Konstruerede minivådområder med overfladestrømning effektivitet og potentiale.

Konstruerede minivådområder med overfladestrømning effektivitet og potentiale. Contructed wetlands with surface-flow efficiency and potential. Bachelorprojekt, Bacheloruddannelsen i Agrobiologi ved Aarhus Universitet (15 ECTS) 15.11.2015 Anne-Mette Sommer Kristensen Studienr.: 20106578 Hovedvejleder: Charlotte Kjærgaard

Indholdsfortegnelse Sammendrag:... 3 1. Indledning... 3 2. Teoretisk baggrund... 4 2.1. Kvælstof (N)... 4 2.2. Kvælstof i drænvand... 5 2.3. Konstruerede minivådområder med overfladestrømning... 6 2.3.1. Design... 6 2.3.2. Kvælstofomsætning... 8 2.3.2.1. Processer... 8 2.3.2.2. Denitrifikation... 9 2.3.2.3. Kontrollerende faktorer for denitrifikationsraten... 10 3. Hydraulisk opholdstids betydning for N- reduktionseffektiviteten Et litteraturstudie... 11 4. Konstruerede vådområde Fillerup - et Case study... 16 4.1 Oplandet Norsminde Fjord... 16 4.2. Reduktionskrav for deloplandet Fensholt... 17 4.3.Fillerup et konstruerede minivådområde med surface- flow... 18 4.3.1. Drænafstrømning til Fillerup... 18 4.3.2. Hydraulisk opholdstid for Fillerup... 19 4.3.3. N- reduktionseffektiviteten for Fillerup... 20 5. Diskussion... 22 6. Konklusion... 25 8. Referencer... 27 2

Sammendrag: Landbrugets udledning af kvælstof belaster vandmiljøet og ifølge udkastet til de nye Vandområdeplaner (2015-2021) skal kvælstofudledningen reduceres. Konstruerede minivådområder med overfladeafstrømning er et nyt målrettet virkemiddel til reduktion af kvælstof i drænvand. Opgavens formål er, at undersøge de kontrollerende faktorer for N-reduktionseffektiviteten i minivådområder med overfladestrømning og igennem et litteraturstudie, at gøre rede for sammenhængen mellem hydraulisk opholdstid og N-reduktionseffektiviteten. Med udgangspunkt i reduktionskravene i udkastet til de nye vandområdeplaner, laves en vurdering af om minivådområder med overfladestrømning, er et realistisk virkemiddel til at nå reduktionsmålene for deloplandet Fensholt. Flere faktorer er kontrollerende for N-reduktionseffektiviteten, især er temperaturen og vandets hydrauliske opholdstid i minivådområdet afgørende. Lav temperatur i sammenhæng med kort hydraulisk opholdstid giver en væsentlig lavere N-reduktion, end under gode betingelser. Den hydrauliske opholdstid forkortes ved stor afstrømning, hvilket kan nedsætte N-reduktionseffektiviteten betydeligt. I et koldt klima, som i Danmark, er det vigtigt at dimensionere minivådområdet, så det har kapacitet til store nedbørsmængder, for på den måde at opretholde en tilstrækkelig N-reduktion i vinterhalvåret. Ifølge litteraturen kan et vådområdeareal på ca. 1% af oplandet og en opholdstid på min. 2 døgn, være medvirkende til en tilfredsstillende N-reduktion. Minivådområdet Fillerup i deloplandet Fensholt, havde i perioden 2013-2014, en N-reduktion på 23%. Med denne reduktionseffektivitet er det ikke realistisk, at opfylde reduktionskravende, da ca. 10% af deloplandet Fensholt skal omlægges til minivådområde. De høje krav, der stille til et egnet areal mindsker muligheden for at finde velegnede arealer til minivådområder, men i kombination med andre virkemidler, kan konstruerede minivådområder bidrage til en effektiv N- reduktion fra oplandet til Norsminde Fjord. 1. Indledning Dansk landbrug står overfor en stor udfordring, idet udledningen af næringsstoffer fra landbruget skal reduceres betydeligt. Ifølge udkastet til de nye Vandområdeplaner (2015-2021) skal udledningen af næringsstoffer til vandmiljøet nedsættes yderligere i forhold til de foregående vandplaner, for som minimum, at kunne opnå god tilstand i det danske vandmiljø. Vandplanerne er en implementering af EU s Vandrammedirektiv, som forpligter Danmark til at sikre renere vand i vores søer, åer og fjorde(miljøministeriet & Naturstyrelsen, 2014) En af de største udfordringer på vandmiljøområde er tilførslen af kvælstof, som bl.a. kommer fra landbrugets anvendelse af kunst- og husdyrgødning. Der er en tæt sammenhæng imellem landbrugets overskud af kvælstof på markerne og tilførslen til vandmiljøet(miljøministeriet & Naturstyrelsen, 2014). I 1850 påbegyndtes dræning af lerjord med teglrør i Danmark og i dag er ca. 50 % af landbrugsarealet drænet(olesen, 2009). Dræning af arealer, der ellers ikke er dyrkbare, sikre vores fødevareproduktion, men drænene fungerer som motorveje for afstrømning, hvilket forsager en direkte transport af næringsstoffer fra markerne til vandmiljøet(kjærgaard & Hoffmann, 2013). Næringsstoftab via dræn er estimeret til 45-60 % af det totale N-tab (Grant et al., 2010). I 2012 udledtes der på landsplan 56.949 tons N til de marine områder, men ifølge de nye 3

Vandområdeplaner er målsætningen en udledning på 42.015 tons N/år. Denne reduktion forventes ikke, at kunne nås alene med de allerede iværksatte og planlagte tiltag. For at nå målsætningen skal der ske en supplerende indsats udover baselineeffekten på 7.773 tons/år (Miljøministeriet & Naturstyrelsen). Baselineeffekten indebære effekten af planlagte tiltage, som brug af eksisterende virkemidler, f.eks. efterafgrøder, randzoner og nedsættelse af gødningsnormer. Konstruerede minivådområder er et nyt virkemiddel til reduktion af kvælstofudledningen, som netop adresserer den direkte transport af kvælstof til vandmiljøet. Med etablering af et konstrueret vådområde afbrydes motorvejen og drænvandet opsamles, hvilket muliggør fjernelse af kvælstof, førend drænvandet ledes videre til vandmiljøet(kjærgaard & Hoffmann, 2013). Konstruerede vådområder er et målrettet virkemiddel, men i Danmark er virkemidlet forholdsvis nyt, hvilket betyder at forskning og udvikling indenfor området først er igangsat indenfor de seneste år (Kjærgaard & Hoffmann, 2013). Der er dermed en igangværende proces, som skal fastslå virkemidlets effektivitet under danske forhold og om minivådområder kan være en del af løsningen til fremtidens reduktion af bl.a. kvælstof (Kjærgaard & Hoffmann, 2010). Der findes flere typer af konstruerede vådområder og de har effekt på både kvælstof(n) og fosfor(p), men i denne opgave er fokus på konstruerede minivådområder med overfladestrømning og deres effekt på N-udledningen. Denne opgave har til formål første at undersøge, hvilke faktorer der kontrollerer N-reduktionseffektiviteten i minivådområder med overfladestrømning. Dernæst at redegøre for sammenhængen mellem hydraulisk opholdstid og N-reduktionseffektiviteten igennem et litteraturstudie. Til sidst laves en vurdering af om minivådområder med overfladestrømning er et realistisk virkemiddel i forhold til at opnå reduktionsmålene for Fensholt delopland med udgangspunkt i kravene i udkastet til de nye vandområdeplaner for Norsminde Fjord. Dette gøres på baggrund af et case study med data fra minivådområdet i Fillerup beliggende i deloplandet. Minivådområder har i mange år været anvendt til rensning af spildevand, og der findes meget international litteratur indenfor dette felt. Disse adskiller sig dog betydeligt fra minivådområder der modtager drænvand, da der her er en betydelig variation i vandets indhold af næringsstoffer og afstrømning igennem sæsonen (Poe et al., 2003). I denne opgave fokuseres der på konstruerede minivådområders effekt på nitrat i drænvand og på denitrifikationsprocessen, da denne er den dominerende kvælstoffjernende proces (O'Geen et al., 2010). 2. Teoretisk baggrund 2.1. Kvælstof (N) Nitrogen(N) tilføres landbrugets jorder som gødning og er det næringsstof, hvor der oftest sker en overtildeling. Nitrogen er samtidig det næringsstof, der i høj grad har ansvaret for forringelsen af vandkvaliteten (Brady & Weil, 2013). Nitrogen er et vigtigt element for plantevækst og tilføres jorden i handels- og husdyrgødning. I husdyrgødning indeholder N på organisk form, hvor N i handelsgødning tilføres i form af nitrat (NO 3 - )og ammonium (NH 4 + ). Disse er direkte tilgængelige for planterne, men da den negativt ladede nitrat ion ikke bindes i jorden, er der 4

