Rapporten - Søren Højmark Rasmussen

Reduktion af kvælstofudvaskning 

- GIS modellering af kvælstofbelastningen 

i oplandet til Karup Å 

Naturgeografi, 7. semester, Efteråret 2005

B-studienævn 

Aalborg Universitet 

Sohngårdsholmsvej 57 

9210 Aalborg SØ 

www.bsn.aau.dk 

Titel: Reduktion af kvælstofudvaskning 

- GIS modellering af kvælstofbelastningen i oplandet til Karup Å 

Tema: Arealanvendelse og vandmiljø 

Projektperiode: 2. september – 21. december 2005 

Projektgruppe: D019 Synopsis: 

Deltagere: 

Marianne Bismo 

Martin H. Thorsøe 

Bastian E. Jensen 

Søren H. Rasmussen 

Vejleder: 

Niels Arne Wahl 

Oplagstal: 7 

Sideantal: 110 

Bilagsantal og -art: 2, heraf en cd-rom 

I denne rapport tages der udgangspunkt i 

oplandet til Karup Å, hvor der ses på landbrugets 

arealanvendelse, som er hovedkilden til 

udvaskningen af kvælstof til Skive Fjord. 

Kvælstofudvaskningen er et problem i de 

danske Fjorde, hvor det kan føre til tilstande 

med iltsvind, og reduktion af kvælstofudvaskningen 

er derfor et politisk mål. I oplandet 

til Karup Å er der i rapporten lavet en belastningsopgørelse 

over udvaskning af kvælstof fra 

rodzonen på baggrund af Viborg Amts model 

til estimering af kvælstofudvaskning. Der er 

desuden anvendt en henfaldsmodel, der undersøger 

graden af denitrifikation i forhold til afstand 

til åen. De to modeller sammenlagt 

indikerer fra hvilke områder udvaskningen 

hovedsageligt stammer. På denne baggrund 

bliver der ud fra Vandmiljøplan III, set på 

mulige ændringer i arealanvendelsen, der kan 

reducere kvælstofudvaskningen til Karup Å. 

Tiltagene holdes sammen regionplanens zonering, 

der angiver i hvilke områder virkemidlerne 

kan implementeres. Dette munder ud i 5 

scenarier, der danner grundlaget for en vurdering 

af, hvordan udvaskningen af kvælstof til 

Skive Fjord mest effektivt kan begrænses. Det 

vurderes, at det bedste resultat opnås, hvis 

arealanvendelsen ændres i de ånære områder, 

hvor belastningen er størst.

English summary 

Oxygen depletion in Danish waters has accelerated during the last 20 years and it has 

been documented that the human discharge of nitrogen plays an important role in this 

negative development. Since the first oxygen depletion case in 1982 it has been a 

political goal to reduce the nitrogen discharge in order to reduce the frequency of 

oxygen depletion. Improper agriculture practice is responsible for approx. 69 % of the 

nitrogen load in Danish waters. In order to reduce the nitrogen discharge it is therefore 

necessary to change some agricultural practices. 

The object of this paper is to asses the sources of the N-discharge from the Karup Å 

catchment and to evaluate the means to reduce the N-discharge. The stream Karup Å 

feeds Skive Fjord, which is a particular delicate ecosystem with frequent episodes of 

oxygen depletion happening during the summer months. We used soil data from 12 sites 

in the catchment area, estimations on the nitrate content of soil water, and a GIS based 

modelling of solute fluxes at the catchment scale in order to estimate the agricultural 

contribution to the riverine nitrogen load in the Karup Å catchment. An estimate of the 

amount of leached nitrogen from the root-zone is derived by using the empirical based 

“Viborg-model”. In addition, a distance-based model using 1st order kinetics is used to 

estimate the areal distribution of the denitrification taking place from the source of 

emission to the stream. The two models combined indicate which parts of the catchment 

area has the largest contribution to the total nitrogen load and were measures should be 

implemented in order to reduce nitrogen leaching. This showed to be the area within 1 

km of the stream. 

Based on these findings initiatives to reduce nitrogen leaching and discharge in the 

Karup Å catchment is considered. This is done by assessing the area-based initiatives 

put forward by the Danish Action Plan for the Aquatic Environment (Vandmiljøplan 

III). These initiatives are combined with the regional plans set forth by Viborg and 

Ringkøbing Counties for the Karup Å catchment. 

It was found that the crucial variable determining the amount of leached nitrogen to the 

riverine environment is the distance from the source of emission to the stream, as this 

distance determines the amount of nitrogen denitrificated during the transport process in 

the groundwater. After defining the areas of most nitrogen emission to the stream five 

scenarios were put forward, each derived using a tool from the planning: 

1. All of the defined emission area is taken out of production. Emission: 25 % of 

total. 

2. 10 meters bufferzone around the stream. Emission: 94 % of total. 

3. Agri-environmental measures made in Natura 2000 areas. Emission: 96 % of 

total. 

4. Agri-environmental measures are used in the area with the highest nitrogen 

leaching rate. Emission: 92 % of total. 

5. Reforestation in the designated forest areas. Emission 94 % of total

Considering all the scenarios, the most effective in reducing the emission, is the creation 

of 10 meter bufferzone, reducing the emission 52,4 kg N ha of area involved, and the 

use of Agri-environmental measures in 11 % of the area with highest nitrogen leaching 

rate in the Vulnerable Agricultural Area, reducing the emission 31,4 kg N pr ha of area 

involved. The least effective is the Agri-environmental measures made in Natura 2000 

areas, reducing the emission 7,4 kg N pr ha of area involved.

Forord 

Denne rapport er udarbejdet som dokumentation for projektenheden på 7. semester for 

Cand. Scient uddannelsen Geografi med speciale i Naturgeografi. Rapporten er 

udarbejdet af studerende ved Tekniske-Naturvidenskabelige Fakultet, under Bstudienævnet, 

Aalborg Universitet. Temarammen for projektenheden er ''Arealanvendelse 

og vandmiljø''. Formålet har været at analysere og vurdere samspillet 

mellem den arealmæssige anvendelse af oplandet til et vandområde og konsekvenserne 

heraf for det lokale vandmiljø. Derudover har formålet været at analysere, vurdere og i 

et vist omfang modellere væsentlige miljømæssige forhold. Projektområdet var givet på 

forhånd til at være oplandet til Karup Å. Yderligere var det givet, at der fra den 5. til 9. 

september skulle afholdes felttur til projektområdet, umiddelbart efter projektperiodens 

start. Projektperioden strakte sig i tidsrummet fra den 2. september til den 21. december. 

Projektgruppen har ud fra de givne forudsætninger valgt at beskæftige sig med 

sammenspillet mellem kvælstofkredsløbet og landbruget. Dette valg udspringer i høj 

grad af den viden om Skive Fjord, iltsvind og problematikken som følge heraf, der ved 

opstarten af projektperioden blev undersøgt. 

I forbindelse med udarbejdelsen af rapporten har det være nødvendigt at indsamle 

forskellig information, data og prøver. I denne sammenhæng vil projektgruppen gerne 

takke: Landmændene i oplandet til Karup Å, for at vi måtte udtage jordprøver, 

Ringkøbing Amt og Viborg Amt for at være behjælpelige, her skal takken specielt rettes 

til Dennis Plauborg Noe, Ringkøbing Amt og Jens Ove Nielsen og Ole Gregor, Viborg 

Amt. Dansk Jordbrugsforskning takkes for data til de opstillede modeller, og Esben 

Clemens fra Geodatabiblioteket, Aalborg Universitet for at være behjælpelig med 

indhentning af tilladelse til data. 

Marianne Bismo Martin Hermansen Thorsøe 

Bastian Egede Jensen Søren Højmark Rasmussen

Indhold 

Side 

1 Indledning 9 

1.1 Skive Fjord 9 

1.2 Oplandet til Skive Fjord 11 

1.3 Problemformulering 12 

2 Kvælstofkredsløbet og landbruget 15 

2.1 Landbrugets intensivering 15 

2.2 Kvælstofkredsløbet 17 

2.2.1 Gødning 

2.2.2 Udvaskning af kvælstof 

2.2.3 Denitrifikation 

2.2.4 Surhedsgrad 

24 

2.3 Opsummering 25 

3 Beskrivelse af projektområdet 27 

3.1 Geomorfologiske forhold 27 

3.2 Jordbundsforhold 28 

3.3 Geologi 30 

3.4 Klimatologi 31 

3.5 Hydrologiske forhold 34 

3.6 Arealanvendelsen 37 


4 Undersøgelse af oplandet til Karup Å 41 

4.1 Indsamling af data 41 

4.2 Metoder til analyse af prøverne 44 

4.2.1 Sigteanalyse 

44 

4.2.2 Indhold af organisk materiale 

4.2.3 Nitratmålinger 

4.2.4 Permeabilitetsundersøgelse 

46 

4.3 Resultater 47 


4.3.2 Permeabilitetsanalyse 

4.3.3 Nitratanalyse 


4.3.5 Undersøgelse af jordens surhedsgrad 

56 

4.4 Vurdering af de anvendte metoder 57 


17 

19 

21 

45 

45 

47 

50 

52 

55

5 Opgørelse af kvælstofudvaskningen 61 

5.1 Kvælstofudvaskning fra rodzonen 61 

5.1.1 Udvælgelse af model 

62 

5.2 Viborg Amts model til estimering af kvælstofudvaskning 

5.2.1 Resultat af Viborg Amts model estimering af 

63 

kvælstofudvaskning 

66 

5.2.2 Vurdering af modellen 

69 

5.3 Transport af kvælstof fra rodzonen til vandløbet 71 


71 

5.4 Henfaldsmodellen 73 

5.4.1 Kalibrering af henfaldsmodellen 

5.4.2 Resultat af henfaldsmodellen 

5.4.3 Vurdering af henfaldsmodellen 

77 

5.5 Resultat af kvælstofudvasknings-opgørelsen 79 

5.5.1 Vurdering af udvaskningsopgørelsen resultat 

81 


6 Ændring i arealanvendelse 83 

6.1 Vandmiljøplanlægningens historie 83 

6.2 Planlægningens virkemidler 85 

6.3 Scenarier 91 

6.3.1 Beregning af scenarier 

6.3.2 Resultater af beregningerne 

6.3.3 Sammenligning af scenarierne 

96 


7 Konklusion 99 

8 Perspektivering 101 

Litteraturliste 105 

Bilag A 

74 

75 

93 

94

Indledning 

Temarammen for dette semester er ''Arealanvendelse og vandmiljø''. På denne baggrund 

undersøges det i denne rapport, hvordan en ændring i arealanvendelsen kan være med til 

at mindske udledningen af kvælstof til Skive Fjord, for på denne måde at sikre et bedre 

vandmiljø. Udgangspunktet for rapporten er de problemer arealanvendelsen i et område 

kan skabe for andre steder. Der vil indledningsvis i dette kapitel kort blive set på Skive 

Fjord og de iltsvind, der jævnligt rammer området. Dette problem hænger nøje sammen 

med den arealanvendelse, der er i oplandet til Skive Fjord, hvor landbruget udleder store 

mængder kvælstof, der er med til at skabe iltsvindene i fjorden. Derfor vil der blive set 

nærmere på dette opland, og specielt oplandet til Karup Å, hvorfra en stor del af de 

næringsstoffer, der ender i Skive Fjord, stammer. Oplandet til Karup Å vælges som 

undersøgelsesområde for de videre undersøgelser i denne rapport. Den fremlagte 

problemstilling munder ud i en problemformulering, som den resterende del af 

rapporten tager udgangspunkt i. 

1.1 Skive Fjord 

Skive Fjord er en af de mange danske fjorde, hvor der jævnligt opstår tilstande med 

iltsvind. Iltsvind betyder kort fortalt, at der bruges mere ilt i vandet end der tilføres. 

Skive Fjord er særligt udsat da området ligger isoleret fra hovedstrømmen gennem 

Limfjorden, og derfor har mindre vandudskiftning end størstedelen af fjorden. Derfor 

vil der om sommeren, hvor der er perioder uden vind, ikke blive tilført tilstrækkeligt ilt 

til bundvandet, hvilket fører til iltsvind. Skive Fjord er således et område, der er 

naturligt mere udsat for iltsvind end andre dele af Limfjorden (Limfjord, 2005). 

Iltsvind er et problem for de organismer, der lever i fjorden og som har brug for ilt for at 

kunne respirere. Er iltsvindet kraftigt, kan der opstå en bundvending, hvor al ilten i 

nærheden af bunden er opbrugt og hvor der fra bunden bliver udsendt svovlbrinte til 

vandet. Svovlbrinter er giftige og en bundvending vil derfor dræbe alt liv i de områder, 

hvor svovlbrinterne udsendes. Det er altid ved bunden iltsvindet opstår, fordi tilførslen 

af ilt her er mindst. Derudover er det her en stor del af det organiske materiale, der 

1 Indledning 9

liver produceret i fjorden, bliver omsat, hvilket er en proces, der forbruger ilt. Iltsvind 

er et naturligt fænomen, der altid har præget de danske fjorde. Det er imidlertid værd at 

bemærke, at den menneskelige aktivitet har været med til at påvirke hyppigheden og 

størrelsen af de naturlige iltsvind (Agger et al., 2002: 23). Det har den fordi udledningen 

af næringsstoffer er steget, hvilket har ført til, at der er blevet skabt en større produktion 

af alger, der ved deres død vil synke til bunden, blive omsat og dermed forbruge ilt. Det 

er dette øgede iltforbrug der gør, at den menneskelige udledning af næringsstoffer er et 

problem for Skive Fjord. Da fjorden er vigtig som opvækstområde for blandt andet fisk, 

muslinger og andre dyr er perioder med iltsvind ikke kun et problem for naturen, men 

også et samfundsmæssigt problem, da der er mennesker, som lever af fiskeriet 

(Christensen et al., 2004: 102). Problemet er også blevet erkendt fra politisk side, idet 

den vandmiljøplanlægning, der er foregået de sidste 20 år, har beskæftiget sig med at 

begrænse udledningen af næringsstoffer til vandmiljøet (Christensen, 2002: 386). Dette 

er til en vis grad også lykkes, og det er i denne forbindelse værd at være opmærksom på, 

at amterne rundt om Limfjorden har fastsat en målsætning om, at tilførslen af kvælstof 

til Limfjorden skal være 33 % lavere end den er på nuværende tidspunkt (Grooss et al., 

2005: 59). Den nyeste vandmiljøplan (Vandmiljøplan III) sigter mod at reducere den 

totale kvælstofudledning med 13 % på landsplan (Vandmiljøplan III, 2004). 

I forhold til forekomsten af iltsvind er det hovedsageligt kvælstof, der er vigtigt, da det 

er den begrænsende faktor for produktionen af alger i fjorden. Derfor er det væsentligt 

at se på, hvor det kvælstof, der tilføres fjorden, stammer fra. I 2004 blev den samlede 

tilførsel af kvælstof til Limfjorden opgjort til 15.884 t. Heraf stammede 69 % fra 

landbruget, mens 26 % var naturens eget bidrag, figur 1.1. Tilbage er 6 % fordelt på 

forskellige andre kilder, bl.a. renseanlæg og dambrug. Det kvælstof, der kommer til 

Limfjorden, skyldes derfor i høj grad landbruget. Landbrugets udledning af kvælstof 

udgør også et problem for drikkevandet, men det vil der blive set bort fra i det følgende, 

da denne del af problemstillingen ikke direkte har indflydelse på vandkvaliteten i Skive 

Fjord. 

69% 

5% 

10 1 Indledning 

26% 

Naturbidrag 

Landbrug 

Andre 

Figur 1.1. Tilførslen af kvælstof til Limfjorden fordelt på kilder, tal fra 2004. Efter 

Grooss et al. (2005: 9).

1.2 Oplandet til Skive Fjord 

Skive Fjord får tilført ferskvand fra Karup Å og fra det øvrige af fjordens opland, 

deriblandt en række mindre bække. I denne rapport tages der udgangspunkt i Karup Ås 

opland som kilde til kvælstof i Skive Fjord. Det er beregnet, at det topografiske opland 

til Karup Å er 626 km 2 , mens det øvrige opland til Skive Fjord dækker et område på 

165 km 2 . Oplandet til Karup Å er derfor det største delopland til Skive Fjord, baseret på 

data fra DMU (a, 2005). Da det hovedsagelig er Karup Å, der står for ferskvandstilførslen 

til Skive Fjord og dermed også en stor del af tilførslen af kvælstof, er det i 

denne rapport valgt at fokusere undersøgelserne på Karup Ås opland, og dette område 

vil derfor kort blive præsenteret. Da Karup Ås topografiske opland ikke er fuldt 

sammenfaldende med det hydrologiske opland vælges et projektområde, der rummer 

begge oplande, som undersøgelsesområde for denne rapport, se figur 1.2. 

