræsning, manglende eller forkert drift eller pleje, og indsamling. Det vil derfor som udgangspunkt kun give mening at betragte områder, der er i en eller anden form for beskyttelse, dvs. 3 områder, fredede områder og områder omfattet af habitatdirektivet. Hvis et område er udsat for en påvirkning, der vurderes med sikkerhed at ville have større betydning for områdets fremtidige tilstand end en forøget kvælstofbelastning, kan det vælges at udelade dette område fra vurderingen. Dette gælder specielt, hvis det vurderes ikke at være muligt at reducere den aktuelle påvirkning. 3.4 Vurdering af de berørte områders følsomhed Hvis der findes naturområder, der kan være følsomme for en ekstra belastning med kvælstof, indenfor det muligt berørte område, vil der være behov for en kvantitativ vurdering af områdernes følsomhed m.h.p. at undersøge, om den samlede belastning vil overstige områdernes tålegrænse. Kvælstof virker både forsurende og eutrofierende, og effekterne kan både berøre naturområdernes struktur og funktion, karakteristiske arter, og påvirke grundvand og overfladevand. Der er i princippet to mekanismer, der kan medføre ændringer af artssammensætningen af (semi)naturlige økosystemer som følge af kvælstofdepositioner: 1) Forøget tilgængelighed af kvælstof kan føre til dominans af hurtigtvoksende arter, hvis kvælstof er begrænsende for væksten af disse arter, 2) Øget surhedsgrad af jorden kan medføre tilbagegang eller udryddelse af surhedsfølsomme arter, specielt på jorder med lille bufferevne. Den forsurende effekt må ses i sammenhæng med belastningen med svovl, idet både kvælstof og svovl virker forsurende. Forsuring af jorden vil, ud over påvirkningen af forsuringsfølsomme arter, medføre en øget udvaskning af basekationer (K, Mg, Ca) fra jorden og en øget mobilisering af aluminium (Al). Dette kan medføre næringsstofubalancer og toksiske effekter af Al på planternes rødder og en øget følsomhed for stress fra tørke, frost og insektangreb. I sidste ende vil effekten være et fald i naturområdernes stabilitet. En ændret kemisk sammensætning af afstrømningsvandet vil kunne påvirke søer og vandløb i afstrømningsområdet. Ved kraftig jordforsuring vil mobilisering - og udvaskning af Al og fald i ph kunne påvirke kvaliteten af grundvandet og kunne påvirke jordstrukturen. Et overskud af kvælstof kan akkumuleres over en årrække. For skove forventes denne akkumulering at medføre kvælstofmætning med efterfølgende udvaskning af kvælstof og jordforsuring og tab af basekationer. En tredjedel af de danske skove anslås at være kvælstofmættede. For heder kan den akkumulerede kvælstof medføre, at græsser kan udkonkurrere dværgbuskene, når vegetationen åbnes fx som følge af angreb af lyngens bladbille. 20

En måde at kvantificere et naturområdes følsomhed for luftforurening er anvendelse af tålegrænser. Tålegrænsen defineres som En kvantitativ vurdering af den belastning med et eller flere forurenende stoffer, hvorunder effekter på udvalgte følsomme elementer af natur og miljø ikke forekommer vurderet med den bedste nuværende viden. En tålegrænse er således et simpelt mål for et områdes følsomhed og bør primært ses som en erstatning for egentlige dosis-/effektrelationer. Et naturområdes følsomhed for luftforurening vil afhænge af en række biotiske og abiotiske faktorer som områdets forhistorie, den aktuelle drift og pleje, jordbunds- og nedbørsforhold, tilstedeværelsen af følsomme arter, målsætningen for området, specielt i.f.m. naturgenopretning etc. Følsomheden afhænger endvidere væsentligt af den betragtede tidsskala, idet effekter af luftforurening typisk optræder som følge af den akkumulerede virkning af lang tids belastning. En tålegrænse er principielt en karakteristisk