risiko for udvaskning (Brady & Weil, 2013). Nitrat som udvaskes fra rodzonen og opsamles af dræn, transporteres direkte til vandmiljøet. Det danske landovervågningsprogram NOVANA, har foretaget målinger af kvælstoftabet fra dræn i to lerjordsoplande, målingerne viste at nitrat-n udgør imellem 90-95 % af total-n(blicher-mathiesen et al., 2012). I Danmark har der i mange år været fokus på udledningen af kvælstof fra landbruget, og som resultat af vandmiljøplanernes initiativer og bedre udnyttelse af husdyr- og handelsgødning, har der været et fald i forbruget af handelsgødning på 50% i perioden 1990-2013, men kvælstofoverskuddet i markbalancen er reduceret med ca. 43% (Blicher-Mathiesen et al., 2015). På lerjord ses et betydeligt fald i kvælstofkoncentrationen i vandet fra det forlader rodzonen, til det når ned i det øvre grundvand. Nedgangen skyldes denitrifikation i jordlag fra bunden af rodzonen og ned til grundvandet (Blicher-Mathiesen et al., 2015). 2.2. Kvælstof i drænvand I Danmark er 50% af vores jorder drænede for at muliggøre dyrkning af arealer, der ellers ville være vandmættede. Dræning er nødvendig i mange dele af Danmark især på lerjorder(olesen, 2009), hvor vands evne til at infiltrere jorden er lavere og der hurtigere opstår vandmættede forhold(richardson et al., 2001). Drænene opfanger vandet fra rodzonen, hvor der endnu ikke er ske en reduktion af kvælstofindholdet. Drænene bliver dermed en motorvej for afstrømningen, hvor næringsstoffer kan transporteres uhindret til vandmiljøet(kjærgaard & Hoffmann, 2013). Dette kan også ses af en modelberegning med N-LES4, som viser at den gennemsnitlige årlige kvælstofudvaskning fra rodzonen for de seneste fem år er ca. 50 kg N/ha på lerjorde og ca. 91 kg N/ha på sandjorde, se figur 1. Både på lerjordene og sandjordene er udvaskningen mindre end nettotilførslen, da der sker et tab ved ammoniakfordampning på overfladen og denitrifikationen i jorden. Udvaskningen er væsentlig større fra sandjordene end fra lerjordene. Selv om dette er gældende, er kvælstoftransporterne i vandløbene væsentlig højere i lerjordsoplandene end i sandjordsoplandene. Dette skyldes, at vandafstrømningen på lerjordene sker gennem de øvre jordlag og via dræn, mens vandafstrømningen på sandjordene i højere grad sker gennem de dybere jordlag, hvor der forekommer en kvælstofreduktion(blicher-mathiesen et al., 2015). 5

Figur 1. Skema over kvælstofkredsløbet i hhv. dyrkede lerjords- og sandjordsoplande samt for naturoplande for 2008/09-2012/13. Udvaskningen er modelberegnet med N-LES4 for alle marker i oplandet (Blicher-Mathiesen et al., 2015). Drænvandsafstrømningen varierer betydeligt igennem året afhængig af de klimatiske forhold. Kun en del af afstrømningsvandet strømmer via dræn, da grundvandsspejlet skal hæves til drændybden før drænene begynder at løbe. For hele måleperioden 1990/91-2011/12 udgjorde drænvandsafstrømningen i gennemsnit imellem 61-65 % af afstrømningen fra rodzonen på de drænede arealer(blicher-mathiesen et al., 2015). Det er i høj grad lerjordsoplande, som er drænede, og det er således her et konstrueret minivådområde kan være relevant, for at begrænse udledning af kvælstof til vandmiljøet. 2.3. Konstruerede minivådområder med overfladestrømning 2.3.1. Design Konstruerede vådområder er designet med henblik på retention eller omsætning af næringsstoffer. Næringsstoffere kan transporteres uhindret via dræn fra marken til vandmiljøet, men med et minivådområde brydes transportvejen og indholdet af bl.a. kvælstof reduceres inden vandet når recipienten (Kjærgaard & Hoffmann, 2010). Der findes to hovedtyper af konstruerede minivådområder: Konstruerede minivådområder med overfladestrømning(surface-flow constructed wetlands SF-CW,) hvor vandstrømningen foregår over jordoverfladen og konstruerede minivådområder med en permeabel filtermatrice, hvor vandstrømningen foregår under jordoverfladen(subsurface-flow constructed wetlands) igennem 6

et mineralsk eller organisk materiale. Denne opgave fokusere på minivådområder med overfladestrømning(kjærgaard & Hoffmann, 2013). Vådområdets design afhænger af de lokale hydrologiske forhold, størrelse på drænoplandet og hvor i landskabet, der er mulighed for en placering(kjærgaard & Hoffmann, 2010). Selv om der findes mange udformninger har SF-CW har de nogle fællestræk. Vandet strømmer igennem dybe zoner med åbent vandspejl og lavvandede zoner med vegetation. Etableringen af de seneste års danske projekter med minivådområder med overfladestrømning følger Supreme- Tech design (Figur 2). Her består vådområdet af et sedimentationsbassin, hvor drænvandet har sit indløb. Sedimentationsbassinet har en dybde på 1 m og er mere el. Mindre adskilt fra resten af vådområdet. Herefter følger tre åbne bassiner, der hver er 1 m dybe. Og imellem disse, er der lavvandede vegetationszoner 0,3 m dybe (Kjærgaard & Hoffmann, 2013). Figur 2 : Design af konstrueret minivådområde med overfladestrømning (Kjærgaard & Hoffmann, 2013). De dybe og lavvandede dele af vådområdet tjener hvert deres formål. I de lavvandede zoner er vandet aerobt og vegetation kan gro. Vegetation er en kilde til kulstof, der er en forudsætning for de mikrobiologiske processer. Når vandet passerer vegetationszonerne opblandes det og hastigheden på strømmen nedsættes. De dybe zoner skaber mulighed for et anaerobt miljø, hvor de kvælstoffjernende processer kan foregå. Derudover giver de et større volumen så vandet holdes længere i miniområdet(kjærgaard & Hoffmann, 2013). Figur 2 viser et minivådområde i Fillerup ved Odder designet som beskrevet. 7