Figur 1.2. Projektområdet. På kortet ses det topografiske og det hydrologiske opland 

samt det definerede projektområde. Oplandene er defineret ud fra målestationen Nørkær 

Bro. Data fra DMU (a, 2005); Viborg-GIS (2005); Pers. komm. Dennis Plauborg Noe 

(16.11.05). Baggrundskort fra KMS (2005). Gennem resten af rapporten vil de samme 

data for Karup Å blive brugt, de er hentet fra Viborg-GIS (2005). 

Karup Å har sit udspring vest for Silkeborg, løber nordover og munder ud i Skive Fjord. 

Inden den når Skive Fjord, ændrer åen navn til Skive Å. Dele af Karup Å udgør 

grænsen mellem Viborg Amt og Ringkøbing Amt, og oplandet strækker sig således over 

1 Indledning 11

egge amter. Tabel 1.1 viser, at landbruget anvender ca. 65 % af Karup Ås opland til 

produktion (dyrket areal og afgræsset). Landbrug udgør altså den væsentligste andel af 

arealanvendelsen i Karup Ås opland, og som beskrevet tidligere er netop landbruget en 

af de væsentlige kilder til den kvælstofudledning, der er skyld i iltsvindene i Skive 

Fjord. Karup Ås opland er derfor ideelt som undersøgelsesområde for denne 

problemstilling. 

Tabel 1.1. Arealanvendelse i Karup Ås opland. Kategorien Andet dækker over vand, 

ukendt anvendelse og engområde. Data fra DMU (a, 2005). 

Arealanvendelse % af oplandet 

Dyrket areal 41,7 

Afgræsset 23,4 

Nåleskov 14,3 

Hede 9,2 

Ubevokset 6,4 

Løvskov 2,4 

Busk / skov 1,8 

Andet 0,8 

1.3 Problemformulering 

I det foregående er det blevet gennemgået, at der i Skive Fjord findes et problem med 

iltsvind. Det er et fænomen, der forekommer naturligt, men som den menneskelige 

aktivitet har forstærket. Dette skyldes den høje udledning af næringsstoffer, hvoraf 

69 % stammer fra landbrugets udledninger. Kvælstoffet, der tilføres Skive Fjord, 

stammer blandt andet fra Karup Ås opland. Dette område er derfor valgt som specifikt 

undersøgelsesområde for denne rapport. Landbruget udnytter 65 % af arealet til 

produktionen og det vil derfor være interessant at undersøge, hvordan vandkvaliteten i 

Skive Fjord kan forbedres ved at ændre arealanvendelsen. På denne baggrund er 

følgende problemformulering opsat: 

Hvordan kan en ændring i landbrugets arealanvendelse i oplandet 

til Karup Å mindske udvaskningen af kvælstof til Skive Fjord? 

En ændring af arealanvendelsen vil i denne rapport blive forstået både som en ændring 

af den dyrkningspraksis landmanden udfører, men også en egentlig ændring i brugen af 

et areal, eksempelvis fra landbrug til skovbrug. Derfor vil der i denne rapport kun blive 

set på arealbaserede virkemidler. Målet for mindskning af kvælstofudvaskning opsættes 

på baggrund af Vandmiljøplan III, der er gældende for hele Danmark, og 

Limfjordsovervågningen målsætning, der gælder for de tre Limfjordsamter: Viborg, 

Ringkøbing og Nordjylland. For at svare på problemformuleringen er der opstillet 2 

underspørgsmål: 

12 1 Indledning

1. Hvor stor er kvælstofbelastningen i projektområdet og hvordan er denne rumligt 

fordelt? 

2. Hvilke arealbaserede virkemidler er egnede til reducere kvælstofudvaskningen i 

oplandet til Karup Å og hvad er effekten af disse? 

Det er hermed hensigten at lave en belastningsopgørelse over, hvor den største 

belastning i oplandet er lokaliseret. Dette anvendes til at diskutere, hvilke ændringer af 

arealanvendelsen, der i dette område mest effektivt vil kunne reducere 

kvælstofudvaskningen og ligeledes være planlægningsmæssigt muligt. En ændring i 

arealanvendelse kan gennemføres ud fra politiske målsætninger, der iværksættes 

gennem planlægning. De virkemidler, der bliver taget op til overvejelse, vurderes ud fra 

de målsætninger, der fra offentlig side er opstillet med henblik på at forbedre 

vandmiljøet i de danske farvande. 

For at få en forståelse for problemstillingen er det nødvendigt at have kendskab til 

kvælstoffets kredsløb. I kapitel 2 Kvælstofkredsløbet og landbruget bliver det 

indledningsvis beskrevet, hvordan den historiske udvikling har bevirket, at landbruget i 

dag har et stort kvælstofstab til omgivelserne. Desuden forklares kvælstoffets kredsløb 

samt overskudskvælstoffets udvaskning fra rodzonen til recipienten og den dertil 

hørende denitrifikation. Med denne teoretiske viden på plads bliver projektområdets 

karakteristika undersøgt i kapitel 3 Beskrivelse af projektområdet. Geologiske, 

geomorfologiske, klimatiske og hydrologiske forhold bliver beskrevet. Derudover 

undersøges jordbunden og arealanvendelsen i projektområdet. Herefter præsenteres 

gruppens forsøg i kapitel 4 Undersøgelse af oplandet til Karup Å. Det drejer sig om 

sigteanalyse og permeabilitetsforsøg med henblik på at undersøge jordbundens tekstur, 

for at kunne vurdere hvor let kvælstof udvaskes fra området. Desuden er der lavet en 

nitratanalyse, der viser den aktuelle tilstedeværelse af nitrat i jorden som et 

øjebliksbillede i udvalgte punkter. Til sidst vurderes de anvendte metoder, der er 

benyttet til forsøgene. 

I kapitel 5 Opgørelse af kvælstofudvaskningen bliver kvælstofudvaskningen fra 

rodzonen analyseret ved brug af Viborg Amts model til estimering af 

kvælstofudvaskning. Desuden bliver der anvendt en afstands-baseret henfaldsmodel, der 

bygger på, at længere afstand til åen giver en højere grad af denitrifikation. Disse to 

modeller giver til sammen et billede af, hvor i Karup Ås opland den største 

kvælstofudvaskning kommer fra. På denne baggrund bliver der i kapitel 6 Ændring i 

arealanvendelsen undersøgt, hvilke planlægningsmæssige virkemidler, der findes, for 

gennem en ændring i arealanvendelsen at mindske udvaskningen af kvælstof til Karup 

Å. Tiltagene bliver målrettet mod de definerede områder. Der tages desuden udgangspunkt 

i regionplanens zoneplanlægning. På baggrund af de gennemgåede tiltag vil der 

opstilles 4 scenarier, hvor reduktionen af kvælstofudvaskningen beregnes. Dette gøres 

for at vurdere effekten af de forskellige arealbaserede virkemidler. Herudfra kan der i 

kapitel 7 Konklusion vurderes, hvilke virkemidler der kan mindske kvælstofudvaskningen 

til Karup Å. I kapitel 8 Perspektivering vil rapportens resultater blive sat 

i perspektiv i forhold til planlægningens dilemmaer. 

1 Indledning 13

14 1 Indledning

Kvælstofkredsløbet og 

landbruget 

Formålet med dette kapitel er at give en indsigt i, hvordan kvælstofkredsløbet fungerer, 

hvilket gøres med særlig fokus på landbruget. Kapitel 1 (Indledning) klarlagde, at den 

intensive landbrugsdrift i Karup Ås opland, skaber problemer med iltsvind i Skive 

Fjord. For at forstå denne problemstilling, er det vigtigt at kende til de processer, der 

ligger bag. Igennem dette kapitel vil det blive gjort klart, hvordan landbrugets 

sammenspil med kvælstofkredsløbet har givet anledning til den høje udvaskning af 

kvælstof. Kapitlet starter med at beskrive den historiske udvikling og hvordan det 

stigende gødningsforbrug har åbnet kredsløbet. Herefter vil selve kvælstofkredsløbet 

blive gennemgået og der vil lægges speciel vægt på gødning, kvælstofudvaskning, 

denitrifikation og jordens surhedsgrad. 

2.1 Landbrugets intensivering 

Landbruget i Danmark har, ligesom i de andre europæiske lande, undergået en 

udvikling i retning af mere intensivt landbrug. Omkring år 1800 var landbruget præget 

af det, vi i dag vil kalde økologisk landbrug. Enhver bedrift kunne dengang opfattes 

som en selvstændig økologisk enhed. Der var et internt kredsløb mellem den animalske 

og vegetabilske produktion i bedriften og input udefra var ubetydelige (Ingemann, 

2002: 354). Landbrugsproduktionen var dengang mange steder utilstrækkelig for at 

undgå sult (Christensen, 1992: 239). I perioden fra ca. 1830 til 1880 var det danske 

landbrug hovedsageligt kornproducerende og havde produktionsoverskud til omfattende 

eksport af korn. Efter denne periode skete der et skift, hvor landbruget begyndte at 

omstille sig til animalsk produktion. Skiftet skyldtes, at der skete et fald i kornpriserne 

pga. øget konkurrence, især fra Amerika. Kvælstofkredsløbet internt i bedriften var 

stadig lukket, dvs. at input udefra stort set ikke var til stede (Ingemann 2002: 354, 358). 

De næringsstoffer, planterne optog, blev givet videre til dyrene, i form af foder. Dyrene 

gav næringsstofferne tilbage til planterne gennem deres gylle, der blev spredt på 

markerne. 

2 Kvælstofkredsløbet og landbruget 15

Omkring 1960'erne slog en ny gødningspraksis for alvor igennem. Landbruget var nu 

ikke længere afhængig af det økologiske kredsløb, men kunne specialisere sig inden for 

en specifik produktion, f.eks. korn, svin eller mælk (Ingemann, 2002: 355). Med 

indførelsen af handelsgødning er der sket et vigtigt skift i den danske landbrugspraksis. 

Udviklingen af årligt forbrug af handelsgødning fra 1935 og frem til 2003 kan ses i 

figur 2.1. 

1000 t 

450 

400 

350 

300 

250 

200 

150 

100 

50 

0 

1935 

1937 

1939 

1941 

1943 

1945 

1947 

1949 

1951 

1953 

1955 

1957 

1959 

1961 

1963 

1965 

1967 

1969 

1971 

1973 

1975 

1977 

1979 

1981 

1983 

1985 

1987 

1989 

1991 

1993 

1995 

1997 

1999 

2001 

2003 

16 2 Kvælstofkredsløbet og landbruget 

År 

Handelsgødning Husdyrgødning 

Figur 2.1. Udvikling af årligt forbrug af handelsgødning i Danmark, 1935 - 2003 og 

husdyrgødning 1960 - 1999 (Plantedirektoratet, 2004: 9). Tal for husdyrgødning er 

baseret på aflæsning fra (Knudsen, 2002: 20). Årsangivelsen på figuren er start året for 

landbrugsåret. 

Det ses, at fra 1950'erne og frem til 1970'erne er forbruget af handelsgødning blevet 

mangedoblet. Forbruget af handelsgødning toppede i 1980'erne. Med indførslen af 

handelsgødning er kvælstofudvaskningen også vokset kraftigt. Landbrugets næringsstofkredsløb 

er, i takt med intensiveringen af landbruget, blevet mere åbent, hvilket 

betyder, at der er et overskud af næringsstoffer i jorden. Dermed sker der et tab til 

omgivelserne, som kan give anledning til problemer, f.eks. i form af iltsvind. Gennem 

1980'erne har forbruget af gødning været forholdsvis stabilt på et højt niveau på 

350.000-400.000 t N pr. år. Husdyrgødningens bidrag til kvælstofforbruget har været 

stabilt på omkring 250.000 t pr. år. Der er sammenhæng mellem handelsgødning i 

absolut mængde og mængden pr. ha, hvilket betyder, at stigningen i forbruget af 

handelsgødning har medført mere gødning pr. areal (Knudsen, 2002: 20). Forbruget af 

handelsgødning var i år 1989 144 kg N pr. ha årligt, siden er forbruget faldet. Dette 

skyldes hovedsagligt diverse reguleringer (Christensen, 2002: 376). Forbruget af 

handelsgødning er faldet til 78 kg N pr. ha i år 2003.

Dette afsnit beskrev hvordan kvælstofkredsløbet i landbruget er gået fra at være et 

lukket kredsløb internt i bedriften, til, som følge af det stigende forbrug af 

handelsgødning, at blive mere åbent. Handelsgødningen har gjort, at landmanden ikke 

længere er afhængig af gødningen fra sine husdyr, da det er muligt at købe gødningen i 

stedet. 

2.2 Kvælstofkredsløbet 

Kvælstofkredsløbet er en betegnelse for de processer som kvælstof (N) indgår i. 

Kvælstof skifter mellem forskellige kemiske tilstande, som en del af en cyklus med 

plantevækst og nedbrydning. Det er den menneskelige påvirkning af denne cyklus for at 

øge planteudbyttet, der skaber et overskud af kvælstof. For at kunne reducere 

overskuddet af kvælstof, er det nødvendigt at forstå, hvordan dette kvælstofkredsløb 

fungerer, og hvilken betydning den menneskelige tilførsel af gødning har. Dette vil 

derfor blive gennemgået. 

I form af frit N2 udgør kvælstof ca. 78 % af den atmosfæriske luft. Samtidig findes der 

en mængde kvælstof, der er bundet i jorden. Det kvælstof, der er bundet i jorden, kan 

overordnet opdeles i organisk kvælstof og uorganisk kvælstof. Det organiske kvælstof 

består af planterester og lignende, der ikke er nedbrudt endnu, mens det uorganiske 

kvælstof hovedsagelig består af ammonium (NH4 + ) og nitrat (NO3 - ). Planter kan kun 

optage det kvælstof, der findes på uorganisk form i jorden (Knudsen et al., 2000: 9). 

Det frie N2 kan fikseres, hvorved det omdannes til ammonium, der kan optages af 

planterne. Dette foregår i begrænset mængde ved lynnedslag, mens hovedparten af 

kvælstoffikseringen foretages af visse bælgplanter på landjorden og bestemte alger i 

marine områder. Ammoniummet bliver optaget af planterne og omdannet til organisk 

form. Når planterne dør, bliver resterne nedbrudt og indgår i puljen af organisk 

materiale i jorden. Dette organiske materiale kan udnyttes af mikroorganismer som en 

energikilde, og herved sker der en mineralisering, hvor kvælstoffet igen bliver 

omdannet til ammonium. Det ammonium, som ikke bliver optaget af planterne, bliver 

relativt hurtigt omdannet til nitrat. Der sker først en omdannelse til nitrit, som så hurtigt 

bliver omdannet til nitrat. Dette er også en proces, der foretages af mikroorganismer, og 

som kræver ilt. Planterne kan optage nitrat ligeså nemt som ammonium, og derfor bliver 

en del af nitraten igen optaget af planterne og omdannet til organisk materiale. Ved 

iltfattige forhold kan der ske en denitrifikation, hvor nitratet reduceres til frit kvælstof 

eller kvælstofilter, afhængig af om der sker en fuldstændig omdannelse. Herved er 

kredsløbet sluttet, og kvælstoffet er igen på form af frit N2 (Knudsen et al., 2000: 65). På 

figur 2.2 ses en principskitse over kvælstoffets kredsløb. 

2.2.1 Gødning 

Ved høst fjernes store mængder kvælstof fra marken. For at vedligeholde planteudbyttet 

tilfører landmænd gødning til markerne. Der bruges to overordnede typer gødning, 

husdyrgødning og handelsgødning. Husdyrgødning består af organiske materiale og 

urinstoffer. Urinstofferne bliver hurtigt nedbrudt til ammonium, og giver derved en 


hurtig tilførsel af kvælstof til planterne. Det organiske materiale består af forskellige 

typer kvælstofforbindelser, der nedbrydes med forskellig hastighed. Nogle typer 

organisk materiale nedbrydes forholdsvis hurtigt, og giver derved også en hurtig 

tilførsel af kvælstof til planterne. Andre typer organisk materiale kan tage flere år om at 

blive mineraliseret, og giver derved en lille, men mere konstant tilførsel af kvælstof. 

Handelsgødning består oftest af uorganisk kvælstof i form af ammonium og nitrat, der 

direkte kan optages af planterne. Afhængig af hvilken type gødning, der anvendes, kan 

der være store mængder af uorganisk kvælstof tilgængelig i jorden på en gang (Clausen 

et al., 2004: 29-32). 