egenskab for et enkelt naturområde, og der kan ikke fastsættes én generel værdi for al natur eller for hele naturtyper, jordbundstyper etc. Ideelt set bør tålegrænsen fastsættes (beregnes) for den enkelte lokalitet. I forhold til sagsvurderingen efter denne vejledning vil dette imidlertid typisk ikke være muligt. Der er dog generelle forskelle i naturtypernes følsomhed, og selvom tålegrænserne for forskellige naturtyper udgør tildels overlappende intervaller, kan naturtypen give en indikation af et områdes følsomhed, specielt for de mest følsomme naturtyper. Tabel 3.4.1 giver en oversigt over de anbefalede metoder og forventede intervaller for tålegrænser for de enkelte naturtyper. Tallene i parentes angiver en øvre grænse, hvor naturområdets tilstand kan fastholdes i en periode ved intensiveret pleje. De angivne intervaller dækker beskyttelse af områdernes struktur og funktion og tildels beskyttelse af følsomme arter. I forhold til tidligere publicerede tålegrænser for dansk natur (fx angivelserne for empirisk bestemte tålegrænser i Bak et al., 1999) er de angivne intervaller en smule bredere, hvis den øvre grænse, der fordrer intensiveret pleje, inkluderes. Tabel 3.4.1. Intervaller af tålegrænser for danske naturtyper samt anbefalede metoder til fastsættelse af tålegrænsen for naturområder. CL(N) angiver tålegrænser for eutrofiering; CL(A) tålegrænser for forsuring. keq (k mol c ) kan omregnes til kg N ved multiplikation med 14. Den samlede belastning af forsurende stoffer udgøres af summen af S og N. SMB, N og SMB, A er simple massebalancemodeller for hhv. kvælstof og forsuring. Kvælstof CL(N) Forsuring CL(A) Empirisk baseret Beregning for kvælstof Beregning for forsuring kg N ha -1 år -1 keq ha -1 år -1 (SMB, N) (SMB, A) Højmoser 5 (7,5) 3 Lobeliesøer 5-7,5 (10) 3 Ekstremfattigkær 5 7,5 (12) 3 Hedemoser 5 7,5 (12) 3 Fersk natureng 1 10 17 (22) 0,9 2,4 2 3 (3) 3 Ekstremrigkær 10 15 (20) 3 Heder 10 15 (22) 3 3 Lichenrige heder 7 12 (17) 3 Overdrev 10 25 (35) 0,9 2,4 2 3 (3) 3 Løvskov, naturskov 10 20 (30) 0,8 2,7 2 3 3 3 Nåleskov 7 20 (30) 1,0 4,1 2 3 3 3 Grundvand 31-55 3 3 Jordstruktur >> 1,3 4 3 21

1 ferske naturenge på kvælstoffattig jord, uden gødskning. 2 tålegrænser for faktisk forsuring, dvs. uden vækstoptag og kvælstofprocesser. 3 overskridelse af 50 mg l -1 i afstrømningsvandet fra rodzonen. 4 svarende til Al(OH) 3 = 0. For naturtyperne højmose, lobeliesø, ekstremfattigkær, ekstremrigkær, hedemose og lichenrige heder findes der pt. kun de empirisk baserede tålegrænser. Det anbefales i sagsvurderingen at anvende den nedre ende af de angivne intervaller, idet det vil kræve en konkret vurdering baseret på data fra områderne, hvis det skal sandsynliggøres, at en højere belastning ikke vil medføre skader på området. Det vil i praksis sige, at der altid vil skulle foretages en konkret vurdering, hvis naturtyperne højmose, lobeliesø, ekstremfattigkær eller hedemose findes indenfor det afgrænsede berørte område. Den nedre del af tålegrænsintervallet er overskredet overalt i landet for disse naturtyper. For lichenrige heder vil dette også være tilfældet de fleste steder i landet, selvom typen typisk findes i områder med relativt lav belastning. Tålegrænsen for eng dækker fersk natureng, hvor den lave ende af intervallet dækker de mest artsrige, meget ekstensivt drevne og næringsfattige engarealer. Denne type er meget sjælden, også i forhold til den samlede mængde af 3 registrerede enge. Den lave grænse bør kun anvendes, hvor der med sikkerhed er tale om en botanisk værdifuld lokalitet, evt. med en høj målsætning i amtets naturkvalitetsplanlægning og på arealer, der med sikkerhed ikke har været gødskede eller kvælstofpåvirkede fra andre kilder. For eng