Figur 3: Billede af konstrueret minivådområde i Fillerup ved Odder (Kjærgaard & Hoffmann, 2013). 2.3.2. Kvælstofomsætning Kvælstof i form af nitrat, ammonium og organisk N omsættes og fjernes helt naturligt via flere processer i konstruerede vådområder, men især igennem den respiratoriske denitrifikation, som er den dominerende N fjernelses mekaniske (O'Geen et al., 2010). Endvidere kan kvælstof fjernes igennem andre processer, som ved planteoptag, immobilisering, sedimentation af partikulært N og volatilization (Stanley et al., 2007). 2.3.2.1. Processer Immobilisering og planteoptage af NH 4 + og NO 3 - regnes ikke for permanent lagring af N, da disse puljer frigives når planter og mikroorganismer forgår og nedbrydes(o'geen et al., 2010). Organisk N kan mineraliseres i den aerobe del af vådområdets sediment. Herved frigives der ammonium, som kan optages af planter eller kan indgå i nitrifikationen. I nitrifikationsprocessen omdanner autotrofe bakterier ammonium via to trin. Ammonium oxideres til nitrit (a), som der dernæst omdannes til nitrat(b), som vist i processerne nedenfor (Brady & Weil, 2013): (a) NH 4 + + O 2 à NO 2 - + H + + H 2 O + energi (Nitrosomonas bakterien) (b) NO 2 - + O 2 à NO 3 - + energi (Nitrobakter bakterien) Denne proces foregår ligeledes under aerobe forhold, som opstår i de lave dele af minivådområdet. Planterne i de lave dele bidrager til dannelsen af det aerobe miljø i disse zoner via iltfrigivelse fra deres rødder(o'geen et al., 2010). Størstedelen af N-fjernelsen forgår dog ved denitrifikation af nitrat, da nitrat er den dominerende N-form i drænvandet(blicher-mathiesen et al., 2015). 8

Figur 4: Skematisk oversigt over nitrogencyklen i konstruerede vådområder(o'geen et al., 2010). 2.3.2.2. Denitrifikation Ved den respiratoriske denitrifikation fjernes nitrat fra drænvandet, da det omdannes til N- holdige gasser, der frigives til atmosfæren(brady & Weil, 2013). Denitrifikationen er en dissimilatorisk proces, der foretages af fakultative anaerobe bakterier. De har evnen til at tilpasse sig et iltfrit miljø ved at benytte nitrat som elektron acceptor fremfor ilt. Dette resultere i en reduktion af nitrat til N 2. Processen foregår igennem flere trin, hvor nitrat først reduceres til nitrit, dernæst kvælstofdioxid og lattergas, og til sidst atmosfærisk kvælstof, processen (c) ses nedenfor(stanley et al., 2007). (c) 2NO 3 - à 2NO 2 - à 2NO à N 2 O à N 2 (Nitrat) (Nitrit) (Kvælstofdioxid) (Lattergas) (Atmosfærisk kvælstof) Flere forskellige bakterier kan udføre denitrifikationen, bl.a. P. Denitrificans, T. Denitrificans og nogle Pseudomonas arter (Stanley et al., 2007). Den mest udbredte denitrifikation er den heterotrofe, hvor energien kommer fra organisk bundet kulstof, som oxideres til CO 2 via nedenstående proces(d)(stanley et al., 2007): (d) 5(CH 2 O) + 4 NO 3 - - + 4 H + + 5 CO 2 + 2 N 2 + 7 H 2 O De lave redox potentialer i konstruerede vådområder resulterer i et ideelt miljø for denitrifikation og mange studier har vist at den heterotrofe denitrifikationen er den dominerende N- reduktionsproces(poe et al., 2003). 9

Denitrifikationen kan dog også foregå autotroft med en anden elektron doner end kulstof. Nitrat kan reduceres med pyrit (FeS 2 ) i to trin, dog kan trin (e) og (f) foregå uafhængigt af hinanden, og de udføres af forskellige bakterier (Hansen, 2000). (e) 5FeS 2 +14NO 3 - + 4H + 7N 2 + 10 SO 4 2- + 5Fe 2+ + 2H 2 O (f) 5 Fe 2+ + NO 3 - + 7 H2O 5 FeOOH + 0.5 N 2 + 9 H + Dette betyder at selv i perioder med kulstof begrænsning, kan denitrifikationen foregå, såfremt der er pyrit eller jern-ioner tilstede i sedimentet. 2.3.2.3. Kontrollerende faktorer for denitrifikationsraten N-reduktionseffektivitet i et konstrueret minivådområde afgøres bl.a. af betingelserne for denitrifikanterne. Gode betingelser giver en høj denitrifikationsrate, og dermed en høj effektivitet i N- reduktion. Faktorer, der påvirker denitrifikationsraten, inkludere temperatur, koncentration af opløst ilt og nitrat, indholdet af organisk stof og vegetation. (Poe et al., 2003). Denitrifikationsraten i konstruerede vådområder er blevet målt i flere studier, hvor der blev fundet rater fra 0,02 til 11,8 mg N/m 2 /time med et gennemsnit på omkring 2 mg N/m 2 /time (O'Geen et al., 2010). Især temperaturen har betydning for raten, for selvom denitrifikationsprocessen kan foregå ved temperaturer fra 2-50 C (Brady & Weil, 2013), er den optimale temperatur for denitrifikationen imellem 20-25 C. Under 15 C falder denitrifikationsraten, da den mikrobiologiske aktivitet og diffusionsraterne falder (Poe et al., 2003). Ifølge Beutel et al (2009) er denitrifikationsraten meget følsom overfor temperatur af indløbsvandet, i et forsøg var raten 2-4 gange højere i sommermånederne (20-23 C) end i de koldere måneder(<15 C) (Beutel et al., 2009). Tilgængeligheden af en letomsættelig kulstofkilde er en vigtig faktor, da mikroorganismerne er afhængige af kulstof som elektrondonor, for at kunne udføre denitrifikationen. Dog er det muligt for den autotrofe denitrifikationsproces at omsætte N, såfremt der er en kilde til pyrit el. Jern(II)ioner(Hansen, 2000). Vegetationen i minivådområderne er den primære kulstofkilde og forsøg har vist højere denitrifikationsrater i de lave zoner med vegetation i forhold til de dybere zoner. Ligeledes har omsætteligheden af vegetationen betydning. I vådområder med letomsættelig vegetation opleves der højere denitrifikationsrater end i områder med vegetation der er sværere at nedbryde (Hernandez & Mitsch, 2007). Vegetation i vådområder bidrager yderligere med et øget overfladeareal for mikrobielle processer i biofilm(o'geen et al., 2010). Denitrifikationen foregår under anaerobe forhold, når koncentration af opløst ilt er <0,3 0,5 mg/l (Kjærgaard & Hoffmann, 2013). I vådområder føre den mikrobiel nedbrydning af organisk materiale til øget iltforbrug og dermed en nedgang i koncentrationen af opløst ilt(beutel et al., 2009). Koncentration af nitrat i indløbsvandet har en virkning på denitrifikationsraten konstruerede vådområder, hvor en øget koncentration giver en stigning i denitrifikationen(beutel et al., 2009). Poe et al.(2003) fandt en stigning i denitrifikationsraten på 100 400% efter store nedbørshændelser, som følge af den store mængde nitrat (Poe et al., 2003). 10