Ammonium 

(NH4) 

Atmosfærisk kvælstof 

(N2) 

N-fiksering 

Nitrifikation 

Nitrit 

(NO2) 

Nitrifikation 

Optagelse 

Mineralisering 

Denitrifikation 

Reduktion Reduktion 

Organisk 

kvælstof 

Optagelse 

Nitrat 

(NO3) 

Figur 2.2. Principskitse over kvælstoffets kredsløb. Efter Andersen (1998: 7). 

I forbindelse med reguleringen af kvælstofkredsløbet er der indført pligt til at indberette 

gødningsforbruget. Samtidig er der indført gødningsnormer, der fortæller, hvor meget 

gødning det er tilladt at bruge, dvs. både handels- og husdyrgødning (Plantedirektoratet, 

2005: 1). Tabel 2.1 viser gødningsnormen for vækståret 2005/06. Gødningsnormen er 

ikke det samme som den økonomisk optimale gødningsmængde, hvilket hænger 

sammen med det politiske mål om, at reducere kvælstofforbruget. Gødningsforbruget 

bliver opgjort på bedriftsniveau, hvilket betyder at landmanden er fritstillet i forhold til, 

hvilke marker der spredes gødning på, blot den samlede kvote for bedriften, beregnet ud 

fra at gødningsnormerne overholdes (Clausen et al., 2004: 66-67). 

Kvælstof i form af ammonium, bliver også tilført via nedbøren. Dette skyldes, at der 

sker en fordampning af ammoniak fra husdyrgødning, som sammen med kvælstofilter 

18 2 Kvælstofkredsløbet og landbruget

fra forbrænding af fossile brændsler giver en kraftig øgning i mængden af ammoniak i 

atmosfæren. I Danmark deponeres der ca. 15 kg ammonium pr. ha årligt herfra, hvoraf 

landbruget bidrager med ca. 2/3, og 1/3 kommer fra brugen af fossile brændsler 

(Clausen et al., 2004: 119). 

Tabel 2.1. Kvælstofnorm for år 2005/06, total årlig mængde. Gældende for uvandet 

grovsand (Plantedirektoratet, 2005: 47-49). 

Gødningsnorm 2005/06 

Kg N pr. ha 

Vinterraps 154 

Vinterhvede 152 

Vinterbyg 149 

Spisekartofler 138 

Rajgræs, alm. 137 

Majs 133 

Permanent græs med normalt udbytte 133 

Vårhvede 126 

Kløvergræs, udlæg 122 

Vårbyg 119 

Roer til fabrik 118 

Vårraps 117 

Læggekartofler 110 

Havre 99 

Ærter 0 

Kløver, hvid-, rød-, alsikke 0 

Skovtilplantning 0 

2.2.2 Udvaskning af kvælstof 

Når der er mere kvælstof tilgængeligt i jorden end planterne kan optage, kan der ske en 

udvaskning af kvælstoffet, hvor vand transporterer kvælstoffet via grundvand og åer til 

et recipientområde. Ammonium binder sig til jordpartikler og udvaskes derfor stort set 

ikke. Nitrat er omvendt letopløseligt i vand, og derfor sker størstedelen af 

kvælstofudvaskning i form af nitrat (Knudsen et al., 2000: 42). 

Jorden har en såkaldt markkapacitet, dvs. den kan optage og binde en vis mængde vand. 

Markkapaciteten er afhængig af jordens tekstur, hvor en grov tekstur medfører en lav 

markkapacitet, mens en fin tekstur medfører en høj markkapacitet. Når markkapaciteten 

overskrides, vil der ske en afstrømning af overskuddet, og der kan ske udvaskning af 

nitrat. Udvaskningen sker normalt i efterårs- og vintermånederne. Dette hænger for det 

første sammen med, at afgrøderne bliver høstet i løbet af efteråret, hvorefter 

markkapaciteten bliver mindre, da planterne så ikke længere kan optage en del af 

vandet. For det andet falder der i Danmark mere nedbør i form af regn denne del af året, 

og fordampningen er mindre, hvorfor nedbørsmængden hurtigere vil overskride 

markkapaciteten. Den mængde nitrat, der udvaskes, afhænger af, hvor meget nitrat der 


er tilgængelig i jorden og skal ses i forhold til tekstur, nedbør, fordampning og afgrøde 

(Knudsen et al., 2000: 70-71). Figur 2.3 viser årstidsvariationen af nitrat i en typisk 

dyrket mark. 

Tidligt på året er indholdet af nitrat i jorden lavt. Landmanden kan så tilføre gødning, 

hvilket får nitratmængden til at stige. I løbet af sommeren falder indholdet af nitrat igen, 

efterhånden som den bliver optaget af planterne. Ved høsten bliver der en række 

planterester tilbage, som bliver nedbrudt. Det organiske materiale indeholder som nævnt 

en række letomsættelige forbindelser, som hurtigt bliver omdannet, mens resten af det 

organiske materiale tager længere tid om at blive nedbrudt. Derfor kommer der en 

stigning i nitratindholdet kort tid efter høstning, mens de sværere nedbrydelige 

planterester giver en lille, men mere konstant tilførsel igennem hele året. I efteråret er 

der størst potentiale for udvaskning, da der kommer regn, som overskrider jordens 

markkapacitet samtidig med, der er nitrat til stede i jorden. Udvaskningen kan 

mindskes, hvis der plantes efterafgrøder, som så kan optage og binde nitraten (Knudsen 

et al., 2000: 42) 

Nitratindhold 

Forår 

Sommer 

Efterår 

Uden efterafgrøder 

Med efterafgrøder 

Vinter 

Figur 2.3. Variationen i jordens nitratindhold gennem året. Efter Knudsen et al. (2000: 

43). 


Udvaskningen af nitrat afhænger, som tidligere nævnt, af afgrødetypen. På baggrund af 

udvaskningsmålinger, udført i forbindelse med Landovervågningsprogrammet 1 , er der 

ud fra modelberegninger estimeret typetal for nitratudvaskningen, afhængig af afgrøde, 

gødning og jordtype (Østergaard, 2000: 28). Tabel 2.2 viser typetal for nitratudvaskningen 

på grovsandet jord. Variationen i udvaskningen mellem afgrøderne 

skyldes bl.a. planternes evne til at optage næringsstofferne, hvilket ligeledes kan ses af 

gødningsnormerne, se tabel 2.1, da de forskellige afgrøder behøver forskellig mængde 

gødning. 

Tabel 2.2. Typetal for årlig udvaskning af kvælstof for udvalgte afgrøder. Tallene er 

gældende for grovsandet jord. Gødningsnorm fra 1998/99, husdyrgødningens 

udnyttelsesgrad er sat til 70 % (Østergaard, 2000: 28). 

Husdyrgødning kg N pr. ha 0 50 100 150 200 

Afgrøde: Udvaskning kg N pr. ha 

Majs 131 142 155 168 183 

Kartofler 126 137 149 163 177 

Afgræsset græs 108 118 128 139 152 

Vårraps/ærter-vintersæd 108 118 128 139 152 

Korn-vinterkorn 81 88 96 105 114 

Korn-efterårsetab. 72 78 85 93 101 

Brak-sort 54 59 64 70 76 

Foderroer 50 54 59 64 70 

Vårsæd m. udlæg 45 49 53 58 63 

Vedvarende græs, afgræsning (ekstensiv) 30 33 39 50 70 

Frøgræs og græsbrak 1-3 år 18 20 21 23 25 

Permanent græsbrak, skov mv 15 16 19 25 35 

Brak-brak 9 10 11 12 13 

Det ses, at udvaskningen er høj ved afgrøder som majs, kartofler, afgræsset græs og 

raps. I den lavere ende findes den mere ekstensive dyrkning, som permanent græsbrak 

og skov, der giver en lavere udvaskning. Udvaskningen af kvælstof afhænger altså af 

jordtype, nedbør, fordampning, gødningsmængde og afgrødetype. 

2.2.3 Denitrifikation 

Under iltfrie forhold kan der ske en denitrifikation af nitrat. Hvor stor en del af den 

nitrat, der udvaskes fra marken, der når frem til recipienten, afhænger derfor af, hvor 

stor en del der denitrificeres. Denitrifikation kan ske både kemisk og biologisk. I 

rodzonen dominerer den biologiske denitrifikation, mens den kemiske dominerer i de 

dybere jordlag. Rodzonen er mellem 50 og 100 cm dyb afhængig af jordens tekstur og 

er dybest i finkornet materiale (Knudsen et al., 2000: 70). 

1 Landovervågningsprogrammet hører under Vandmiljøplanen. Det startede i 1989 med seks små 

oplande, som i 1998 blev udvidet til syv. Landovervågningsprogrammet undersøger landbrugets 

anvendelse af gødning og pesticider og tab af disse til vandmiljøet (Grant et al., 2000: 1) 


For at få energi, har levende organismer behov for at respirere, og denne respiration 

foregår normalt ved brug af ilt. Når jorden er vandmættet, kan der opstå iltfrie porerum. 

Der findes en gruppe bakterier, kaldet anarobe bakterier, der kan respirere med nitrat i 

stedet. Denne proces kaldes biologisk denitrifikation, og den omdanner nitraten til 

atmosfærisk nitrogen, som dermed ikke længere er tilgængeligt for plantevækst. Den 

største biologiske denitrifikation sker ved husdyrgødning frem for handelsgødning. 

Dette skyldes, at der forbruges ilt ved nedbrydningen af det organiske materiale, 

hvorved ilten i jorden hurtigere bliver opbrugt. Størrelsen af denitrifikationen varierer i 

løbet af året, og efter større nedbørsperioder kan der nemmere opstå iltfri forhold, 

hvorfor denitrifikationen er større herefter (Knudsen et al., 2000: 65-66). 

Den kemiske denitrifikation sker under rodzonen. Her kan nitraten under de iltfrie 

forhold reagere med forskellige mineraler, hovedsageligt jernforbindelser som pyrit. I 

denne reaktion bliver jernforbindelserne oxideret til okker, mens nitraten bliver 

reduceret til frit N2. Den kemiske denitrifikation afhænger derfor i høj grad af det 

reducerende potentiale af jorden, der varierer fra lokalitet til lokalitet. Som en 

hovedregel gælder det, at lerede jorder har et større reducerende potentiale end sandede 

jorder (Knudsen et al., 2000: 86). 

Den mængde nitrat, der denitrificeres, afhænger bl.a. af, hvor lang tid nitraten opholder 

sig i den iltfrie zone, hvor den kan reduceres. Her har jordens tekstur en væsentlig 

betydning for, hvordan jorden drænes for vand, og dermed hvilken vej nitraten 

transporteres fra marken til recipienten. På figur 2.4 ses, hvor stor en del af vandet, der 

strømmer af overfladisk og i undergrunden for henholdsvis en sandet jord og en leret 

jord. Samtidig viser figuren, hvor meget nitrat der kommer fra de forskellige 

transportveje. 

Figur 2.4 viser, at størstedelen af afstrømningen på lerede jorder sker gennem dræn, 

mens kun en mindre del når ned til grundvandet. Omvendt løber det meste af vandet 

gennem de dybere jordlag i sandede jorder. Dette hænger sammen med jordens 

permeabilitet, der er et mål for, hvor hurtigt vand kan strømme gennem jorden. I en 

sandet jord er permeabiliteten høj. Derfor kan næringsstofferne hurtigere trænge ned i 

jorden, men samtidig transporteres ilten også dybere ned. Derfor er denitrifikationen 

lille i det øverste grundvand, da der stadig er ilt til stedet i dette område. Det er 

hovedsagelig i det dybere grundvand, at denitrifikationen sker i sandede jorder. 

Samtidig strømmer kun 5-20 % af vandet på sandede jorder af overfladisk. Derfor har 

afstanden til åen en stor betydning for denitrifikationen, da en større afstand betyder, at 

vandet når dybere ned i undergrunden og dermed opholder sig i den reducerende zone i 

længere tid (Nielsen et al., 2003: 14-15). 

I en leret jord er permeabiliteten lavere og en mindre del af vandet når derfor ned i 

undergrunden. Normalt er lerjordsmarkerne også drænet, hvilket leder vandet hurtigere 

til recipienten. Det er beregnet, at ca. 50 % af det udvaskede kvælstof ledes videre via 

dræn på lerede jorde. Dette betyder, at den biologiske denitrifikation spiller en større 

rolle for lerede jorde end sandede jorde, da en mindre del af vandet når frem til den 

reducerende zone (Knudsen et al., 2000: 89). 


Figur 2.4. Vand og kvælstofstrømme fra rodzone til vandløb og søer (Nielsen et al., 

2003: 15). Tykkelsen af pilene angiver hhv. mængden af vand og kvælstof. 

På figur 2.5 vises et eksempel på kvælstofregnskabet for henholdsvis en sandet jord og 

en leret jord. I dette eksempel tilføres der mere kvælstof til den sandede jord end den 

lerede jord, og derfor sker der også en større udvaskning af kvælstof fra rodzonen af den 

sandede jord. Der sker denitrifikation af kvælstoffet, fra det forlader rodzonen og indtil 

det når frem til vandløbet. Figuren viser, at den største udvaskning af kvælstof sker ved 

den overfladenære afstrømning af lerjorden med 14 kg N pr. ha. Samtidig er det en 

mindre del af vandet i lerjorden, der når ned i det dybe grundvand, så der sker også en 

større udvaskning af kvælstof fra grundvandet i forhold den sandede jord. Dette 

eksempel viser, at i forhold til at tilbageholde nitraten og stoppe udvaskning til 

følsomme recipientområder, så standser sandjorden den største andel af kvælstoffet. 


Sandjordsoplande 

Handelsgødning 113 kg N 

Husdyrgødning 116 kg N 

Atm. + fiksering 42 kg N 

Total 271 kg N 

Afgrøder 

131 kg N 

Figur 2.5. Kvælstofregnskab for sandjord og lerjord. Tallene er årligt gennemsnit pr. ha 

for tre oplande for begge jordtyper, 1989/90 - 1997/98. Efter Knudsen et al. (2000: 89). 

2.2.4 Surhedsgrad 

Rodzonen Rodzonen 

Udvaskning 

124 kg N 

Lerjordsoplande 

Handelsgødning 116 kg N 

Husdyrgødning 69 kg N 

Atm. + fiksering 30 kg N 

Total 215 kg N 

Udvaskning 

68 kg N 

Afgrøder 

130 kg N 

12 kg N i åen 25 kg N i åen 

4 kg N Overfladisk 

8 kg N Grundvand 

14 kg N Overfladisk 

11 kg N Grundvand 

I forhold til hvor store mængder kvælstof der frigives fra det organiske materiale i 

jorden, spiller jordens surhedsgrad en væsentlig rolle. Surhedsgraden påvirker de 

bakterier, der nedbryder det organiske materiale, og samtidig påvirker den også de 

bakterier, som bælgplanterne anvender til at fiksere nitrogen fra atmosfæren. Jordens 

surhed måles som regel i reaktionstallet (Rt), der er en måling af pH i jorden opløst i 

calciumklorid. Rt fungerer på samme måde som pH. En værdi på 7 er neutral, mens en 

lavere værdi er sur. Når planterne respirerer, danner de kuldioxid, som kan gå i 

forbindelse med vand og danne den svage syre kulsyre, hvorved der sker en forsuring af 

jorden. Bakterier foretrækker en neutral Rt på ca. 7. Når Rt falder, så falder den 

biologiske aktivitet også, og dermed bliver det organiske materiale nedbrudt 

langsommere. Samtidig mindskes den mængde kvælstof, som fikseres af bælgplanterne. 

Forsuringen af jorden betyder således, at indholdet af uorganisk kvælstof i jorden 

mindskes. For at modvirke dette kan det være nødvendigt øge gødskningen af jorden, 

eller tilføre kalk for at hæve Rt (Clausen et al., 2004: 43-45). 


2.3 Opsummering 

Først i kapitlet blev det beskrevet, hvordan kvælstofforbruget i landbruget er steget pga. 

indførelse af handelsgødningen. Herefter er kvælstofkredsløbet blevet gennemgået. 

Dette viste, hvordan kvælstoffet kan antage forskellig form på vejen rundt i kredsløbet. 