generelt kan en grænse på 20 kg N ha -1 år -1 anvendes i sagsvurderingen. Der bør her foretages en vurdering af, om tålegrænsen er overskredet. For overdrev vil den lave ende af det angivne interval dække de mest artsrige, ekstensivt drevne og næringsfattige arealer, og primært lavproduktive, tørre overdrev på sur og sandet bund. Det angivne interval for tålegrænser for overdrev (10-35 kg) er meget bredt og overlapper en væsentlig del af variationen i kvælstofnedfald i Danmark. Det må som udgangspunkt forventes, at der er så stor en mængde af meget følsomme overdrev, at man ikke uden videre kan se bort fra muligheden af, at de konkret berørte overdrev tilhører denne gruppe. Det anbefales dermed at bruge grænsen på 10 kg i sagsvurderingen medmindre der er konkrete informationer, der peger mod en højere tålegrænse. Dette kunne fx være oplysninger om, at overdrevet har været gødsket og/eller at der i perioder har været et væsentligt højere græsningstryk end svarende til ca. 4 moderfår eller et enkelt ungkreatur pr ha., eller at der er foretaget en konkret vurdering af, at området kun i begrænset omfang indeholder kvælstoffølsomme planter. Overdrevene kan endvidere være forsuringsfølsomme. Kvælstofdepositionen skal her ses i sammenhæng med nedfaldet af svovl, hvor den forsurende effekt af det aktuelle svovlnedfald svarer til effekten af en deposition på 6-8 kg kvælstof. På de mere følsomme jorder vil det sige, at der maksimalt er plads til en belastning på knap 10 kg kvælstof, før tålegrænsen overskrides. Fugtige (klokkelyngs-) heder og klitheder forventes med tålegrænser på 17-22 kg N ha -1 år -1 at være mindre følsomme end tørre indlandsheder, hvor tålegrænsen forventes at ligge på 15-20 kg N ha -1 år -1. For artsrige heder/hedeoverdrev er intervallet for tålegrænser 10-15 kg N ha -1 år -1, medens lichenrige heder forventes at være endnu mere følsomme med tålegrænser på 7-12 kg N ha -1 år -1. Det vurderes, at de mere følsomme hedetyper forekommer så forholdsvist sjældent, at det ikke er rimeligt at anvende den nedre del af intervallet for disse typer som udgangspunkt i sagsvurderingen. Det anbefales at anvende en værdi på 15 kg N 22

ha -1 år -1 for heder i vurderingen af sagsvurderingen, medmindre der findes oplysninger, der med sikkerhed kategoriserer det berørte område som artsrig eller lichenrig hede. For skov vil det ved miljøgodkendelse og i VVM-vurderinger primært være hensynet til naturindholdet i skoven, det kan være relevant at tage hensyn til. De empirisk baserede tålegrænser for ændringer i underskovsvegetation og mykorrhiza går ned til 7 kg N ha -1 år -1, og skoven kan dermed være en af de mest følsomme naturtyper. Da depositionen også typisk er forholdsvis høj i skov, bør der foretages en konkret vurdering af de mulige effekter, hvis der findes skov i det berørte område. En stor del af de danske skove er plantager eller anden intensivt drevet produktionsskov, hvor naturindholdet kan være meget begrænset. Et forøget nedfald af kvælstof kan have betydning for stabiliteten af disse skove og dermed også på længere sigt for skovproduktionen. Det er dog et spørgsmål, hvor højt hensynet til skovproduktionen skal vægtes i sagsvurderingen, specielt hvor skoven evt. ejes af ansøgeren i sagen. Ved længere tids belastning over tålegrænsen kan der ske en kraftig jordbundsforsuring, og skoven kan blive kvælstofmættet. Ved depositioner over ca. 31 kg N ha -1 år -1 kan nitratkoncentrationerne i afstrømningsvandet fra skoven overstige drikkevandsstandarden. Det anbefales i vurderingen at anvende en tålegrænse på 10 kg N ha -1 år -1 for skovområder større end 1 ha, hvor der ikke foreligger oplysninger om skoven. Hvis skovområderne ud fra en besigtigelse, flyfotos eller