Denitrifikationsraten afhænger derudover af vandets opholdstid i det konstruerede vådområde og opblanding af vandsøjlen. Vandet skal være i kontakt med denitrifikanterne i tilstrækkelig tid til at processerne kan foregå og opblandingen af vandsøjlen fremmer kontakten imellem anaerobe overfladerne af sedimentet og vegetationen, hvor denitrifikationen foregår. For at opnå en høj denitrifikationsrate og dermed en høj N-reduktionseffektivitet, skal der tages højde for faktorerne, der tilgodeser denitrifikanterne(kjærgaard & Hoffmann, 2013). 3. Hydraulisk opholdstids betydning for N-reduktionseffektiviteten Et litteraturstudie Minivådområders N- fjernelseseffektivitet variere betydeligt, hvilket kan skyldes forskelle i områdernes størrelse, udformning, alder, vegetation, næringsstofbelastning, hydraulisk belastning, temperaturforhold og opholdstid(o'geen et al., 2010). I det følgende er fokus på betydningen af vandets hydrauliske opholdstid(hrt) samt årstidsvariationen i temperaturen og den hydraulisk belastning. På globalt plan findes mange studier af effektiviteten af konstruerede vådområder. I sammenligningen af effektiviteten, er det dog vigtigt at have variationen i f.eks. klimaforhold på verdensplan in mente, for derved at kunne vurdere relevansen for studiet under danske forhold. N-reduktionseffektiviteten fundet i studier med drænvand el. afstrømning fra landbrug spænder fra - 1% til 99% på verdensplan(o'geen et al., 2010). Den hydrauliske opholdstid er den tid vandet opholder sig i det konstruerede minivådområde. De biologiske processer, der tilbageholder kvælstof kræver tid for at foregå, så jo længere hydraulisk opholdstid jo bedre mulighed, er der for en effektiv fjernelse af kvælstof. Den hydrauliske opholdstid påvirkes af mængden af vand der gennemstrømmer det konstruerede vådområde, den hydrauliske belastning. Jo mere vand, der flyder igennem området, jo kortere tid bliver vandet i bassinerne. Den teoretiske hydrauliske opholdstid er givet ved den hydrauliske belastning(m 2 ) i forhold til volumen af det konstruerede vådområde. Dette er dog kun en teoretisk opholdstid, da den faktiske opholdstid i høj grad afgøres af udformningen af vådområdet, den hydrauliske effektivitet(persson et al.,1999). Skema 1 viser en oversigt over studier fortaget i tempereret klima, som er tilnærmelsesvis sammenlignelige med danske forhold. N-reduktionseffektiviteten spænder bredt fra -12 til 63% imellem studierne, hvor især et koldere klima giver en lavere effektivitet. 11

12

I et studie af Spieles og Mitsch (2000) fra Ohio, USA, fandt de en N-reduktion på 36,7 39,8%. De undersøgte N-fjernelsen af to konstruerede vådområder, som modtog op pumpet flodvand, hvilket giver en forholdsvis kontinuert tilførsel af vand. Den gennemsnitlige hydrauliske opholdstid var ca. 2,75 døgn. Ohio ligger i den tempererede klimazone og har klima svarende til det danske, dog med den forskel at størstedelen af nedbøren falder i løbet af sommeren. I studiet oplevede de den højeste fjernelse i sommerperioden(50%) og de så en relation imellem perioderne med gode vilkår for denitrifikationen og N-fjernelsen. De tilskriver den lave N-fjernelse til vådområdernes lave alder og manglen på tilstrækkeligt organisk materiale. De forventer at N-fjernelsen vil stige med vådområdernes modning. De så en N-fjernelse igennem hele året på nær i perioder med oversvømmelser af områderne. Fire gange i løbet af forsøgsperioden oplevede de oversvømmelser, hvor effektiviteten var betydelig mindre. De påpeger at frekvensen af oversvømmelseshændelser er vigtige at have med i evalueringen af vådområdernes effektivitet i løbet af året.(spieles & Mitsch, 2000) I et forsøg af Kovacic et al. (2000) blev tre konstruerede vådområder undersøgt for deres evne til at reducere kvælstof fra drænvand. Forsøget foregik i Illinois, USA, beliggende i et tempereret klima. De oplevede en stor variation i afstrømningen til områderne, hvor 95% af afstrømningen forekom i løbet af vinteren og foråret. I sommerperioden var der i perioder intet vand udløbsvand. Dette resulterede i en stor variation af opholdstider fra 8 til 35 døgn. Opholdstiderne var i løbet af vinteren og foråret dog imellem 5-20 døgn. For vådområderne A, B og D, var der en gennemsnitlig N-fjernelse på 40%, 44% og 31%. I løbet af den 3-årige periode var vinter og forårsperioden ansvarlig for 87% af den totale N-fjernelse, selvom N-reduktionseffektiviteten var lavere i disse perioder pga. øget afstrømning og lavere temperature. De konkluderede at områderne med det mindste forhold imellem vådområdeareal og oplandsareal, havde den største kapacitet til at holde vandet og længere retentionstider. Dette resulterede i den mest effektive kvælstoffjernelse. De foreslår at vådområderne skal udgøre imellem 5 6.7% af oplandsarealet for at opnå en optimal kvælstof fjernelse(kovacic et al., 2000). Kovacic et al. (2006) lavede et lignende forsøg i Illinois, USA, hvor to vådområder blev studeret. Her sås N-reduktionseffektiviteter på 23-42% og 32-44% for hhv. vådområde 1 og 2 over en 2- årig periode. De modtog drænvand, men også overfladeafstrømning fra oplandene, hvor område 1 havde et større areal i forhold til oplandet. I dette forsøg forekom størstedelen af afstrømningen(92-100%) til områderne ligeledes i vinter- og forårsperioden, men opholdstiderne lå gennemsnitlig imellem 10-14 døgn for område 1 og 6,5-8 døgn for område 2. I et studie af Tanner et al., (2005) blev et enkelt konstrueret vådområde undersøgt over en 2-årig periode. Forsøget foregik I New Zealand, som har et tempereret klima og nedbørsmønstre, der er sammenlignelige med danske. I New Zealand er årstiderne modsat danske. De varme måneder, den New Zealandske sommerperiode, strækker sig fra november til april. Vådområdet modtog drænvand og udgjorde 1% af oplandsarealet. Drænafstrømningen til området var meget varierende i perioden. Det første år var tilstrømningen stigende igennem efteråret, vinteren og forår, med et peak i løbet af sommeren. Året efter faldt nedbøren i løbet af vinteren, men kun en smule nedbør i efteråret og sommeren(se figur 5). 13

Figur 5: Gennemsnitligt daglig ind- og udløbsflow (L s-1), for New Zealandsk minivådområde for perioden aug. 2000 - dec. 2002 (Tanner et al., 2005) Opholdstiden lå gennemsnitligt imellem 1,5-51 døgn(se figur 6), men i perioderne med meget nedbør i hhv. sommeren år 1 og vinteren år 2 var opholdstiden på 1,5 og 1,9 døgn for de to år. I sommeren første år var N-reduktionseffektiviteten på 44%, hvor den i vinteren i det efterfølgende år, kun var 11%. Dette bidrog til at den totale N-reduktionseffektivitet i det første år var 79%, men året efter var den faldet til 21%, se figur 7 (Tanner et al., 2005). Figur 6: Indløbs- og udløbsflow fra minivådområdet og gennemsnitlig hydraulisk opholdstid for hver sæson for perioden 2001-2003(Tanner et al., 2005). 14