Handelsgødning tilfører store mængder uorganisk kvælstof til jorden på en gang, mens 

husdyrgødning udjævner kvælstoftilførslen over tid, da det organiske materiale heri 

først skal nedbrydes. Planterne kan sjældent optage alt dette kvælstof på en gang, 

hvorfor der er en større pulje tilgængelig til udvaskning. En stor del af kvælstoffet 

denitrificeres før det når frem til recipienten. Jordens sammensætning er afgørende for 

størrelsen af denne denitrifikation, hvor sandede jorde fjerner mere kvælstof end lerede 

jorde. Da det drejer sig om diffuse processer, er det svært at måle, i hvor stor grad de 

enkelte processer forløber på markerne. Samtidig skal der tages højde for, at mængden 

af kvælstof i jorden ikke er konstant, og at der er en vis tidsforsinkelse i systemet i form 

af ikke nedbrudt organisk materiale i jorden og næringsstoffer i grundvandet. Det blev 

beskrevet, at kvælstofmængden i jorden afhænger af jordens tekstur, nedbør, 

fordampning, afgrøde og tilført gødning. Hvor meget kvælstof, der ender i recipienten, 

afhænger af de reducerende forhold i jorden. Derved får jordtypen, dræningsforhold og 

hvorvidt kvælstoffet når den reducerende zone, betydning. 



Beskrivelse af 

projektområdet 

Et af formålene med denne rapport er at undersøge, hvor udvaskningen af kvælstof 

kommer fra i oplandet til Karup Å. For at kunne give et bud på dette er det væsentligt at 

have kendskab til, hvordan området ser ud naturgeografisk, da dette har indflydelse på 

vandets bevægelse i jorden frem til åen, en afgørende faktor for transporten af kvælstof. 

Det blev vist i kapitel 2 (Kvælstofkredsløbet og landbruget), at jordens sammensætning 

og permeabilitet er af afgørende betydning for, hvor stor del af kvælstoffet, der ender i 

vandløbet og hvor stor del, der bliver tilbageholdt eller denitrificeret. I kapitel 1 

(Indledning) blev projektområdet præsenteret kort, og der blev lagt vægt på den 

generelle arealanvendelse i området. I dette kapitel vil der først blive set på forskellige 

naturgivne faktorer, herunder geomorfologi, jordbundsforhold, områdets geologi, 

klimatiske og hydrologiske forhold. Kapitlet vil tage udgangspunkt i eksisterende data 

over området og dette vil danne baggrund for præsentationen af de undersøgelser 

gruppen selv har lavet, som det næste kapitel indeholder. Tilslut vil områdets naturgivne 

forhold blive sammenlignet med arealanvendelsen i området. 

3.1 Geomorfologiske forhold 

På figur 3.1 ses, hvilke landskabselementer, der kan genfindes i projektområdet. 

Projektområdet ligger placeret på begge sider af hovedstilstandslinjen fra sidste istid, 

hvor gletscheren nåede den maksimale udbredelse for ca. 18.000 år siden. Nord og øst 

for hovedstilstandslinjen er landskabet præget af morænelandskab med forekomster af 

bl.a. tunneldale, dødislandskab og hedeslette. Moræner består af usorteret materiale, der 

blev opsamlet i gletscheren og aflejret ved smeltningen. Jordbunden i et morænelandskab 

vil således være usorteret og landskabet vil have en bakket overflade. Det 

dominerende landskabselement i projektområdet er hedesletten, syd og vest for 

hovedstilstandslinjen, kaldet Karup Hedeslette. Aflejringerne på Karup Hedeslette 

kaldes ekstramarginale aflejringer, hvilket betyder, at området efter aflejringen ikke er 

blevet overdækket af is (SNS, a, 2005). På hedesletten er der hovedsageligt aflejret sand 

3 Beskrivelse af projektområdet 27

fra gletscherens smeltevandsfloder. Aflejringsmiljøet på hedesletten har derfor været 

fluvialt, hvorfor aflejringerne her er bedre sorterede, end moræneaflejringerne. 

Figur 3.1. Projektområdets geomorfologi. Data fra DJF-geodata (a, 2005). Hovedstilstandslinien 

er skønsmæssigt indtegnet ud fra landskabselementerne. 

3.2 Jordbundsforhold 

På figur 3.2 ses, hvilke jordtyper projektområdet indeholder. Data til kortet blev 

indsamlet i årene 1975-1979 med det formål, at undersøge jordens bonitet. 

Undersøgelserne blev taget i pløjelaget og der blev udtaget ca. en prøve for hver km 2 

(DJF-geodata, a, 2005; Christensen, 2000: 238-239). I bilag A ses Dansk Jordbundsklassifikation, 

der er anvendt til at danne kortet ud fra. 

Det ses af figur 3.2, at hoveddelen af projektområdet består af grovsandet jord. I ådalen 

findes humusjord, ligesom humusjord udenfor projektområdet også ligger i ådalene. 

Dette hænger sammen med, at der i ådalen findes et højt indhold af organisk materiale, 

da jordbunden i ådalene ofte har et højt vandindhold og da det organiske materiale 

derfor kun langsomt omdannes i disse områder (Strahler & Strahler, 1992: 336-339). 

28 3 Beskrivelse af projektområdet

Øst i projektområdet har jordbunden en finere tekstur. Sydøst ses forekomster af både 

sandblandet lerjord og lerblandet sandjord. I den nordlige del af projektområdet, findes 

finsandet jord og indimellem lerblandet sandjord. 

Figur 3.2. Jordtyper i projektområdet. Data fra DJF-geodata (a, 2005). 

Der ses en klar sammenhæng mellem landskabselementerne på figur 3.1 og jordtyperne 

på figur 3.2. Syd og vest for hovedstilstandslinjen, på hedesletten, findes den 

grovsandede jord, mens der i morænelandskabet nord og øst for hovedstilstandslinjen 

findes en mosaik af forskellige teksturer. De sandede jorde, som projektområdet består 

af, har en lille markkapacitet, er næringsfattige og vil derfor naturligt være grobund for 

hårdføre planter som f.eks. lyng, henlagt uberørt vil heden imidlertid, efter en årrække, 

springe i skov. Når der i disse områder alligevel bliver drevet landbrug, hænger det 

sammen med, at jorden er blevet behandlet intensivt med bl.a. gødning og kalkning 

(SNS, a, 2005). 


3.3 Geologi 

Beskrivelsen af landskabselementerne og jordbunden viser, at det kan forventes, at 

jordbunden i projektområdet hovedsageligt består af sand. For at undersøge om dette 

også er tilfældet i de dybereliggende lag, er en række boreprofiler fra Danmarks og 

Grønlands Geologiske Undersøgelsers (GEUS) database blevet undersøgt (GEUS, 

2005). Boreprofilerne er hentet fra ni lokaliteter i projektområdet, figur 3.3. 

Udvælgelsen af boreprofilerne er sket ud fra et ønske om, at de udvalgte profiler så vidt 

muligt skulle være spredt over hele projektområdet. Derudover var det tanken, at 

profilerne skulle give et indtryk af, hvordan geologien ser ud i to tværsnit på langs af 

projektområdet. 

Figur 3.3. Placeringen af de undersøgte boreprofiler. Tværsnit A og B med boreprofiler 

kan ses på figur 3.4. 

Profilerne er oprindeligt indsamlet til forskellige formål og på forskellig tid, hvorfor 

boredybden varierer og hvorfor der kan være forskellig detaljeringsgrad. Boreprofilerne 

bekræfter imidlertid tydeligt, at projektområdet består af sand, også dybere i jorden, 

figur 3.4. Der er altså også god sammenhæng mellem de forskellige data, der findes af 

jordbundens sammensætning. Grundvandspejlet ligger i en dybde varierende mellem 2 

og 16 m under terræn. 


Kote (m) 

80 

70 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

-10 

-20 

A B 

Nr. 1 

65471 

Nr. 2 

65470 

Nr. 3 

661493 

Nr. 4 

761296 

Nr. 5 

761101 

Nr. 6 

65174 

Nr. 7 

65200 

Nr. 8 

751459 

Nr. 9 

751271 

Grundvand 

Sand 

Ler 

Figur 3.4. Diagrammet viser dybden og laginddelingen for ni boreprofiler i 

projektområdet. Data fra GEUS (2005). Under hver boreprofil står der angivet et 

nummer, der angiver placeringen på figur 3.3 og nummer i GEUS database. Øverst for 

hver profil findes et muldlag, der ikke er taget med, maks. dybde 0,3 m. Tværsnit A ses 

til venstre og tværsnit B til højre. 

3.4 Klimatologi 

En anden vigtig faktor i forhold til udvaskningen af kvælstof er, som tidligere nævnt, 

den vandmængde, der perkolerer ned gennem rodzonen og dermed er til rådighed for 

transporten af kvælstof. Derfor vil der nu blive set nærmere på fordelingen af den 

nedbør, der falder i oplandet. 

Figur 3.5 viser et kort over nedbørens fordeling i projektområdet. Det ses, at der er 

variationer i nedbørsmængden, hvor der i den østlige del af oplandet falder 725 mm 

regn om året, mens der i den vestlige del falder 825 mm regn om året. Der falder altså 

100 mm mere regn i den vestlige del af oplandet i forhold til den østlige. Denne 

situation er typisk for danske forhold, idet landet ligger i vestenvindsbæltet. Den regn, 

der falder i projektområdet, stammer derfor fra skyer, der er blevet transporteret fra vest 

mod øst. Skyerne regner undervejs og mister derfor noget af vandindholdet, hvorfor der 

vil falde mere regn i den vestlige del af landet end den østlige. Dette betyder, at der vil 

være mere nedbør, der kan udvaske kvælstof i den vestlige del af projektområdet i 

forhold til den østlige del. 


Figur 3.5. Nedbørens fordeling i projektområdet, klimanormal 1961-90. Data fra DJFgeodata 

(a, 2005). 

Variationen af nedbør over året, figur 3.6, viser, at der i månederne juli til november 

falder mest nedbør. I forhold til kvælstofudvaskning er det afstrømningen, der er den 

væsentligste, da afstrømningsmængden fortæller hvor meget vand der er til rådighed til 

at transportere kvælstoffet. Nedbøren skal derfor ses i relation til fordampningen. 

Fordampningen er i Danmark højest i sommermånederne maj til august, figur 3.6, 

hvilket skyldes, at solens indstråling bidrager med mest energi i disse måneder. 

Sammenholdes nedbøren og fordampningen, ses det i månederne september til marts at, 

nedbøren overstiger fordampningen. Dermed er der et overskud af vand, hvilket vil 

perkolere ned til grundvandet. Modsat er der i månederne april til august størst 

fordampning. Derfor er der et underskud af vand og dermed ingen grundvandsdannelse. 

Fordampningen bliver oftest opgjort som potentiel fordampning. Dette skyldes, at den 

aktuelle fordampning er svær at måle. Den potentielle fordampning bestemmes 

indirekte gennem formelberegning, og udtrykker mængden af vand der kan fordampe 

fra et areal dækket med en ensartet given afgrøde, hvis arealet er velforsynet med vand. 

Det fremgik af figur 3.6, at der sommetider er vandunderskud og dermed er jorden ikke 

altid velforsynet med vand. Dette betyder, at den potentielle fordampning er et 

overestimat af den fordampning, der reelt sker. Da fordampningen afhænger af 


afgrødetypen, kan der ligeledes være variationer i fordampningen ved forskellige 

arealanvendelser (Burchart & Willemoes Jørgensen, 1976: 52). Den årlige potentielle 

fordampning for oplandet til Karup Å ligger på ca. 550 mm/år, hvilket er skønnet ud fra 

de tre nærmest målestationer, tabel 3.1. Fordampningen for Karup Ås opland er 

formentlig ca. 200 mm/år lavere, jf. opgørelse over den aktuelle fordampning 1971 

(Burchart & Willemoes Jørgensen, 1976: 34). 

mm/år 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

Jan 

Feb 

Mar 

Apr 

Maj 

Jun 

Jul 

Måned 

Aug 


Sep 

Okt 

Nov 

Dec 

Nedbør 

Potentiel fordampning 

Figur 3.6. Vandbalancediagram. Klimanormal 1961-90, målestation Foulum. Foulum 

ligger 30 km øst for projektområdet. Data fra Planteinfo (2005). 

Den årlige mængde vand der er til rådighed for afstrømning i Karup Ås opland er altså 

omkring 225 mm/år, da der kommer ca. 775 mm/år nedbør og der fordamper potentielt 

550 mm/år. Hvis der tages højde for overestimatet af fordampningen er afstrømningen 

ca. 425 mm/år. 

Tabel 3.1. Potentiel fordampning, klimanormal 1961-90. Data fra de tre nærmeste 

målestationer. Data fra Planteinfo (2005). 

Målestation Foulum Siltstrup Askov 

Nærmest større by Viborg Thisted Vejen 

Afstand (km) og retning 30, øst 55, nord 100, syd 

Potentiel fordampning (mm/år) 553 564 543

3.5 Hydrologiske forhold 

I det følgende vil der blive set nærmere på de hydrologiske forhold i oplandet i forhold 

til strømninger i grundvandet og i åen. En af de afgørende faktorer for, hvordan vandet 

strømmer i et område, er områdets topografi og form (Burchart & Willemoes Jørgensen, 

1976: 111). Figur 3.7 A, viser det topografiske opland og det ses, at den sydlige del af 

oplandet, hvor Karup Å har sit udspring, er den højest beliggende del, med det højeste 

punkt omkring 100 m.o.h. Det ses af kort B, figur 3.7, over det hydrologiske opland, at 

der er et nogenlunde sammenfald mellem det hydrologiske og det topografiske opland. 

Derudover ses det, at koten for grundvandsspejlet i oplandet generelt ligger mellem 0- 

20 meter under jordens overflade, med den største forskel i den sydlige del af oplandet, 

hvilket også fremgik af figur 3.4. Dette er den karakteristiske situation i oplande, der er 

domineret af løse aflejringer (Burchart & Willemoes Jørgensen, 1976: 78). Der er 

imidlertid også områder, hvor sammenfaldene ikke er så tydelige, specielt i den sydlige 

og østlige del. Som tidligere nævnt har disse områder et højere indhold af ler end resten 

af oplandet. Ler er med til at ændre afstrømningsforholdene, idet ler er relativt 

impermeabelt og dette fører til en større overfladeafstrømning (Burchart & Willemoes 

Jørgensen, 1976: 78). Det er værd at bemærke, at grundvandsspejlet alle steder i 

oplandet er et frit grundvandsspejl og at der derfor ikke findes lerlinser, der overligger 

grundvandsspejlet (Pers. komm. Jens Ove Nielsen 01.12.05). 

Figur 3.7. Kort over oplandet til Karup Å. Kort A viser det topografiske opland 

indtegnet på en topografisk højdemodel over området. Data fra KMS (2005). Kort B 

viser det hydrologiske opland indtegnet på en model over højden på grundvandspotentialet. 

Koten er i meter. Data fra Viborg-GIS (2005); Pers. komm. Dennis 

Plauborg Noe (16.11.05). 


For at give et mere præcist indtryk af, hvordan afstrømningsforholdene er i oplandet, er 

der blevet lavet en hydrograf over vandføringen i Karup Å. Det ses af figur 3.8, at 

vandføringen i Karup Å varierer gennem året, med en maksimumsvandføring på knapt 

12 m 3 /s og en minimumvandføring på knapt 5 m 3 /s. Karup Å får derfor konstant tilført 

vand fra grundvandet og der ses derfor ikke de store udsving i vandføringen. 

Minimumvandføringen tangerer heller ikke nul, hvilket ofte er tilfældet for 

nedbørsafhængige åer i Danmark om sommeren (DMU, b, 2005). Krydskorrelationen af 

vandføringen for de to målestationer er beregnet til 1,000. Dette indikerer, at 

vandføringen ved Nørkær Bro er fuldt afhængig i vandføringen ved Hagebro og at der 

sker et konstant tilløb af vand mellem målestationerne. Det kan dog også skyldes, at 

målestationerne ligger forholdsvis tæt på hinanden. Tilstrømningen til åen mellem 

målestationerne er jævn, hvilket er typisk for grundvandsfødte åer. Hydrografens form 

hænger sammen med geologien, topografien og jordbunden i oplandet. Jordbundens 

sandede tekstur og den høje permeabilitet i Karup Ås opland bevirker, at vandtilførselen 

til åen hovedsageligt kommer fra grundvandet. Der er både i forhold til grundvandet og 

i forhold til afstrømningen god overensstemmelse mellem områdets geologi og dets 

hydrologi. 

m3/s 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

1- jan. 

1- feb. 

1- mar. 

1- apr. 

1- mai. 

1- jun. 

1- jul. 

1- aug. 


1- sep. 

1- okt. 

1- nov. 

1- des. 

Nørkær Bro 

Hagebro 

Figur 3.8. Vandføring i Karup Å ved to målestationer fra år 2003. Data fra DMU (a, 

2005). 