p.b.a. andre informationer vurderes til at være intensivt drevet produktionsskov eller plantage, hvor der ikke kan forventes det store naturindhold, kan en grænse på 31 kg N ha -1 år -1 anvendes, hvis det skønnes nødvendigt til beskyttelse af drikkevandsinteresser. De anbefalede tålegrænser for sagsvurderingen er forholdsvis lave og vil i mange tilfælde medføre, at det må vurderes, at der kan være problemer forbundet med en udvidelse. Er dette tilfældet, skal der yderligere foretages en vurdering af, om tålegrænserne overskrides, om den ekstra belastning fra det ansøgte er væsentlig ift. andre kvælstofkilder for de berørte områder, og om den ekstra belastning med kvælstof forventes at have væsentlig betydning for de berørte områders tilstand. Alternativt kan der foretages en mere detaljeret vurdering af de berørte områders tålegrænser ved anvendelse af Manual vedr. vurdering af de lokale miljøeffekter som følge af luftbårent kvælstof ved udvidelse og etablering af større husdyrbrug. 3.5 Mulig ekstra belastning For at afgøre, om en ekstra belastning med kvælstof vil udgøre et problem, skal tålegrænserne for de muligt berørte områder (jvf. afsnit 3.4) sammenlignes med en beregnet ekstra belastning som følge af det ansøgte og med baggrundsbelastningen i området. Den ekstra deposition fra de enkelte punkt og fladekilder på de potentielt berørte naturområder findes ud fra kurver over sammenhængen mellem afstand fra kilden og afsætningen fra en enhedsemission på 100 kg N år -1 (jvf. figur 3.5.1). For fladekilder anvendes tilsvarende kurver baseret på en enhedsemission på 100 kg N ha -1 år -1 (jvf. figur 3.5.2). De aflæste depositioner skaleres efter den faktiske emission og den lokale hyppighed af vindretninger (vindrose). Der antages et lineært forhold, så skaleringen foretages som: deposition = aflæst deposition * S e * S v (jvf. figur 3.5.1 og 3.5.2); S e = faktisk emission / 100 kg. S v = hyppighed af vindretning (%) * 0,12. 23

Der er regnet med 12 vindsektorer på 30 o. For punktkilder findes vindsektoren ved at indtegne den kortest mulige afstand mellem kilden og naturområdet. Punktet, hvor forbindelseslinjen rører naturområdet tages som centrum for vindrosen. For udbringningsarealer findes den primære vindsektor ved at indtegne forbindelseslinjen mellem de to områders (skønnede) massemidtpunkter. Afstanden findes som den kortest mulige afstand mellem de to områder. Hyppigheden af vindsektorerne er givet i tabel 3.5.1. Tabel 3.5.1. Gennemsnitlig hyppighed af vind fra forskellige vindsektorer baseret på data fra 9 danske stationer. Vindretningerne er 0 = N, 90 = Ø, 180 = S og 270 = V (Troen & Petersen, 1989). Sektor 0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 Hyppighed (%) 4,5 4,9 7,1 8,5 9,4 6,7 7,8 10,3 13,5 14,6 8,5 4,5 10,0000 10,00 deposition (kg N/ha/år) v. 100 kg emission 1,0000 0,1000 0,0100 0,0010 høj dep scelav dep sce- 1,00 0,10 lav dep scehøj dep sce- 0,0001 0 1000 2000 3000 afstand (m) 0,01 0 100 200 300 400 500 afstand (m) Figur 3.5.1. Sammenhængen mellem afstand til kilden og deposition på et naturareal som følge af en emission på 100 kg N år -1. Beregningen dækker en 4 m høj kilde med en udstrækning på 50x50 m 2. Som eksempel er vist en aflæsning af afsætningen ved en afstand på 200 m fra kilden. Afsætningen kan aflæses til mellem 0,1 og 0,3 kg N ha -1 år -1 ved en emission på 100 kg N år -1. Hvis emissionen fx var 2.700 kg N år -1 vil depositionen tilsvarende være mellem 2,7 og 8,1 (afrundet. 3 og 8) kg N ha -1 år -1. deposition (kg N/ha/år) v. 100 kg / ha emission 10,000 1,000 0,100 0,010 2000 500 200 h ø 0,001 0 1000 2000 3000 afstand (m) h ø h ø 10,00 1,00 0,10 500 2000 200 0,01 0 100 200 300 400 500 afstand (m) h ø h ø h ø 24