Figur 7: Mængden af nitrat (g m -2 ) i indløbs- og udløbsvand i minivådområdet og N-reduktionen(%) for hver sæson for perioden 2001-2003(Tanner et al., 2005). I New Zealand lavede Tanner og Sukias (2011) et studie af tre konstruerede vådområder, som lå i forskellige dele af landet, med forskellige nedbørsmønstre. Et af vådområderne lå i et opland, som blev vandet, hvilket bidrog til en jævn fordeling af afstrømning til minivådområdet hen over året. Dette område udgjorde 1,6% af oplandsarealet og havde en N-reduktionseffektivitet på 18-38% over en 3-årig periode. De to andre vådområder lå i oplande, der ikke blev vandet og havde mere uregelmæssige tilstrømningsmønstre. Minivådområdet med den største sæsonvariation i tilstrømning(se figur 8), havde perioder i løbet af sommeren, hvor der ikke var tilstrømning. Tilstrømningen skete i løbet af vinteren og foråret. Dette område udgjorde 1,1% af oplandet og havde en N-reduktionseffektivitet på 7-63% over en 5-årig periode. Figur 8: Daglig hydraulisk tilstrømning (mm) til minivådområdet "Toenepi" i perioden 2001-2005. Studie fra New Zealand, hvor vinterperioden er fra nov. til apr. (Tanner og Sukias, 2011) Det andet minivådområde havde ligeledes en varierende tilstrømning i løbet af året, men dog mere spredt tilstrømning og med færre peak nedbørshændelser. Stadig forekom en stor del af tilstrømningen i løbet af vinteren. Dette område udgjorde kun 0,66% af oplandet og over en 4- årig periode var N-reduktionen på 28-42%. Det vandede område havde en højere og mere regel- 15

mæssig N-reduktionseffektivitet, og det udgjorde samtidig en større del af oplandet (Tanner & Sukias, 2011). Studier fra det koldere tempererede klima f.eks. Norge, Sverige og Finland viser væsentligt lavere N-reduktionseffektiviteter. Braskerud(2002) lavede et studie med flere forskellige konstruerede vådområder i Norge. Kvælstofreduktionen var kun på 3-15%, pga. en høj tilstrømning til områderne og en lav temperatur. Tre af de undersøgte vådområder(a, C og F) ligger længere nordpå end det sidste område(g). I vådområde G, var N-reduktionen højere end i de øvrige områder. De nordlige områder udgjorde samtidig et mindre areal af oplandet, og der var en tendens til, at jo større andel vådområdet udgjorde af oplandet, jo højere var N-reduktionen(Braskerud, 2002) Opholdstiderne for vandet fremgår ikke af studiet, men fra(braskerud, 2001) benyttes to af vådområderne(a og C), hvor opholdstiden er hhv. 7 og 10 timer(braskerud, 2001). I et finsk forsøg af Koskiaho et al.,(2003) blev tre konstruerede vådområder undersøgt for deres evne til at reducere N-udledningen. Områderne var placeret i Sydfinland, hvor den maksimale sommertemperatur er ca. 20 C (DMI, 2015). Minivådområdet modtog afstrømning fra landbrug. Koskiaho et al.,(2003) konkluderede, at der var en sammenhæng imellem N-reduktionseffektiviteten og forholdet imellem størrelsen af vådområdet og oplandet. Det ene vådområde, som udgjorde 5% af oplandet, havde en gennemsnitlig hydraulisk opholdstid på 1,6 døgn og en N- reduktionseffektivitet på 36%. Det andet vådområde udgjorde 3% og havde en tilbageholdelse på 5-11% og en opholdstid ca. 1 døgn. Derimod var det tredje område, som kun udgjorde 0,5%, ikke optimalt fungerede under store nedbørshændelser, hvilket bevirkede at tilbageholdelsen blev på -12-0% og opholdstiden var 0,25 døgn(koskiaho et al., 2003). Ifølge studierne af konstruerede minivådområder, er der stor variation indenfor hydrauliske opholdstider og N-reduktionseffektivitet. Dog er det fælles for mange af studierne, at der er en stor sammenhæng imellem opholdstiden af vandet og N-reduktionen. Generelt for studierne, var der en mindre N-reduktion i perioder med stor tilstrømning, hvilket bevirkede en kortere opholdstid. Derudover galt det for en del af studierne at tilstrømningen skete i årets kolde måneder. I Danmark er anbefalingen ifølge SupremeTech design, at arealet af minivådområder udgør ca. 1% af oplandsarealet, så den hydrauliske opholdstid er ca. 2 døgn.(kjærgaard & Hoffmann, 2013). Ifølge virkemiddelkataloget forudsætter anvendelse af minivådområder en række krav bl.a. at det bidragende drænopland kan fastlægges på baggrund af drænkort og hydrologisk afgrænsning af drænoplandet, at drænafstrømningen er en kvantitativt betydende transportvej og at overfladearealet på minivådområdet udgør minimum 1% af drænoplandsarealet(eriksen et al., 2014). 4. Konstruerede vådområde Fillerup - et Case study I oplandet til Norsminde Fjord blev der i forbindelse med GUPD-projektet idræn etableret minivådområder i deloplandet Fensholt. I det følgende case study behandles data fra minivådområdet Fillerup beliggende i Fensholt delopland. På baggrund af N-reduktions effektiviteten af minivådområdet beregnes hvor mange ha minivådområde, der skal anlægges i deloplandet Fensholt for at opnå reduktionsmålet for Norsminde Fjord (idræn, 2011-2015). 4.1 Oplandet Norsminde Fjord 16

Norsminde Fjord er en lavvandet fjord, beliggende syd for Aarhus. Fjorden har et opland på 10100 ha, hvor 82% er landbrugsareal. I oplandet til Norsminde Fjord ligger deloplandet Fensholt. (Ellegaard & Skovgaard, 2006). Ifølge EU s vandrammedirektiv, skal der opnås god økologisk tilstand i fjorde og kystvande. For at opnå dette i Norsminde Fjord, er der sat krav til en reduktion af næringsstoffer fra oplandet til fjorden. Billede på figur 9 viser den nuværende økologiske tilstand i Norsminde Fjord. Tilstanden er moderat og der ønskes en god økologisk tilstand for fjorden. Figur 9: Oversigt fra Miljøgis over den samlede økologiske tilstand i Norsmindefjord (Geodatastyrelsen, 2014). I udkastet til de nye Vandområdeplaner (2015-2021), står Norsminde Fjord opført under hovedvandopland Horsens Fjord 1.9. Udledningen af kvælstof til fjorden var i perioden 2008 2012 på 140 tons/år, og med de allerede planlagte tiltag til reduktion af næringsstofudledning i oplandet, er den forventede udledning i 2021 på 115 tons/år. Målbelastningen for fjorden er dog 62 tons/år, hvilket skaber behov for en yderligere reduktion på 53 tons/år. På landsbasis forventes landbruget at være ansvarlig for ca. 70% af kvælstofudledning, den resterende procentdel er bidrag fra punktkilder og spildevand (Miljøministeriet & Naturstyrelsen, 2014) 4.2. Reduktionskrav for deloplandet Fensholt Deloplandet Fensholt ligger i den vestlige del af oplandet til Norsminde Fjord. Deloplandet er ca. 612 ha, hvor landbrugsarealer omtrent udgør 75%. Terrænet I Fensholt delopland er forholdsvis kuperet og er hovedsageligt et morænelerslandskab med ca. 88% moræneler og kun ca. 12% sand(idræn, 2011-2015). Med brug af oplysningerne om oplandet til Norsminde Fjord kan kvælstofudledningen fra deloplandet Fensholt beregnes. Beregningen foretages på baggrund af metoden i Thierry, A., (2014) (Thierry, 2014). Reduktionskravet for oplandet Norsminde Fjord i forhold til dyrkningsbidraget: 70% af 53 tons/år = 37,1 tons/år Dyrket areal i deloplandet Norsminde Fjord: 82% af 10100 ha = 8282 ha landbrugsjord Reduktionskrav i kg pr. ha landbrugsjord for oplandet: 37100 kg/år / 8282 ha = 4,48 kg/år/ha 17