Figur 3.9 viser en impuls-responsfunktion for, hvordan en ensartet impuls af kvælstof 

fordelt over hele Karup Ås opland, vil fordele sig med tiden. Det ses, at i løbet af det 

første år, vil ca. 55 % blive transporteret til åen, hvor godt halvdelen heraf vil blive 

reduceret. 25 % af kvælstoffet vil ende i grundvandet, mens de sidste 20 % stadig vil 

opholde sig i den umættede zone. I starten af det andet år begynder andelen af reduceret 

kvælstof i grundvandet at stige. Ved udgangen af det andet år er 10 % af kvælstoffet i 

grundvandet reduceret. Efter det andet år stiger andelen af kvælstoffet der er reduceret 

og andelen i åen, på bekostning af andelen i grundvandet og den umættede zone. Efter 

15 år er der 5 % kvælstof tilbage i grundvandet, 55 % er blevet reduceret og 40 % har 

nået åen eller de ånære områder.

Figur 3.9. Impuls-responsfunktion for en ensartet kvælstofimpuls i oplandet til Karup Å 

(Nielsen et al., 2003: 93). 

Impuls-responsfunktion er blevet udviklet i forbindelse med NPo-forskningsprojektet i 

1990 af Miljøstyrelsen. I forhold til den generelle situation i Danmark er dette en utrolig 

hurtig responstid, der formodentlig kommer af det overfladenære grundvandsspejl i 

oplandet og undergrundens høje permeabilitet (Storm et al., 1990: 72). Ifølge impulsresponsfunktion 

vil den væsentlige forskel i kvælstofmængden i åen allerede efter det 

første år til to kunne registreres. 

I kapitel 2 (Kvælstofkredsløbet og landbruget) blev det beskrevet, at mængden 

nedbøren har betydning for hvor meget kvælstof der udvaskes. For at undersøge impulsresponsen 

yderligere, er data for nedbør blevet korreleret mod kvælstofmålinger i åen, 

med forskellige tidsforskydninger, tabel 3.2. Det ses af tabellen, at den største 

korrelation er indenfor det samme år. Dette bekræfter, at afstrømningen i oplandet sker 

hurtigt og at en ændring i kvælstoftilførslen kan observeres allerede indenfor det samme 

år. 

Tabel 3.2. Korrelationen mellem nedbøren og kvælstofindholdet i Karup Å. Nedbørsdata 

fra DMI (2005) og Nitratmålinger fra Viborg-GIS (2005). 

Årstal Nedbør mm/år kg N ved Nørkær Bro 

1997 645,5 553.760 

1998 901,5 708.928 

1999 992,5 803.941 

2000 902,0 836.852 

2001 810,5 718.053 

2002 911,5 763.059 

2003 721,5 532.308 

2004 866,0 655.085 

Forskydning i år Korrelation 

0 0,87 

1 0,24 

2 -0,08 

3 -0,41 


3.6 Arealanvendelsen 

I dette afsnit vil arealanvendelsen der findes i oplandet blive sammenholdt med de 

naturgivne forhold, der blev beskrevet i de foregående afsnit. Dette sker med henblik på 

at undersøge, om der er en sammenhæng mellem arealanvendelsen og de naturgivne 

forhold. Endvidere er formålet, at give et dybere kendskab til arealanvendelsen i 

projektområdet. 

Figur 3.10. Arealanvendelsen i projektområdet. Data fra DMU (a, 2005). Observationer 

fra 1992-97. 

Det ses af figur 3.10, at der er store forskelle på, hvor i projektområdet landbruget 

dominerer. I projektområdet findes der fire større områder med skov og indimellem 

findes områder, der er opdyrket og afgræsset. Dette billede kan også genfindes, hvis 

dyretætheden i oplandet betragtes, figur 3.11. Her ses det, at de områder der er opdyrket 

også er de områder, hvor der er den største tæthed af dyr. Det er derfor i høj grad i den 

sydvestlige del af oplandet at antallet af dyreenheder pr. landbrugsareal er lavt. 

Sammenholdes dette med jordbundsforholdene, ses det, at det i høj grad er de grov- 


sandede områder og hedesletten, som ikke er opdyrkede og hvor der er en lav tæthed af 

dyreenheder pr. ha. Der skal dog gøres opmærksom på, at dyretæthedsdataene er interpoleret 

ud fra punktdata, hvorfor dyretætheden på den enkelte mark kan være forskellig 

fra figuren (DJF-geodata, b, 2005). Derfor skal figuren betragtes som et generaliseret 

billede af dyretætheden. 

Figur 3.11. Dyretætheden i projektområdet, år 2003. Data fra DJF-geodata (b, 2005). 

Dette billede af landbruget træder tydeligere frem, hvis landbrugets arealanvendelse 

opdeles efter hvilken type af landbrug, der drives. Figur 3.12 viser landbrugets 

arealanvendelse på de dyrkede områder. Den sydvestlige del af projektområdet er 

præget af planteavlere, hvor over 50 % af arealerne bruges til planteavl. I den 

sydvestlige del af oplandet ses det også, at over 25 % af landbrugsarealet bruges til 

produktion af kartofler. Jordbunden i dette område er sandet, hvilket giver gode 

vækstbetingelser for kartoflen. Derudover har kartoflen brug for meget vand og det er i 

denne del af oplandet, at der kommer mest nedbør (Ahlmann, 2005). Den mest hyppige 

animalske produktion er kvæg, og kvægbedrifter findes specielt i den nordlige del af 

oplandet. Svinebedrifter findes koncentreret i mindre, spredte klynger. Sammenholdes 

landbrugets arealanvendelse med figur 3.1 ses det, at der syd for hovedstilstandslinien 

hovedsagelig er planteavl, mens der nord for hovedstilstandlinien mest er bedrifter med 


dyr. Dette hænger fint sammen med, at syd for hovedstilstandslinien findes hedesletten, 

der består at grovsandet jord, figur 3.2, og derfor er jorden her egnet til planteavl, f.eks. 

kartoffeldyrkning. 

Figur 3.12. Landbrugets arealanvendelse i Karup Ås opland, 2002. Planteavlere, svin- 

og kvægbedrifter er opgjort på 2 km grid, kartoffelavlere på 10 km grid (DJF-geodata, 

b, 2005). 

I forhold til kvælstof er det interessant at undersøge hvordan udviklingen i dyrantallet 

har været, da en evt. stigning i dyreantallet vil kunne betyde, at det der blev brugt mere 

husdyrgødning. Yderligere kunne en ændring i dyreantallet betyde, at dyretætheden, 

figur 3.11, kunne havet ændre sig. Der er sket en stigning i antallet af svin pr. ha 

landbrugsareal de sidste 15 år fra 1990, hvor der var ca. 5 svin pr ha landbrugsareal til 7 

svin pr. ha i 2004. I samme periode, er antallet af kvæg pr. ha, landbrugsareal faldet fra 

lige over 1 pr. ha landbrugsareal til 0,8 pr. ha i 2004 (Statistikbanken, 2005). I samme 

periode er der sket et fald i landbrugsarealet på 10 % for begge amter, således, at det 

samlede landbrugsareal i Viborg Amt i 2004 var 257.424 ha, mens tallet for Ringkøbing 

Amt var 293.243 ha. Omregnes tallet over antallet af dyr i stedet til antallet af dyreenheder 

i amterne, et mål for belastningen, ses det, at der ikke er sket en nævneværdig 

udvikling i antallet af dyreenheder, figur 3.13. 

I det foregående er arealanvendelsen i projektområdet blevet gennemgået. Det er her 

kommet frem, at der er en vis rumlig forskel i arealanvendelsen, således er der flest 

landbrug med dyrehold i den nordlige og sydøstlige del af oplandet. I den vestlige del af 

oplandet er kartoffeldyrkning en udbredt arealanvendelse. Dette hænger meget godt 

sammen med de jordbundsforhold og klimatiske forhold, der tidligere er blevet 

beskrevet, idet der falder mest regn i dette område og da jordbunden her er grovsandet. 

Derudover er det gennem afsnittet kommet frem, at der ikke er sket en nævneværdig 


udvikling i antallet af dyreenheder i Viborg og Ringkøbing amter, og der er derfor heller 

ikke nogen ændring i kvælstofbelastningen fra husdyr i denne periode. 

1000 DE 

400 

350 

300 

250 

200 

150 

100 

50 

0 

1990 

1991 

1992 

1993 

1994 

1995 

1996 

1997 

År 

1998 

40 3 Beskrivelse af projektområdet 

1999 

2000 

2001 

2002 

2003 

2004 

Ringkøbing Amt 

Viborg Amt 

Figur 3.13. Udviklingen i antallet af dyreenheder i Viborg Amt og Ringkøbing Amt 

(Statistikbanken, 2005). 


Beskrivelsen af projektområdet viser, at hovedparten af Karup Ås opland består af sand. 

Det fremherskende landskabselement er hedeslette, dvs. næringsfattige sandjord med 

lille vandkapacitet. Størstedelen af jord i oplandet er klassificeret til at være grovsandet 

jord. Nord og øst for hovedstilstandslinien findes der imidlertid dødis- og 

moræneelementer, hvor der findes finsandet jord og lerblandet sandjord. Data fra 

boreprofiler viser, at dette også er gældende, når der bliver set på de dybereliggende lag. 

Hydrografen for Karup Å viser at åen er grundvandsfødt, hvilket er en følge af den 

sande jordbund. Det er endvidere blevet vist, at der er en vis sammenhæng mellem de 

beskrevne fysiske forhold i området og den arealanvendelse der finder sted, idet der i 

den sydvestlige del af oplandet hovedsageligt dyrkes kartofler, en afgrøde, der egner sig 

til de sandede forhold, der gør sig gældende i dette område.

Undersøgelse af oplandet 

til Karup Å 

Fra den 5. til den 9. september 2005 blev der af gruppen foretaget en felttur i 

projektområdet. Formålet med feltturen var at indsamle prøver, med henblik på videre 

undersøgelser i laboratoriet og for at foretage egne observationer af projektområdet. 

Den 10. november blev projektområdet igen besøgt, for at indhente opfølgende prøver. I 

dette kapitel vil de 12 lokaliteter, hvorfra der blev indhentet prøver, indledningsvis 

præsenteres. Herefter kommer en beskrivelse af metoder der er anvendt for at analysere 

prøverne. Videre vil resultaterne fra de udførte undersøgelser præsenteres. Samtlige 

undersøgelser er udført med henblik på at kunne beskrive området på baggrund af egen 

empiri. Derudover er sigteanalysen, permeabilitetsanalysen og nitratanalysen udført 

med henblik på at kunne sammenligne data over området fundet gennem andre kilder. 

Efter resultaterne fra forsøgene er præsenteret, vil forsøgenes fejlkilder og de 

overvejelser der er blevet gjort over de anvendte metoder, blive præsenteret. 

4.1 Indsamling af data 

Der blev indsamlet prøver fra 12 lokaliteter i oplandet, der blev udvalgt efter, hvilken 

type afgrøde, der blev dyrket på marken. Landbrugsarealerne blev opdelt i tre 

underkategorier: korn, majs og kartofler. Det blev skønnet, at dette dækkede majoriteten 

af afgrødedyrkningen i området. Det blev antaget, at der kunne findes visse forskelle i 

jordbunden, da de tre typer afgrøder bl.a. har forskellige pløjningsmetoder, gødningsbehov 

og høstningstidspunkter. Tre af prøverne blev taget fra udyrkede områder, for at 

have en referencetilstand i forhold til den menneskelige aktivitet. Lokaliteterne blev 

desuden valgt ud fra en hypotese om, at forskellige afgrøder ville give anledning til 

forskellig nitratudvaskning. 

For hver lokalitet blev der indsamlet prøver fra to steder. Fra hvert af de to steder blev 

der indsamlet prøver fra to højder, en ca. 0-30 cm under overfladen (svarende til 

markernes pløjelag) og en ca. 50-70 cm under overfladen (svarende til zonen under 

pløjelaget på markerne). Ved tre lokaliteter blev der endvidere gravet et profil for at se 

4 Undersøgelse af oplandet til Karup Å 41

horisontopdelingen og for at indsamle prøver til at analysere jordens porøsitet. Ved 

lokalitet 1 blev der indsamlet prøver fra tre steder. Det blev herefter vurderet, at to 

prøver i to dybder fra hver lokalitet var tilstrækkeligt. Lokaliteternes placering i 

oplandet kan ses på figur 4.1. Lokaliteternes placering i forhold til landskabselementer 

og jordtyper fremgår ligeledes af figuren. Dette refereres der til senere i kapitlet. 

Arealanvendelsen i lokaliteterne kan ses i tabel 4.1, hvor det også fremgår, hvor der 

blev gravet profiler og indsamlet prøver til analyse af jordens porøsitet. 

Tabel 4.1. Arealanvendelsen på prøvetagningslokaliteterne. 

Lokalitet Afgrøde Profil Bemærkninger til Bemærkninger til 

gravet første prøvetagning anden prøvetagning 

1 Korn Høstet, byg eller rug Efterafgrøder 

2 Korn Ja Høstet, hvede Efterafgrøder 

3 Majs Høstet 

4 Skov Podsol 

5 Kartoffel Høstet 


7 Kartoffel Ja Høstet Bar jord 

8 Hede 

9 Kartoffel Høstet 


11 Korn Høstet, byg Efterafgrøder 

12 Hede Ja Podsol 

42 4 Undersøgelse af oplandet til Karup Å

Figur 4.1. Prøvelokaliteter. Kort A viser placeringen af kortudsnittene i forhold til hele 

projektområdet. Kort B viser de lokaliteter hvor der er indsamlet prøver under feltturen. 

Baggrundskort fra KMS (2005). Kort C viser lokaliteternes placering i forhold til. 

landskabselementerne og kort D i forhold til jordtyper. Kort C og D data fra DJFgeodata 

(a, 2005). 


4.2 Metoder til analyse af prøverne 

Følgende afsnit indeholder en kort gennemgang af de metoder, der er blevet anvendt til 

analyse af de prøver, der blev indsamlet på feltturen. For yderligere informationer se 

Lund (1991). Beregningerne findes på den vedlagte Cd-rom. 


Til sigteanalysen blev der udtaget omkring 100 g jord fra hver prøve. Disse blev tørret i 

en af universitets tørreovne ved 105° C i 24 timer. Efter de 24 timer i ovnen blev 

prøverne afkølet i en eksikator for at undgå, at de optog fugt i forbindelse med 

afkølingen. Prøverne blev vejet både før og efter tørringen, og herudfra blev prøvernes 

vandindhold beregnet. Prøverne blev så sigtet gennem en række sigte med aftagende 

sigtestørrelse, og materialet opfanget på hver sigt blev vejet. Sigtestørrelse blev bestemt 

ud fra Finnern et al. (1996), tabel 4.2. Det materiale, der blev opsamlet efter den sidste 

sigte, var for finkornet til yderligere sigtning og blev klassificeret som silt og ler. Efter 

sigtning af disse prøver blev det muligt at inddele jorden i forskellige teksturklasser og 

herved beskrive de enkelte prøver ud fra distributionen af deres vægtindhold i de 

forskellige teksturklasser. 

Tabel 4.2. Inddelingen i teksturklasser (Finnern et al., 1996: 132). 

Diameter (mm) Klassifikation 

Under 0,063 Ler og silt 

0,063 - 0,125 Fint finsand 

0,125 - 0,180 Finsand 

0,180 - 0,630 Mellemsand 

0,630 - 1 Fint grovsand 

1 - 2 Groft grovsand 

Over 2 Grus 

Efter sigtningen blev inddelingen omregnet til procent af den samlede vægt, hvilket gør 

det muligt at sammenligne de forskellige prøver. Procenttallene for den enkelte prøve 

blev summeret og plottet i et koordinatsystem, hvor 1. aksen er logaritmisk af hensyn til 

overskueligheden. Dette giver sumkurven for prøvens kornstørrelsesfordeling, som gør 

det muligt at danne sig et overblik over prøvens sammensætning. Efter sigtningen af 

jordprøverne, er det muligt at foretage forskellige udregninger. Således kan uensformighedstallet 

U og middelkornstørrelsen d50 bestemmes. Uensformighedstallet er et mål 

for, hvor sorteret prøven er og middelkornstørrelsen, er et mål for hvilken teoretisk 

sigtestørrelse, der deler prøven i to lige store dele (Galsgaard, 2000: 22). 

Uensformighedstallet beregnes ud fra følgende formel: 


Formel 4.1. 

Hvor: 

d60 

d10 

I tabel 4.3 ses hvilken sorteringsgrad de forskellige værdier for uensformighedstallet 

henviser til. 

Tabel 4.3. Sorteringsgrad efter uensformighedstallet. 

U Sortering 

< 2 Velsorteret 

2 - 3,5 Sorteret 

3,5 - 7 Ringe sorteret 

> 7 Ikke sorteret 


Til bestemmelse af indhold af organisk materiale blev der udtaget tre portioner af 10 

gram tørret jord fra hver jordprøve. Herefter blev prøverne glødet fire timer ved 450° C. 