På baggrund af reduktionskravet for Norsminde Fjord, kan reduktionskravet for Fensholt beregnes: Dyrket areal i oplandet Fensholt: 75% af 612 ha = 459 ha Reduktionskrav for deloplandet Fensholt: 4,48 kg/år * 459 ha = 2056 kg N/år I deloplandet Fensholt er der dermed behov for en kvælstofreduktion på 2056 kg N/år, for at bidrage til reduktionen til Norsminde Fjord. 4.3.Fillerup et konstruerede minivådområde med surface-flow I forbindelse med et demonstrationsprojekt af minivådområder blev der i 2010 etableret 3 minivådområder i deloplandet Fensholt bl.a. surface-flow minivådområdet Fillerup. Minivådområdet Fillerup er inddraget i en moniteringsindsats for minivådområder, og i denne opgave vil data fra dette konstruerede minivådområde blive behandlet. Der behandles data for perioden 1. August 2013 30. Juli 2014 og med fokus på de hydrauliske forhold og N-reduktionseffektiviteten. Vådområdet har et opland på 45 ha og arealet af vandområdet er 0,28 ha. Dette giver et forhold ml. vådområde og opland på 0,62%. I foråret 2011 blev området beplantet med lokale vådbundplante(gertz, 2013). Data er ikke publicerede, men der er givet tilladelse til at data fra Fillerup kan anvendes i denne opgave. 4.3.1. Drænafstrømning til Fillerup Det konstruerede minivådområde i Fillerup monitoreres og bl.a. tilstrømningen til vådområdet for perioden 1. August 2013 30. Juli 2014 er målt. Målinger af drænafstrømningen viser, en stor variation henover sæsonen. Den samlede tilstrømningen til minivådområdet var i 2013/2014 på 72813 m 3. Variationen over året ses på grafen på figur 10 nedenfor. 18

3000 Drænafstrømning 2013/2014 2500 2000 m 3 /dag 1500 1000 500 0 Dato dag/mdr/år Figur 10: Den akkumulerede afstrømning pr. måned til det konstruerede surface-flow minivådområde Fillerup Over sommeren er afstrømningen minimal, med enkelte mindre nedbørshændelser. Størstedelen af afstrømningen sker i vinterperioden; afstrømningen i vintermånederne december, januar og februar svarer til 84,8% af den årlige afstrømning. Vinterens nedbør kommer i perioder med større nedbørshændelser og peaks. 4.3.2. Hydraulisk opholdstid for Fillerup Variation i afstrømningen påvirker vandets hydrauliske opholdstid i minivådområdet. Den hydrauliske opholdstid er givet ved formlen: Hydraulisk opholdstid(dage) = Volumen af CW(m! ) Afstrømning(m! /dag) Den hydrauliske opholdstid er beregnet på baggrund af de akkumulerede afstrømninger pr. måned til minivådområdet, som derefter er angivet som gennemsnitlig afstrømning pr. dag. Minivådområdet i Fillerup har et volumen på 1838 m 3, hvilket giver hydrauliske opholdstider der variere fra 385,6 dage i juli til 2 dage i jan, se Tabel 1. 19

Måned/År Hydraulisk opholdstid(hrt) Dage Aug/13 264,8 Sep/13 179,3 Okt/13 82,22 Nov/13 15,6 Dec/13 3,1 Jan/14 2,0 Feb/14 3,5 Mar/14 14,5 Apr/14 48,4 Maj/14 63,4 Jun/14 317,5 jul/14 385,6 Tabel 1: De gennemsnitlige hydrauliske opholdstider pr. måned for minivådområdet Fillerup 2013/2014, beregnet på basis af gennemsnitlig afstrømning til vådområdet pr. dag. På figur 11 fremgår variationen i de hydrauliske opholdstider i løbet af perioden. I sommeren 2013 er opholdstiden høj, hvorefter den falder henover efteråret og bliver lav over vinteren i nov., dec., jan. og feb. I foråret begynder opholdstiden at stige igen og er meget høj over sommeren i 2014. De hydrauliske opholdstider er gennemsnitlige og viser dermed ikke opholdstiderne under store nedbørshændelser, som ses på grafen over afstrømningen til området. I sådanne tilfælde kan flowet i området kan være væsentligt hurtigere og dermed nedsætte opholdstiden. Dage 450 400 350 300 250 200 150 100 50 0 Hydraulisk opholdstid Figur 11: Graf over den gennemsnitlige hydrauliske opholdstid for minivådområdet Fillerup i 2013/2014. 4.3.3. N-reduktionseffektiviteten for Fillerup Beregning af N-reduktionseffektiviteten for Fillerup. I monitoreringen af Fillerup er Total Kvælstof (TN) målt i mg/l. Gennemsnittet af de målte koncentrationer er 7,49 mg TN/L, men varia- 20

tionen var stor i løbet af sæsonen. I perioden dec. 2013 feb. 2014 lå koncentrationen imellem 6,75 10,51 mg TN/l, hvor den i perioden jun. jul. 2014 lå imellem 0,87 til 4,77 mg TN/l. Koncentrationsmålingerne er sporadiske og der findes ikke koncentrationsmålinger for alle datoer i perioden fra 1. August 2013 30. Juli 2014. N-reduktionen er beregnet på basis af koncentrationsmålingerne og akkumulerede vandmængder, der strømmer til og ud af minivådområdet. På datoer hvor en målt koncentration findes, ganges koncentrationen med afstrømningen. I perioder, hvor der derimod er langt imellem koncentrationsmålinger, akkumuleres afstrømningen for perioden indtil næste dato med en målt koncentration, og denne vandmængde ganges derefter med den målte koncentration. Dette gøres for både indløbsvand og udløbsvand, således at det bliver muligt at beregne reduktionen af kvælstof, som findes ved differencen imellem N i indløbsvandet(n ind ) og N i udløbsvandet(n ud ). I juli måned 2014 manglede en måling af kvælstof koncentrationen i udløbsvandet, hvilket besværliggør beregningen af kvælstof reduktionen. For at undgå at udløbskoncentrationen bliver 0, interpoleres imellem koncentrationerne i sommermånederne maj og juni, som er repræsentative for juli måned. Koncentrationen for juli måned sættes derefter til 1,75 mg/m 3. Kvælstofmængderne i ind- og udløbsvand summeres på månedsbasis og derefter på årsbasis. Herefter udregnes mængden af total tilbageholdt N i kg/år ved at fratrække N ind N ud i kg/år. Minivådområdet Fillerup modtog i perioden 559,3 kg N/år og tilbageholdte 128,8 kg N/år. Denne tilbageholdelse giver en N-reduktionseffektivitet på ca. 23%(Tabel 2). Aug. 13 Jul. 14 N-tilført N-fraført N massebalance N-retentionseffektivitet (%) Kg/år 559,3 430,5 128,8 23.03 Tabel 2: Årlig N-dynamik. Årlig N-tilførsel, årlig N-fraførsel og N-reduktionseffektiviteten N-reduktionseffektiviteten varierede dog kraftigt over året, hvilket ses på figur 12. Her er N- reduktionseffektiviteten beregnet på månedsbasis for monitoreringsperioden. 21

N-reduktionseffektivitet N- retentionseffektivitet(%) 110,00 90,00 70,00 50,00 30,00 10,00 Dato mdr/år Figur 12: Graf over N-reduktionseffektiviteten for Fillerup, beregnet pr. måned for monitorerings perioden august 2013 til juli 2014. Fillerup tilbageholder 128,8 kg N/ha/år og med et vådområde areal på 0,2837 ha, er N- tilbageholdelsen pr. ha. minivådområde lig 453,96 kg N/ha/år. For at nå reduktionskravet på 2056 kg N/år for deloplandet Fensholt(45 ha), udelukkende ved etablering af konstruerede minivådområder er der behov for at etablere 4,53 ha minivådområde. Hvilket svarer til at ca. 10 % af deloplandet skal være minivådområde. Fillerup modtager drænvand fra 45 ha opland og tilbageholder 2,86 kg/ha/år. Reduktionskravet pr. hektar landbrugsareal er 4,48 kg/ha/år. Det konstruerede minivådområde fjerner, hvad der svarer til ca. 64% af reduktionskravet, såfremt at de 45 ha opland regnes for landbrugsland. Ifølge virkemiddelkataloget 2. Generation af vandplanerne har konstruerede minivådområder med overfladestrømning en potentiel N-reduktionseffektivitet imellem 20-30%. Dette estimat er baseret på førsteårs resultater fra forholdsvist nyetablerede minivådområder(eriksen et al., 2014). 5. Diskussion Studiet af litteraturen omkring N-reduktionseffektiviteten af minivådområder, viser stor variation i evnen til at reducere N, både studierne imellem, men også imellem vådområder indenfor samme studie, da dimensioneringen af områderne er forskellige. Der ses en tendens til at N- reduktionseffektiviteten følger klimaet og den hydrauliske opholdstid i minivådområdet. N-reduktionseffektiviteter rapporteret fra amerikanske studier i tempereret kontinental klima ligger imellem 27 68%. N-reduktionen er høj, hvilket kan skyldes, at den gennemsnitlige hydrauliske opholdstid lå på 2,7 til 26 døgn. De højeste opholdstider og N-reduktioner forekom, hvor det konstruerede vådområde udgjorde en stor andel af oplandet, hvilket bl.a. blev rapporteret af Kovacic et al.,(2000). Arealet af det konstruerede vådområde udgjorde 3,2 til 6% af oplandet i de amerikanske studier. 22

Spieles og Mitsch, (2000) rapporterede en høj N-reduktion, men i dette studie behandlede minivådområdet pumpet flodvand, hvilket bidrager til en mere kontinuert tilførsel af vand, derudover skete den største tilstrømning i sommerperioden, hvor N-reduktionsforholdene er gode. En betydelig lavere N- reduktionseffektivitet rapporteres fra studierne fra Norge. Sverige og Finland. Klimaet er koldere klima og effektiviteten ligger på -12 36%. I det norske studie af Braskerud, (2002), opnås de højeste N-reduktioner i det sydligste minivådområde, som udgør 0,21-0,38% af oplandsarealet. At områderne er små, samtidig med at temperaturen er lav kan forklare den ringe N-reduktion. I det finske studie opnås der en N-reduktion på 36%, til trods for det kolde klima. I dette tilfælde udgør vådområdet hele 5% af oplandet, men dette kan være en nødvendighed i et klima, hvor sommertemperaturen ofte ikke kommer over 20 C. Som det er tilfældet med de skandinaviske lande, er nedbørsmønsteret uregelmæssigt i Danmark, som det kunne ses fra det konstruerede minivådområde i Fillerup, falder størstedelen af nedbøren ofte i løbet af vinterperioden I studierne fra New Zealand opleves i nogle dele af landet, samme nedbørsmønster som i Danmark. Her opnår de dog en N-reduktion optil 79%. I studiet af Tanner et al., (2005) udgjorde vådområdet 1% af oplandet og opholdstiden var imellem 1,5 til 51 dage. I dette forsøg ses effekten af at have et veldimensioneret vådområde i et klima, hvor nedbørsmønstret skifter fra år til år. I perioderne med meget nedbør, var opholdstiden stadig over 1,5 døgn, men da nedbøren faldt forskelligt i de to forsøgs år, oplevede de stor forskel på N-reduktionseffektiviteten. I året, hvor den højeste nedbørsmængde faldt over sommeren, var N-reduktionen væsentligt større, end i det følgende år, hvor nedbøren faldt i vinterperioden. Der blev dog til trods stadig opretholdt en reduktion på 21%. Det har stor betydning, at temperaturforholdene er optimale for denitrifikationen i tilknytning til høje nedbørsmængder, for at opnå en høj N-reduktionseffektivitet. Studiet viser samtidig, at dimensionering af minivådområdet, i tilfældet hvor høj nedbør og sommerperiode er sammenfaldende, er tilstrækkelig til at opnå god N-fjernelse. Hvorimod opholdstiden i modsatte tilfælde, ikke er høj nok til at opnå en optimal N-fjernelse. Det konstruerede minivådområde i Fillerup modtager meget nedbør i løbet af vinteren, hvor opholdstiderne er lave. Dog ligger opholdstiden i perioden jan-feb imellem 2,0 til 3,5 dage, hvilket er i overensstemmelse med anbefalingerne af hydraulisk opholdstid. Alligevel er N- reduktionseffektiviteten lav i disse måneder, hvor den ligger imellem ca. 12 og 15 %. Dette opvejes af, at der i den resteren del af året er en høj N-reduktionseffektivitet imellem ca. 25 79%. Hvilket giver minivådområdet en årlig N-reduktionseffektivitet på 23%. Etableringen af minivådområder er med henblik på at reducere udledningen af kvælstof fra landbruget til fjorde og kystvande, og med en reduktionseffektivitet på 23% formår minivådområdet i Fillerup dette. N-reduktionseffektiviteten for Fillerup stemmer overens med estimatet angivet i virkemiddelkataloget for 2. Generation vandplaner, hvor den potentielle N- reduktionseffektivitet er imellem 20-30%(Eriksen et al., 2014). Til deloplandet Fensholt er reduktionskravet på 2056 kg N/år, hvilket betyder at der er behov for at etablere 4,53 ha minivådområde i oplandet, hvis dette reduktionsmålet skal opnås alene ved etablering af konstruerede minivådområder. Det svarer til at ca. 10 % af det 45 ha store delopland. Minivådområde i Fillerup kunne i perioden aug. 2013 jul. 2014 fjerne, hvad der svarer til ca. 64% af reduktionskravet, hvis de 45 ha opland regnes for landbrugsland. 23