Både før og efter glødningen blev prøverne vejet. Da der ved glødningen sker en 

forbrænding af det organiske materiale, kan indholdet af dette bestemmes som det 

vægttab, der er sket ved glødningen 

4.2.3 Nitratmålinger 

d 

U = 

d 

= Den diameter, som 60 % af prøven er mindre end 

= Den diameter som 10 % af prøven er mindre end 

Til måling af nitrat blev der indsamlet prøver fra de samme lokaliteter, som der blev 

indsamlet prøver til sigteanalyse fra. Disse prøver blev opbevaret på køl og efter 

hjemkomsten blev prøverne frosset ned, således at den biologiske aktivitet ikke kunne 

fortsætte og herved blev nedbrydningen af nitrat standset. Prøverne blev først optøet 

umiddelbart før analysen. Fra hver prøve blev der udtaget to portioner af 10 gram jord, 

som blev tilsat 50 ml KCl-opløsning og rystet i 1 time på et rysteapparat. Efter dette 

blev prøvernes pH målt med et elektronisk pH-meter og filtreret for jordpartikler og 

organisk materiale. Herfra blev der blev der udtaget omkring 10 ml, og indholdet af 

nitrat blev analyseret af laborant Helle Blendstrup. 

Ved udregning af nitratkoncentration i jordvandet ud fra indholdet af nitrat i den 

prøveopløsning, der blev analyseret, blev følgende formel anvendt: 


60 

10 

(Galsgaard, 2000: 22)

Formel 4.2. 

Hvor: 

C 

= 

Beregningen blev foretaget på baggrund af indholdet af vand i jorden og angiver derfor 

koncentrationen i jordvandet. 

4.2.4 Permeabilitetsundersøgelse 

C 

j 

målt 

⎛ M * V ⎞ 

* ⎜50 

+ ⎟ 

⎝ 100 ⎠ 

M * V 

100 

Cj = Koncentration i jordvand (mg/l) 

Cmålt = Målt koncentration i prøve (mg/l) 

M = Vægt af jord (g) 

V = Vandindhold i jordprøve (%) 

Fra tre af prøvelokaliteterne blev der udtaget prøver til bestemmelse af jordens 

porøsitet. Prøverne blev udtaget fra profilerne, der blev gravet på lokalitet 2 (korn), 7 

(kartoffel) og 12 (hede). Fra hver af de to højder blev der udtaget tre prøver i 

messingcylindre, der forsigtigt blev banket ned i henholdsvis pløjelaget og zonen under 

pløjelaget og bragt med hjem. Den jord, der blev udtaget, var derfor pakket på samme 

måde som jorden var på prøvelokaliteten. 

I laboratoriet blev rumfanget af den indsamlede jordprøve samt vægten målt. På 

baggrund af jordens indhold af vand på prøvelokaliteten, samt en antagelse om, at 

jorden bestod af kvartssand og derfor havde en vægt på 2,6 g/cm 3 , blev der udregnet et 

poretal for jorden på prøvelokaliteten. På baggrund af dette poretal blev et pleksiglasrør 

pakket med tørret jord fra prøvelokaliteten således, at jorden i røret havde samme 

porøsitet som på prøvelokaliteten. Denne jordprøve blev anvendt til gennemstrømningsforsøget, 

som skulle bestemme jordens permeabilitet. Dette forsøg blev 

udført ved, at cylinderprøven først blev placeret i et permeameter, hvorefter der blev 

suget undertryk til prøven. Prøven blev herefter under vakuum vandmættet, fra 

undersiden og opefter. Vandmætningen skete derfor langsomt, således at alle 

porerummene blev vandfyldte og der ikke var luft tilbage i prøven. Efter dette blev røret 

over prøven vandfyldt og der blev åbnet for ventilen over røret og vandet gennemstrømmede 

prøven. Mens vandet gennemstrømmede prøven blev gennemstrømningstiden 

målt. Der blev målt to tider pr. gennemstrømning, hvorefter røret blev fyldt og 

tiderne blev målt igen. Dette blev gentaget i alt tre gange. 

For at udregne permeabiliteten ud fra de målte strømningstider var det nødvendigt, at 

korrigere for nogle af forsøgets fejlkilder. Permeabiliteten er defineret som den målte 

permeabilitet ved en vandtemperatur på 26° C. Da permeabiliteten ændres med 

temperaturen var det nødvendigt, at korrigere for denne fejlkilde. Korrektionen blev 

foretaget ud fra empirisk bestemte korrektionsfaktorer. Yderligere blev der korrigeret 


for den friktion, det anvendte plexiglasrør havde, med en standardværdi, der er blevet 

bestemt empirisk. Formlen til beregning af permeabilitet er: 

Formel 4.3. 

Hvor: 

4.3 Resultater 

I det følgende vil de resultater, der er blevet opnået gennem de i foregående afsnit 

beskrevne forsøg, blive præsenteret og analyseret. Det vil endvidere fremgå, hvad de 

fremkomne resultater belyser og eventuelt hvordan og hvorvidt det er muligt at anvende 

dem i den resterende del af rapporten. 


a L h 

K F F 

T C 

s p 

A t t h 

o 

1 

= * * ln * * * 10 

+ 

1 

2 

2 

* 1000cm 

s 

KT o C = Permeabilitet t1, t2 = De to temperaturer 

a = Standrør areal h1, h2 = De to faldhøjder 

A = Permeameter areal Fs = Korr. faktor standrør 

L = Prøvens længde Fp = Korr. faktor permeameter 

Formålet med at lave en sigteanalyse var at undersøge jordens tekstur i oplandet. 

Jordens tekstur har, som tidligere nævnt, indflydelse på udvaskningen af kvælstof. I 

kapitel 3 (Beskrivelse af projektområdet) blev det vist, at jorden i pløjelaget består af 

sand. Det blev desuden vist, at jorden ned til 47 m dybde hovedsageligt består af sand. 

På figur 4.1 kort D ses det, at lokaliteterne for prøveindsamling ligger på lerblandet 

sandjord og finsandet jord. I dette afsnit vil denne klassificering bekræftes empirisk, og 

teksturen vil beskrives i detalje, på baggrund af analyser af prøver fra projektområdet. I 

det videre arbejde med at estimere kvælstofbelastningen fra Karup Ås opland, jf. kapitel 

5 (Opgørelse af kvælstofudvaskningen), er jordbundens tekstur et vigtigt input. Det er 

derfor vigtigt at have en detaljeret, grundig analyse af denne, hvorfor jordbunden også 

empirisk er blevet undersøgt. Derudover vil det blive undersøgt hvilke forskelle og 

sammenhænge der findes mellem tekstur og arealanvendelse. 

På figur 4.2 kan middelkornstørrelsen for alle prøverne ses. Den mindste 

middelkornstørrelse er 0,12 mm (lokalitet 4B, dybde 0-30 cm) hvilket er defineret som 

fint finsand. Den største middelkornstørrelse findes ved lokalitet 7A, dybde 50-70 cm, 

og har en størrelse på 0,67 mm, hvilket er fint grovsand. Udover prøven med den største 

middelkornstørrelse har prøverne fra lokalitet 5-12 en middelkornstørrelse på omkring 


−2 

(Lund, 1991)

0,4, hvilket er klassificeret som mellemsand. Fra lokalitet 1-4 er middelkornstørrelsen 

noget mindre. 

Middelkornstørrelse (mm) . 

0,630 

0,200 

0,125 

0,063 

1A 1B 1C 2A 2B 3A 3B 4A 4B 5A 5B 6A 6B 7A 7B 8A 8B 9A 9B 10A 10B 11A 11B 12A 12B 

0-30 cm 50-70 cm 

Figur 4.2. Middelkornstørrelse for alle de indsamlede prøver. Stregerne henviser til 

klassifikationen, tabel 4.2. 

For at få et overblik over prøvernes sorteringsgrad er uensformighedstallet blevet 

udregnet for alle prøver, figur 4.3. Det ses af figuren, at uensformighedstallet varierer 

mellem 2,27 (lokalitet 7B, dybde 50-70 cm) og 7,06 (lokalitet 2B, dybde 50-70 cm), 

dvs. fra sorteret til lige inden for kategorien ikke sorteret, tabel 4.3. Over 2/3 af 

prøverne er ringe sorteret, knapt 1/3 er sorteret, mens en enkelt prøve er ikke sorteret. 

Hvis middelkornstørrelsen sammenlignes med uensformighedstallet giver det et billede 

af hvilken tekstur jordprøven har. Eksempelvis er prøve fra lokalitet 7A, dybde 50-70 

cm sorteret og har en middelkornstørrelse på 0,67 mm, hvilket betyder, at jordprøven 

består af groft materiale, da 50 % af prøven er grovere end dette. Ved de bedre sorterede 

prøver ligger en større del af kornstørrelserne tæt på middelkornstørrelsen. Modsat er 

prøven fra lokalitet 2A, dybde 50-70 cm, ikke sorteret og har en middelkornstørrelse på 

0,219 mm. 

Uensformighedstallet . 

7,0 

3,5 

2,0 


0-30 cm 50-70 cm 

Figur 4.3. Uensformighedstallet for alle de indsamlede prøver. Stregerne henviser til 

klassifikationen, tabel 4.3. 


På figur 4.1 kort C ses det, at lokaliteterne 1-3 er placeret i morænelandskab og lokalitet 

4 er placeret i dødislandskab, mens resten af lokaliteterne er hentet fra hedesletten. 

Prøverne fra lokalitet 1-4 har en lidt mindre middelkornstørrelse end resten af prøverne, 

idet d50 for alle disse prøver ligger under 0,4 mm. Sorteringsgraden for prøverne fra 

lokalitet 1-3 viser desuden, at disse prøver er dårligere sorteret end resten af prøverne, 

da de alle ligger i den høje ende af kategorien ringe sorteret, og en af prøverne endog er 

ikke sorteret. 

Moræneaflejringer er, på grund af aflejringsmiljø, dårligt sorteret, hvilket sigteanalysen 

bekræfter. Prøverne fra lokalitet 4 viser en sorteringsgrad på niveau med prøverne fra 

hedesletten, dvs. højere sorteringsgrad end prøve 1-3, men har finere tekstur end 

hedesletten. Lokalitet 4 ligger i et dødisområde, som kunne være skyld i lokale 

variationer pga. forskellige smeltehastigheder og dødisklumper i forskellige størrelser 

kunne have været spredt i området. Prøverne fra lokalitet 5-12, med en middelkornstørrelse 

på omkring 0,4 mm, er alle taget på hedesletten. Uensformighedstallet for disse 

prøver viser ingen klar sammenhæng. Diversiteten af prøverne kunne være et udtryk for 

forskellige fluviale aflejringsmiljøer under sidste istid, da området var dækket af 

smeltevandsfloder. Forskellene kunne f.eks. også skyldes, at det punkt, hvor prøven er 

indsamlet, ikke er helt repræsentativ for lokaliteten. Blandt lokaliteterne på hedesletten 

skiller lokalitet 7A, dybde 50-70 cm, sig ud fra de andre, ved at denne har en grovere 

tekstur end de andre prøver. På denne lokalitet blev der også gravet et profil, og der blev 

observeret en horisont bestående af meget groft materiale, i den dybde prøven blev 

indhentet fra. Dette kan repræsentere et fluvialt aflejringsmiljø med en høj strømningshastighed. 

Som nævnt er der ved alle lokaliteter udtaget prøver i dybderne 0-30 cm og 50-70 cm. 

Det kunne forventes, at der var en forskel mellem de to dybder, hvorfor der blev 

beregnet en gennemsnitlig sumkurve for hver af de to dybder. De to sumkurver viste et 

stort sammenfald, hvilket viser, at teksturen i de to dybder ikke skiller sig ud fra 

hinanden. Den maksimale afvigelse i et enkelt punkt var på 1,5 %. På denne baggrund 

vurderes det at der ikke er nogen væsentlig variation vertikalt i rodzonen. Det var ikke 

muligt at finde nogen klar sammenhæng mellem type afgrøde og tekstur. Det blev 

imidlertid vist i afsnit 3.6 (Arealanvendelsen), at der er en vis sammenhæng mellem 

arealanvendelse og placering i oplandet i forhold til hovedstilstandslinjen. Eksempelvis 

bliver der hovedsageligt dyrket kartofler på hedesletten. 

For at danne et overblik over variationen mellem alle prøverne, er hhv. den maksimale 

og minimale kornstørrelse fundet for alle prøver. Dette er plottet mod gennemsnittet af 

alle prøver, figur 4.4. Igen kan det ses, at prøve fra lokalitet 7A, dybde 50-70 cm har det 

groveste materiale, mens prøven fra lokalitet 4B, dybde 0-30 cm er blandt de fineste 

teksturer. Alle tre kurver repræsenterer dårligt sorteret jord, hvilket understreger 

prøvernes uensformighedstal. 


% 

100 

90 

80 

70 

60 

50 

40 

30 

20 

2B 50-70 cm 

4B 0-30 cm 

4B 0-30 cm 

12A 50-70 cm 

12A 50-70 cm 

7A 50-70 cm 

7A 50-70 cm 

10 

7A 50-70 cm 

0 

0,001 

7B 50-70 cm 

0,01 

7A 50-70 cm 

0,1 1 10 

Sedimentstørrelse (mm) 

maks 

middel 

Figur 4.4. Variation af prøvernes sumkurver. Det fremgår, fra hvilke prøver de største 

afvigelser findes. 

Det har ikke været muligt at omregne resultatet fra Finnern et al. (1996)'s klassifikation 

direkte over til Dansk Jordbundsklassifikation. Dette skyldes, at lerprocenten ikke er 

fundet. Det er imidlertid blevet anslået, at jordprøverne i projektområdet er grovsandet 

eller fintsandet jord (JB-nr. 1-2). Dette skyldes, at ingen af prøverne har mere end 20 % 

materiale under 0,063 mm, figur 4.4. Dansk Jordbundsklassifikation sætter grænsen 

mellem sand og silt til 0,02 mm. Figur 4.1 kort D viser, at prøverne er indhentet fra 

lokaliteter bestående af grov- og finsandet jord, hvor lerprocenten, ifølge Dansk 

Jordbundsklassifikation maksimalt er 5 %. Overføres dette til den i sigteanalysen 

anvendte klassificering, betyder det, at under en fjerdedel af det sigtede under 0,063 mm 

skal være ler, for at klassificeringen skal kunne overføres. Dette vurderes til at være en 

sandsynlig slutning, hvorfor jordprøverne er anslået til at være grovsandet og finsandet 

jord. 

4.3.2 Permeabilitetsanalyse 

For tre af lokaliteterne er der udført permeabilitetsforsøg, for at give et bedre indtryk af, 

hvor hurtigt vandet bevæger sig gennem jorden. Dette er væsentligt i forhold til 

kvælstofudvaskningen, da jordvandet i en højpermeabel jord har en høj sandsynlighed 

for at perkolere ned i grundvandet og de reducerende zoner deri. Jordens sorteringsgrad, 

beskrevet ved uensformighedstallet i foregående afsnit, er relevant i denne sammenhæng. 

En dårlig sorteret jord kan betyde, at kornene pakker sig tæt sammen og derved 

giver en mindre permeabilitet, end det kan forventes ud fra kornstørrelsesfordelingen. 

Ved permeabilitetsanalysen undersøges jordens permeabilitet direkte ud fra en jordprøve, 

hvorved der undgås en evt. fejlkilde ved f.eks. beregning ud fra teksturen. Tabel 

4.4 viser permeabilitetsværdier for forskellige kornstørrelser. Da sigteanalysen viste, at 

der på de undersøgte lokaliteter, findes mellemsand (grovsandet og finsandet jord ifølge 

50 4 Undersøgelse af oplandet til Karup Å 

min

Dansk Jordbundsklassifikation), der er ringe sorteret blev det forventet, at permeabiliteten 

skulle svare hertil. 

Tabel 4.4. Klassificering af permeabilitetsværdier ud fra jordtype (Andersen, 1998: 12). 

Materiale Permeabilitet (cm/s) 

Grovkornet sand 1*10 -1 

Mellemkornet sand 1*10 -2 

Finkornet sand 1*10 -3 

Silt 1*10 -4 til 1*10 -7 

Ler 1*10 -7 til 1*10 -9 

I figur 4.5 vises permeabiliteten fra lokalitet 2 (korn), 7 (kartoffel) og 12 (hede). 

Lokalitet 2 er placeret i et moræneområde, hvor de to andre er placeret på hedesletten. 