Hvis 10% af deloplandet i teorien skulle omlægges til vådområde, forudsætter det, at der i deloplandet Fensholt findes arealer, hvor det er muligt at etablere minivådområder med en væsentlig N-reduktion. Etableringen kræve opfyldelse af en række kriterier bl.a. vedrørende hydrologisk belastning, kvælstofkoncentration og kortlægning af drænoplandet. Etableringen er omkostningsfuld(eriksen et al., 2014) og derfor kræves en væsentlig N-reduktion til gengæld. Arealet af minivådområdet i Fillerup udgør kun 0,66% af oplandsarealet. Litteraturen viser, at et minivådområde areal på ca. 1% af oplandet er at foretrække, især i områder med koldere klima og meget nedbør i løbet af vinteren. Derved vil der, selv under store nedbørshændelser, være en længere opholdstid, som muliggør en bedre N-reduktion. I nogle tilfælde vil det dog være nødvendigt med endnu større areal, alt efter tilstrømningen til området. I fremtidige etableringer af minivådområder, kan det være en fordel at følge anbefalingen, da dette kan give mulighed for, at minivådområdet har kapacitet til at modtage afstrømning fra store nedbørshændelser. Som det ses for afstrømningen til Fillerup, forekommer der store peak nedbørshændelser i løbet af vinteren, hvor flowet i vådområdet kan blive så højt, at der reelt set ikke er nogen N-fjernelse. Dette er ligeledes rapporteret i litteraturen, hvor oversvømmelser og store nedbørshændelser nedsætter effektiviteten betydeligt, såfremt at kapaciteten af vådområdet er lille. Denitrifikationsprocessen forløber langsommere ved lave temperature med den foregår stadig, såfremt der stadig er organisk materiale tilstede. I tilfælde af, at der ikke er tilstrækkeligt organisk materiale, kan en alternativ autotrof denitrifikation foregå. Der er dermed potentiale for at denitrifikationen kan foregå i løbet af vinteren og at N stadig kan reduceres. Det kræver dog at vådområdet har kapacitet til store nedbørshændelser. I studier, hvor der er set en øget denitrifikation efter stor nedbørshændelser, har der været tale om store minivådområder, som har haft en kapacitet til at modtage vandmængden(poe et al., 2003). Der ligger et stort potentiale for at øge N-reduktionseffektiviteten, hvis minivådområderne i fremtiden er i stand til at kapere store nedbørshændelser. Dette kan ligeledes være relevant i fremtiden, hvor klimaforandringerne kan have indflydelse på forekomsten af nedbør, hvor der er en risiko for at store nedbørshændelser vil forekomme hyppigere (Kovats et al., 2014). Det konstruerede vådområde i Fillerup var i 2013-2014 relativt ungt, da det blev etableret i 2010. Dette giver mulighed for, at der ved en yderligere modning af systemet kan opnås en højere reduktion af kvælstof. Denne opgave har beskæftiget sig med den teoretiske hydrauliske opholdstid, det kunne være relevant at inddrage den hydrauliske effektivitet. Udformningen af konstruerede minivådområder kan skabe flow i området, hvor vandet har præference for at strømme, hvilket betyder, at hele volumen af vådområde bassinerne ikke bruges. Der er potentiale for øget effektivitet ved at inddrage denne parameter. Sammenligningen af studier ud fra en enkelt faktor, som opholdstiden er problematisk, da der studierne imellem er mange variationer indenfor andre faktorer bl.a. nitrogen belastning og vådområdernes udformning. 24

6. Konklusion N-reduktionseffektiviteten af konstruerede minivådområder med overfladestrømning bestemmes af mange faktorer, hvor der ses en tendens til, at faktorerne især har indflydelse på denitrifikationsraten. Denitrifikanternes trivsel er afgørende i konstruerede minivådområder, da disse i høj grad er ansvarlige for N-fjernelsen. En række faktorer, hvor især en letomsættelig kulstofkilde og temperaturen har stor indflydelse på denitrifikationsraten. Under koldere klimaer tager denitrifikationen længere tid og N-reduktion er lav. I konstruerede minivådområder afhænger reduktionseffektiviteten af om vandets hydrauliske opholdstid er tilstrækkelig, så denitrifikation har tid til at foregå. Den hydrauliske opholdstid afhænger af mængden af tilstrømning og størrelsen af minivådområdet i forhold til oplandet. Litteraturstudiet viste, at der især i koldere klimaer, er problemer med, at opretholde en tilstrækkelig N-reduktion i peroder med meget nedbør og tilstrømning. Problemet viste sig især, hvor stor tilstrømning faldt sammen med lave temperaturer. I disse tilfælde var N-reduktionen meget lav. Ifølge litteraturen at et minivådområde areal på ca. 1% af oplandet at foretrække, især i områder med koldere klima og med meget nedbør i løbet af vinteren. Derved opnås der,selv under store nedbørshændelser, en acceptabel opholdstid, hvilket muliggør en bedre N-reduktion. For at opnå en effektiv N- reduktion er en hydraulisk opholdstid på ca. 2 døgn el. derover et godt udgangspunkt. Der skal i højere grad tages højde for, at minivådområder har kapacitet til store nedbørshændelser. Dette kan især være relevant i fremtiden, hvor klima forandringerne forventes, at skabe flere og mere ekstreme nedbørshændelser. Resultaterne fra det konstruerede miniområde Fillerup i deloplandet Fensholt viser, at der er et stor potentiale for en effektiv N-fjernelse. N-reduktionseffektiviteten var 23%, på trods af at området var forholdsvist ungt, og der var en stor årstidsvariation i tilstrømningen, som gav en opholdstid imellem 2,0-358,6 døgn. N-reduktionseffektiviteten var påvirket af, at der i perioder med lave temperaturer ligeledes var en stor tilstrømning, hvilket nedsatte den hydrauliske opholdstid væsentligt. Arealet af minivådområdet Fillerup udgør kun 0,66% af oplandet, hvilket bidrager til at opholdstiden i perioder med meget nedbør bliver lav og N-reduktionseffektiviteten ringe. Ifølge resultaterne fra Fillerup for 2013/2014, kan minivådområder bidrage med en reduktion på 128,8 kg N/ha/år. Fillerup modtager drænvand fra 45 ha opland og fjerner 2,86 kg N/ha/år. Reduktionskravet ifølge udkastet til de nye Vandområdeplaner er 4,48 kg N/ha/år. Det konstruerede minivådområde bidrager dermed til en reduktion på ca. 64% af reduktionskravet, såfremt de 45 ha opland regnes for landbrugsland. Deloplandet Fensholt har et reduktionskravet på 2056 kg N/år, for et nå dette ved udelukkende at etablere konstruerede minivådområder, er der behov for 4,53 ha minivådområde, hvilket svarer til ca. 10 % af deloplandet. At finde 4,53 ha, som er egnede til etablering af minivådområde, er urealistisk, da det kræver opfyldes af en række krav til f.eks. de hydralogiske forhold og kvælstofbelastningen. Der er et stort potentiale for effektiv N-fjernelse, hvis minivådområderne dimensioneres til at have kapacitet til tilstrømning efter store nedbørshændelser. Konstruerede minivådområder med overfladestrømning er et godt virkemiddel til N-reduktion og i kombination med andre N-reducerende virkemidler, er det mere realistisk, at kunne nå reduktionsmålene for deloplandet Fensholt og Norsminde Fjord. 25