Permeabiliteten er en faktor ti højere i den dybe prøve fra lokalitet 7. Umiddelbart 

kunne dette tyde på en fejlmåling, men sigteanalysen af denne prøve viste, at den havde 

en større andel af groft sand end alle de andre prøver. Prøven fra lokalitet 2 har den 

laveste permeabilitet på 0,072 for den øverste prøve og 0,117 for den dybe prøve. Dette 

kunne hænge sammen med, at prøven fra lokaliteten har det største uensformighedstal 

og en af de mindste middelkornsstørrelser. Dette giver en usorteret jord med stor andel 

af fine partikler, hvilket giver mulighed for en tæt pakning. Dette forklarer den lave 

permeabilitet, der kan forklares ud fra dannelsesmiljøet på dette sted i forhold til de to 

andre lokaliteter. På hedesletten kan det forventes, at permeabiliteten er højere, hvilket 

resultatet også viser. 

cm/s 

1,2 

1,1 

1,0 

0,9 

0,8 

0,7 

0,6 

0,5 

0,4 

0,3 

0,2 

0,1 

0,0 

0,072 

0,117 

0,334 

8,475 


0,940 

0,224 

Lokalitet 2 Lokalitet 7 Lokalitet 12 

Figur 4.5. Resultat af permeabilitetsforsøg. 

0-30 cm 

50-70 cm 

Ud fra tabellen over permeabiliteten for forskellige kornstørrelsesfordelinger ses det, at 

permeabiliteten for alle prøver svarer til grovkornet sand. Det bør imidlertid bemærkes, 

at 5 af de 6 værdier for permeabilitet går ud over denne skala. Permeabiliteten er i 

prøverne er altså umiddelbart større end forventet. En del af grundene til dette kan selv-

følgelig være de fejlkilder forsøget er forbundet med, hvilket diskuteres sidst i kapitlet. 

En anden begrundelse kan være, at Andersen (1998) anvender et andet klassifikationssystem 

til teksturklasser, hvilket det ikke var muligt at finde oplysninger om. 

I det foregående er resultaterne fra sigteanalysen og permeabilitetsundersøgelsen blevet 

præsenteret. Gennemgangen af den udførte sigtanalyse viste, at hovedparten af jorden i 

Karup Ås opland er mellemsand ud fra klassifikation af Finnern et al. (1996). Nogle af 

variationerne mellem prøverne kan forklares ud fra, hvilket dannelsesmiljø de stammer 

fra. Sigteanalysens resultater stemmer endvidere overens med de middelværdier, der er 

fundet i de andre beskrivelser af området. Sammenligningen besværliggøres imidlertid 

af, at lerprocenten ikke er blevet bestemt. Resultaterne giver en empirisk vinkel på de 

inputs, der er anvendt i arbejdet med belastningsopgørelsen for Karup Ås opland, jf. 

kapitel 5 (Opgørelse af kvælstofudvaskningen). Permeabilitetsforsøgene havde en vis 

spredning i resultaterne, ca. en faktor 100 i forskel på højeste og laveste værdi. Forsøget 

viste, at permeabiliteten er høj, omtrent svarende til grovkornet sand eller grovere. Alle 

data, både egne analyser og tolkning af eksisterende data fra området viser, at Karup Ås 

opland hovedsagligt består af sand, og permeabilitetsanalysen viste, at permeabiliteten 

er høj. Herved er det igen bekræftet, at oplandet, repræsenteret ved lokalitet 2, 7 og 12, 

består af groft materiale, hvorfor der er en høj sandsynlighed for, at jordvandet 

perkolerer ned til grundvandet, hvor dele af nitraten når at blive denitrificeret før det når 

Karup Å. 

4.3.3 Nitratanalyse 

I kapitel 1 (Indledning) blev det antaget, at der var en nitratudvaskning fra de opdyrkede 

arealer i oplandet til Karup Å. For at undersøge denne antagelse og for at vurdere 

effekten af forskellige former for arealanvendelse, er der udført nitratanalyse på et 

udvalg af prøverne. Ud fra en antagelse om, at nitratindholdet i jorden ville stige efter 

høstning af afgrøder, blev der indsamlet prøver over to omgange, for at muliggøre en 

sammenligning af nitratindholdet før og efter høstning. Der er ca. 2 måneder mellem 

prøvetagningerne, der er foretaget den 5.-9. september og den 10. november. For 

prøverne indsamlet på den første felttur, blev der kun foretaget analyse på 8 prøver. 

Dette blev gjort for at undersøge, om der var nitrat tilstede i markerne, og om der derfor 

var begrundelse for at lave en opfølgende undersøgelse. 

Da der kan være en stor statistisk forskel i målinger fra den samme mark, skal 

resultaterne ikke ses som et endegyldigt resultat for nitratindholdet i de enkelte marker, 

men nærmere som en pejling for nitratniveauet på den pågældende mark på det givne 

tidspunkt. Det kan således være muligt at ramme en høj koncentration i et enkelt punkt, 

der f.eks. kan skyldes en ujævn spredning af gødning, og som ikke er repræsentativ for 

hele marken. Da resultaterne af denne grund er behæftet med store statistiske 

usikkerheder, vil de ikke blive anvendt i det videre arbejde med belastningsopgørelsen 

for Karup Ås opland. Hvordan en mere nøjagtig måling kunne have været udført, 

behandles til sidst i dette kapitel. Resultaterne af nitratprøverne kan ses i tabel 4.5. 


Tabel 4.5. Resultater fra nitratanalysen. Nitratindhold i mg/l for prøvelokaliteterne 

sorteret efter stigende nitratindhold og opdelt efter arealanvendelse. 1. og 2. gang 

henviser til, om prøverne er indsamlet under første eller anden felttur. Diagrammet til 

højre angiver de målte koncentrationer for anden prøvetagning. 

Arealanvendelse 

Lokalitet 

Dybde 

(cm) 

1. gang 

(mg NO3/l) 

2. gang 

(mg NO3/l) 

Hede 12A 0-30 3,5 1,97 

12A 50-70 1,17 3,01 

Hede 8A 0-30 6,05 

8A 50-70 2,81 

Skov 4A 0-30 2,41 

4A 50-70 5,35 

Korn – byg 11A 0-30 13,28 

11A 50-70 8,62 

Korn – hvede 2A 0-30 17,54 8,39 

2A 50-70 22 38,8 

Korn - byg 1A 0-30 19,56 

1A 50-70 25,21 

Kartoffel 5A 0-30 8,73 

5A 50-70 8,87 

Kartoffel 7A 0-30 21,6 22,54 

7A 50-70 29,17 27,96 

Kartoffel 9A 0-30 16,04 

9A 50-70 35,42 

Majs 10A 0-30 81,39 11,12 

10A 50-70 452,58 32,14 

Majs 6A 0-30 15,07 

6A 50-70 35,79 

Majs 3A 0-30 36,12 

3A 50-70 333,86 

Majs 10B 0-30 101,03 

10B 50-70 91,58 

0-30 cm 

50-70 cm 

0 10 20 30 40 

mg NO3/l 

Efter første prøvetagning blev der udført nitratanalyse på en lokalitet for hver 

afgrødetype, samt en lokalitet med hede som reference. Da prøven fra lokalitet 10 viste 

værdier kraftigt over det forventede, blev der senere udført en opfølgende nitratanalyse 

på ''B-prøven'', fra den samme lokalitet, indsamlet under første felttur i september. Da 

prøverne fra første prøvetagning er taget lige før eller lige efter høst, og prøverne fra 

anden prøvetagning er taget to måneder senere, skulle det forventes, at nedbrydningen 

af det organiske materiale ville medføre en stigning i jordens nitratindhold, jf. kapitel 2 

(Kvælstofkredsløbet og landbruget). Analysen af prøverne viser imidlertid ikke denne 

sammenhæng, da nitratindholdet er steget på enkelte lokaliteter, men samtidig faldet på 

andre. Det kan skyldes, at prøverne er taget for kort tid efter hinanden, så 

nedbrydningsprocessen endnu ikke har mineraliseret tilstrækkeligt organisk materiale 

til, at der fremkommer en forskel. Problemet kan også ligge i den statistiske usikkerhed. 


På trods af disse afvigelser fra det forventede, er det muligt at uddrage visse konklusioner 

af resultaterne. Resultaterne vil i det følgende blive tolket efter arealanvendelse. 

Hede og skov - Nitratindholdet i prøverne fra skoven og hederne er lave for alle 

de analyserede prøver. Dette var forventet, da disse områder ikke bliver gødet. 

Nitratkoncentrationerne ligger på mellem 1,17 mg/l og 6,05 mg/l, hvilket giver 

en indikation af den nitratpulje, der findes på de ikke dyrkede områder. Prøven 

fra lokalitet 4 viser en højere koncentration i den dybe prøve, hvilket kunne 

hænge sammen med, at denne prøve er hentet fra skoven, og at rodzonen herved 

er dybere. 

Korn - Prøverne fra kornmarkerne er vanskelige at tolke. I lokalitet 2A, som er 

undersøgt ved begge prøvetagninger, er der tegn på, at der er sket en 

udvaskning, hvor nitraten fra det øverste jordlag har bevæget sig ned i den 

dybere horisont. Dette kunne muligvis understøttes af lokalitet 1A, hvor 

nitratkoncentrationen også er højest i den dybe horisont. Lokalitet 11A passer 

ikke med de to andre lokaliteter, da det her er den øverste dybde, der har den 

højeste koncentration. Dette kunne muligvis skyldes, at der har været en pulje at 

nitrat, der har perkoleret nedad og at den er nået forbi den horisont, hvorfra den 

dybe prøve er taget. Der var ved alle tre lokaliteter plantet efterafgrøder i tiden 

mellem de to feltture. Dette skulle bevirke, at kvælstoffet ikke blev udvasket i så 

stor en grad (Knudsen et al., 2000: 73). Resultaterne kan imidlertid hverken 

bekræfte eller afkræfte denne antagelse. 

Kartoffel - Nitratindholdet i kartoffelmarkerne ser ud til at være mere statisk, da 

der ikke er væsentlig forskel på prøverne fra de to forskellige tidspunkter eller i 

de forskellige dybder. I en enkelt af prøverne er der en større pulje af nitrat i den 

dybe prøve, hvilke kunne indikere en pulje af nitrat på vej nedad. Nitratkoncentrationen 

viser imidlertid ingen klare tendenser når der ses på resultaterne fra 2. 

prøvetagning. Gennemsnittet for koncentrationerne i kartoffelmarkerne er 

omkring den samme som for kornmarkerne, hhv. 19,9 mg/l og 19,0 mg/l. 

Majs - Resultaterne fra den første måling på lokalitet 10A viste meget høje 

nitratkoncentrationer for den dybe prøve (452,58 mg NO3/l), og ved 

undersøgelse af prøven indsamlet samme dato fra den anden lokalitet på den 

samme mark, blev resultatet også over det forventede (101,03 mg NO3/l for den 

øverste prøve og 91,58 mg NO3/l for den dybe). Dette kan tyde på, at resultatet 

ikke skyldes en usikkerhed som følge af ujævn gødning, men at nitratindholdet 

generelt var højt i denne mark. Ved prøvetagningen to måneder senere var 

nitratindholdet faldet kraftigt, og i mellemtiden var alle majsmarkerne blevet 

høstet. Sammenlignes der med de to andre majsmarker, ses det, at disse har et 

nitratindhold, der svarer i grove træk til prøverne fra den første lokalitet. Den 

ene prøve har dog en høj koncentration i bunden, og sammenholdes dette med 

majsens modningscyklus, kunne det muligvis give en forklaring. Majsen ophører 

med at vokse en måned før den høstes og i denne periode modnes den uden at 

optage yderligere næringsstoffer. Da majsen samtidig kræver store mængder 

gødning (Plantedirektoratet, 2005: 47), kunne de høje nitratværdier fra den 

første prøvetagning således være resterne af tidligere udledt gødning, som så er 


perkoleret ned med jordvandet i perioden mellem de to prøvetagninger. Det høje 

nitratniveau i den dybe prøve fra lokalitet 3A, kunne så være en sådan rest, der 

er på vej nedad. 

Overordnet viser målingerne, at der udvaskes mest nitrat fra majsmarker, dernæst 

kartoffel- og kornmarker og den mindste udvaskning findes på de ikke dyrkede arealer, 

hede og skov. Gennemsnitlig er der omkring en faktor ti i forskel, mellem dyrket og 

ikke dyrket areal (hvis de to høje målinger fra majs ikke tages med). Sammenlignes det 

overordnede resultat med typetal for nitratudvaskning, præsenteret i tabel 2.2 fra kapitel 

2 (Kvælstofkredsløbet og landbruget), ses den samme rangfølge med majs som den 

afgrøde, hvor der sker den største udvaskning fra og de ikke dyrkede arealer som der, 

hvor udvaskningen er mindst. Ifølge typetallene udvaskes der større mængder nitrat fra 

kartoffelmarker end fra kornmarker. Typetallene er imidlertid ikke et mål, for hvilke 

resultater, der kunne ventes fra den udførte nitratanalyse, idet typetallene er gennemsnitstal 

over et år, hvor de målte værdier er et øjebliksbillede i den periode, hvor 

udvaskningen teoretisk set skal være størst. Tallene kan desuden ikke sammenlignes 

direkte, da det ene er angivet i mængde, mens det andet er angivet i koncentration. 

Sammenholdes nitratmålingerne med resultatet fra sigteanalysen, ses der ikke nogen 

sammenhæng. Sigteanalysen viste f.eks. at lokalitet 1-4 havde en mindre kornstørrelse 

end resten. Nitratkoncentrationerne fra disse marker ser mere ud til at være præget af 

arealanvendelsen end at de skulle have et fælles træk i forhold til teksturen. En grund 

hertil kan være, at teksturen i de prøver, der er indsamlet, er forholdsvis ens. 

På grund af de store usikkerheder i resultaterne, kan der ikke på baggrund af disse siges 

endegyldigt, at der er sket en stigning af nitratindholdet i markerne. Analysen af resultaterne 

indikerer dog, at der er sket en udvaskning af nitrat mellem de to prøvetagninger. 

Samtidig indikerer resultaterne også, at der sker en større udvaskning af nitrat fra 

majsmarkerne. Det har ikke været muligt at finde nogen sammenhæng mellem 

nitratmålingerne og teksturen på de undersøgte lokaliteter. 


Indhold af organisk materiale blev analyseret for at finde forskelle og ligheder mellem 

de dyrkede og de ikke dyrkede arealer, samt mellem de forskellige typer afgrøder. På de 

12 lokaliteter var der ofte et brat farveskifte mellem de to dybder, hvorfra der er 

indsamlet prøver. Pløjelaget var mørkt og zonen under pløjelaget var lys. Det blev 

antaget, at pløjelaget var farvet af organisk materiale og derfor ville have et stort 

indhold af dette, mens zonen under pløjelaget havde et lavere indhold og derfor ikke var 

så farvet. Antagelsen blev begrundet med, at produktionen af det organiske materiale 

hovedsageligt sker ved overfladen og at det derfor ville være mest naturligt, at det også 

var i de øverste jordlag, at indholdet var højest. Figur 4.6 viser resultatet af analysen. 

For alle prøver gælder, at indholdet af organisk materiale er højere i den øverste prøve, 

0-30 cm, end den nederste, 50-70 cm. 

Størst er indholdet af organisk materiale og forskellen mellem de to horisonter på 

lokalitet 12, der var taget på heden. Her var indholdet i den øverste horisont ca. 9 %, 


mens indholdet i den dybe var under 2 %. Jordbunden på dette sted er en podsol, som er 

karakteriseret ved, at have et lag af dårligt omsat organisk materiale liggende som den 

øverste horisont (Strahler & Strahler, 1992: 482). På den anden hedelokalitet (lokalitet 

8) var der et lavere indhold af organisk materiale i den øverste prøve, hvilket muligvis 

skyldes, at disse prøver blev taget noget dybere og derfor udenfor zonen med det dårligt 

omsatte organiske materiale. Et højt indhold af organisk materiale blev også målt i 

skoven (lokalitet 4), hvor de samme forhold gør sig gældende. 

Generelt set havde de dyrkede områder et lavere indhold af organisk materiale end de 

ikke dyrkede områder. Dette hænger formodentlig sammen med, at agerjord har hurtigtvoksende 

planter, set i forhold til de ikke dyrkede områder, og nedbrydningen af disse 

sker langt hurtigere end for skov- og hedevegetation. Indholdet af organisk materiale på 

de dyrkede lokaliteter lå mellem 1,7 % og 5,4 % i de øverste prøver og der blev i 

forhold til indholdet af organisk materiale ikke fundet den store forskel mellem de 

marker, der var blevet høstet og de marker, der ikke var. 

% Organisk materiale . 

10 

9 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 


0-30 cm 

50-70 cm 

Figur 4.6. Procentvis indhold af organisk materiale for prøver indsamlet under feltturen 

den 5.-9. september. 

4.3.5 Undersøgelse af jordens surhedsgrad 

Jordens surhedsgrad varierede på de forskellige lokaliteter mellem ca. Rt 3,1-5,2, figur 

4.7. Undersøgelsen viste, at der var forskelle i Rt mellem de ikke dyrkede arealer 

(lokaliteterne 4, 8 og 12) og de dyrkede arealer. På de ikke dyrkede arealer lå Rt mellem 

3,1-4,7 mens den på de dyrkede arealer lå mellem 4,3-5,2. Der er derfor ikke kun 

forskel Rt, men også variationen mellem prøverne. Rt er vigtig i forhold til dyrkningen 

af planter, derfor behandler landmanden sin jord med kalk, idet den gødning der spredes 

ud på markerne er med til at nedsætte Rt. Derfor vil Rt på de ikke dyrkede arealer være 

lavere end de dyrkede, da de ikke bliver behandlet med kalk, jf. kapitel 2 (Kvælstofkredsløbet 

og landbruget). 


pH 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

1A 2A 3A 4A 5A 6A 7A 8A 9A 10A 11A 12A 

0-30 cm 

50-70 cm 

Figur 4.7. Rt målt i en 1 molær opløsning af KCl for prøver indsamlet under feltturen 

den 10. november. Rt måles sædvanligvis i CaCl2 hvis det viste resultat skal omregnes, 

skal der lægges ca. 0,9 til det viste. 

4.4 Vurdering af de anvendte metoder 

I dette afsnit vil de metoder, der er blevet anvendt til undersøgelsen af projektområdet, 

blive gennemgået og diskuteret. Dette vil blandt andet ske med henblik på, at give et 

indblik i hvilke usikkerheder, der ligger i undersøgelserne. Derudover vil det ske for at 

undersøge, hvordan forsøgene ellers kunne have været udført, hvis der havde været flere 

ressourcer til rådighed. Der vil både blive lagt vægt på metodernes svagheder og 

konkrete fejlkilder i de beregninger, der er blevet lavet. 

Udvælgelse af prøvelokaliteter 

Prøvelokaliteter blev udvalgt på baggrund af deres arealanvendelse, og ikke ud fra et 

jordbundskort over deres tekstur, hvilket viste sig at være den betydende faktor. 

Derudover var der ikke på tidspunktet for feltturen udvalgt et feltområde, da feltturen lå 

som det første på semestret. Dette resulterede i, at hovedparten af de indsamlede prøver 

lå i den ene ende af undersøgelsesområdet og ikke var jævnt fordelt over hele området. 

Skulle undersøgelsen laves igen, ville det nok være en fordel, at udvælge nogle af 

prøvelokaliteterne på forhånd ud fra et geomorfologisk kort og et jordbundskort, således 

at hele undersøgelsesområdet bliver belyst. Det ville også være en fordel, hvis feltturen 

lå på et senere tidspunkt, så der ville være større klarhed over, hvordan undersøgelserne 

fra felturen, skal anvendes og udføres. 

Det ville også være en god ide at udvælge en del af det samlede undersøgelsesområde 

og lave en detailundersøgelse her. Denne kunne eksempelvis bestå af indsamling af en 

række nitratprøver fra samme lokalitet, som der derefter kunne tolkes på i forhold til 

modelberegningerne over kvælstofbelastningen. 

Sigteanalysen 

Der var inden sigtningen usikkerhed om, hvad sigteanalysen skulle bruges til og dermed 

også hvilken standard der skulle sigtes efter. Ud fra vejleders anvisninger og tilgængeligheden 

af udstyr blev det valgt at bruge en tysk standard (Finnern et al. 1996). Det 

blev imidlertid efter sigtningen klart, at denne standard ikke stemte overens med Dansk 


Jordbundsklassifikation. Derfor var det ikke muligt direkte at sammenligne resultaterne 

fra den sigtning, der var blevet gennemført med eksisterende data for området. Derudover 

kom det frem, at en vigtig parameter i de empiriske modeller til beregning af 

udvaskningen af kvælstof er lerindholdet. Det var ikke blevet bestemt gennem de 

gennemførte undersøgelser, og derfor var de resultater, som kom frem i sigteanalysen 

ikke så nemme at overføre på de udvaskningsmodeller, der blev anvendt, jf. kapitel 5 

(Opgørelse af kvælstofudvaskningen). Det anses ikke som et problem, at der ikke er 

blevet gennemført analyse af lerindholdet, da der var lavet mere detaljerede 

undersøgelser over dette, som kunne anvendes i modellerne. I forhold til selve 

sigteanalysen var der kun små fejlkilder, idet afvigelsen mellem vægten af sand i 

sigterne og totalvægten af sandet målt inden sigtningen for alle prøverne var under 1 %. 

Det skal imidlertid bemærkes, at denne afvigelse sandsynligvis var koncentreret på de 

mindste kornstørrelser, altså på ler- og siltfraktionerne, da disse nemmere kunne blæse 

væk eller binde sig til udstyret. 

Skulle sigteanalysen have været lavet anderledes, skulle der have været sigtet efter 

samme standard som Dansk Jordbundsklassifikation, jf. bilag A. Derudover skulle 

lerprocenten også have været bestemt, da den anvendes til beregning med de empiriske 

modeller. 

Permeabilitetsforsøg 

Et af de problemer, der har været med at lave permeabilitetsforsøget er, at det ikke har 

været muligt, at indhente prøverne direkte fra marken og bruge dem til forsøget. I stedet 

blev lejringstætheden bestemt ved brug af cylinderprøver. Jordprøver indsamlet fra de 

samme steder, blev herefter lejret med samme tæthed og anvendt i forsøget. De prøver, 

der blev brugt ved permeabilitetsforsøget havde derfor tilnærmelsesvis den samme 

porøsitet som prøverne fra marken, men det er ikke sikkert, at de har haft den samme 

permeabilitet. Det skyldes, at det ikke under lejringen er mulig at genskabe de samme 

hulrum i prøven som i virkeligheden. Derfor er det ikke sikkert, at den målte 

permeabilitet, svarer til den, der kan genfindes i virkeligheden. Derudover var der 

problemer med den lejring, nogle af prøverne skulle lejres med, idet f.eks. den øverste 

prøve fra lokalitet 7 (høstet kartoffelmark) og øverste fra prøvelokalitet 12 (heden), 

skulle lejres meget løst. Når forsøget blev startet og der blev trykket med 2 meter 

vandsøjle på prøverne, faldt de en smule sammen og de målinger, der blev foretaget, var 

altså ikke et reelt udtryk for den permeabilitet, der var på markerne, fordi porøsiteten 

blev ændret. Der var også andre problemer med de to ovennævnte prøver, idet de 

indeholdt henholdsvis meget organisk materiale og mange silt- og lerpartikler. Disse 

blev under forsøget vasket ud og satte sig i filtret, med den konsekvens, at strømningens 

hastighed blev begrænset. 

Permeabilitetsforsøget er med til at bekræfte at jorden i projektområdet er sandet, og at 

vandet løber hurtigt ned i jorden og dermed til grundvandet. For med større sikkerhed at 

kunne sige dette ville det imidlertid have været en fordel at indhente flere prøver til 

dette formål, så resultaterne beskrev flere end tre punkter i området. 

Disse fejlkilder betyder, at især resultaterne for de to nævnte prøver, men også alle 

prøverne som helhed er behæftet med en vis usikkerhed. Usikkerheden er imidlertid 

ikke nem at kvantificere. Det er imidlertid stadig muligt at se, at jorden i projektområdet 


i høj grad består af højpermeabelt sand, og formålet med forsøget, der var at give et 

indblik i jordbundens permeabilitet, er derfor blevet opfyldt. 

Undersøgelse af nitratindhold 

Det blev valgt, at der skulle laves bestemmelse af markens indhold af kvælstof for hver 

af de lokaliteter, der også blev lavet sigteanalyse på. Det blev gjort ud fra den antagelse, 

at der var en sammenhæng mellem jordens tekstur og arealanvendelsen, og da det var 

let at indsamle prøver til begge analyser i samme arbejdsgang. Det viste sig imidlertid 

ikke at være muligt at sige noget præcist ud fra de målinger af indholdet af nitrat, der er 

blevet indsamlet. Det er efter indsamlingen af prøverne blevet erfaret, at det er bedst at 

indsamle en række spredte prøver for hver mark, hvis indholdet af nitrat skal bestemmes 

præcis. Der er store variationer i jordens indhold af kvælstof for hver enkelt mark, 

hvilket skyldes en ujævn udbringning af gødning. Denne strategi var derfor ikke den 

bedste i forbindelse med at indsamle data til analyse af indholdet af nitrat, da den ene 

prøve fra hver mark, det har været muligt at analysere, ikke er tilstrækkelig til at kunne 

sige noget præcist om forskellene mellem de forskellige arealanvendelsestyper. Det vil 

imidlertid stadig være en god ide at indsamle prøver til sigteanalyse spredt over hele 

oplandet som det blev gjort. Det skyldes, at der ikke er de store variationer i jordens 

tekstur inden for en enkelt mark som tilfældet er med indholdet af kvælstof. Udover 

dette har den undersøgelse, der er blevet lavet, den fejlkilde, at det kun var indholdet af 

nitrat der blev bestemt anden gang undersøgelsen blev lavet. Dette skyldes at den 

maskine, der blev brugt til at udføre analysen med, ikke automatisk analyserede for 

nitrat, nitrit og ammonium i samme omgang og da laboranten, der udførte undersøgelsen 

ikke var klar over, at det var ønsket at kende alle de tre værdier. 

Skulle indholdet af kvælstof have været målt, havde det i stedet været en bedre strategi 

at udvælge en enkelt mark eller to og indsamle en række prøver til analyse herfra. Dette 

ville selvfølgelig ikke give det samme billede af, hvordan udvaskningen var i forhold til 

de forskellige afgrødetyper, men det ville give et mere præcist billede af nitratindholdet 

på marken og et bedre grundlag for sammenligning med prøver fra et senere tidspunkt. 


Gennem dette kapitel er jordbunden i Karup Ås opland blevet undersøgt. Det er vist, at 

størstedelen af oplandet består af mellem sand, jf. klassifikation af Finnern et al. (1996) 

og grovsandet jord, jf. Dansk Jordbundsklassifikation. Jordens tekstur i området 

betyder, at jordbunden har en høj permeabilitet, hvilket den udførte permeabilitetsanalyse 

også bekræftede. De fundne resultater har betydning for de videre undersøgelser 

af kvælstofbelastningen i området. Sigteprøverne er en empirisk analyse af jordbunden, 

som sammenlignet med de i kapitel 3 (Beskrivelse af projektområdet) beskrevne 

forhold, bekræfter jordens sammensætning. Permeabilitetsforsøget bekræfter, at vandet 

hurtigt kan trænge ned i jorden, og at der derfor er en stor sandsynlighed for, at det også 

perkolerer ned til grundvandet og de reducerende zoner heri. 

Målingerne af nitrat, viste at dyrkede arealer bidrager mest til udvaskningen af nitrat. På 

marker med majs blev der observeret en større koncentration af nitrat end på marker 


med korn og kartofler. Da der kun blev indsamlet en prøve fra hver lokalitet vil 

resultaterne fra denne analyse i den resterende del af rapporten ikke anvendes. 

Derudover er det i kapitlet kommet frem, at der er store forskelle i jordens indhold af 

organisk materiale, hvilket kan forklares ud fra hvorvidt arealet er dyrket eller ej. Det er 

desuden kommet frem, at jordens Rt for landbrugsjord generelt er højere, end den er for 

de udyrkede arealer. 


Opgørelse af 

kvælstofudvaskningen 

For at kunne estimere kvælstofudvaskningen fra et opland, er det nødvendigt at gøre 

brug af modeller. Modeller giver på baggrund af et varierende antal inputs et resultat, 

der tilnærmelsesvis beskriver den faktiske udvaskning. Det er i denne rapport valgt at 

anvende to modeller: en model der udregner udvaskningen fra rodzonen og en model 

der beregner denitrifikation som en funktion af afstand til åen. Det vil i kapitlet fremgå 

hvilke overvejelser der har ligget til grund for valget af modellerne. De to modeller vil 

til sidst blive lagt sammen, for at give en vurdering af den rumlige fordeling af 

kvælstofudvaskningen, der ender i Karup Å. 

5.1 Kvælstofudvaskning fra rodzonen 

Der findes forskellige modeller, der udregner udvaskningen af kvælstof fra rodzonen. 

Der er stor forskel på de modeller, der er udviklet til at beskrive udvaskningen af 

kvælstof, både i kravene til detaljeringsgrad af input og i typen af output. Derfor 

afhænger valget af model i høj grad af, hvad modellen skal bruges til og hvilke data, der 

er til rådighed. Modellering af kvælstofudvaskning fra rodzonen er kompliceret og 

afhænger af mange faktorer. Eksempelvis afhænger udvaskningen af kvælstof et år bl.a. 

af dyrkningspraksis det pågældende år og tidligere år samt klima og jordbundsforhold. 

Når udvaskningen af kvælstof skal estimeres, er det derfor nødvendigt at se på hele 

kvælstofkredsløbet. De nævnte forhold har endvidere en stor rumlig variation, som 

ændres gennem tiden, hvilket yderligere besværliggør en kvantificering af 

udvaskningen (Nielsen et al., 2003: 21). Der findes overordnet to typer af modeller, der 

kan anvendes til at beskrive udvaskningen af kvælstof: 

Dynamiske modeller – En funktion, opsat på baggrund af teoretisk viden om 

forskellige faktorers indflydelse på udvaskningen af kvælstof. Et eksempel på en 

dynamisk model er den dansk udviklede model DAISY. Modellen er kalibreret 

mod et empirisk datagrundlag og kan derfor siges at have et vist empirisk islæt. 

5 Opgørelse af kvælstofudvaskningen 61

Empiriske modeller – En funktion, opsat på baggrund af statistiske målinger 

foretaget i naturen. Et eksempel på en empirisk model er modellen N-LES (også 

kaldet Simmelsgaard IIIb) og Viborg Amts model til estimering af kvælstofudvaskning. 

Fælles for de to typer af modeller er, at de begge beskriver kvælstofudvaskningen som 

en funktion af landbrugspraksis og naturgivne forhold. Forskellen ligger i, at de 

dynamiske modeller beskæftiger sig med at beregne de processer, der ligger til grund 

for kvælstofudvaskningen og de empiriske modeller udelukkende bygger på den 

statistiske sammenhæng, der er mellem udvaskningen og de forskellige faktorer, der 

påvirker udvaskningen (Noe et al., 2003: 37). Derfor er der også stor forskel på 

mængden af data, de to modeltyper kræver, idet det for at gennemføre beregninger ved 

hjælp af dynamiske modeller er nødvendigt at have langt større datamængder. 

Som en tredje mulighed kan kvælstofoverskud beregnes ved brug af kvælstofbalancer. 

Her beregnes kun den tilførte og den høstede mængde af kvælstof, og differencen bliver 

så kvælstofoverskuddet. Denne beregning er velegnet i forhold til at bestemme 

landbrugets udnyttelsesgrad af kvælstof, men i forhold til beregning af kvælstofudvaskningen 

er den dårlig egnet, da den ikke skelner mellem udvaskning og 

denitrificering i sin udregning, men i stedet fordeler overskuddet ud fra faste procentsatser, 

hvilket giver en høj unøjagtighed (Nielsen et al., 2003: 20). 


I forbindelse med udvælgelse af en model til beregning udvaskning af kvælstof er det 

vigtigt at være opmærksom på, hvilken skala modellen skal anvendes på. Dette er 

vigtigt, da det er forskelligt, hvilke processer der er dominerende i forbindelse med at 

beskrive udvaskningen af kvælstof på forskellige skala. Hvis 1 m 3 jord betragtes, er det 

i høj grad variationen i jordens hydrauliske ledningsevne og andelen af makroporer, der 

er afgørende for, hvor meget kvælstof, der udvaskes. Skal modellen i stedet anvendes til 

at simulere de processer, der foregår på oplandsniveau, er mængden af nedbør, tilførslen 

af kvælstof og afgrødetypen vigtig for beregning af udvaskningen. Dette skyldes, at når 

der opereres på oplandsniveau vil der ofte være en række processer, der har indflydelse 

på kvælstofudvaskningen, som det ikke er muligt at kvantificere, grundet det store areal, 

der skal indsamles data for og kompleksiteten af den dynamik, der skal beskrives. Når 

der opereres på denne skala er det derfor ofte ikke en fordel, at have en model, der har 

mange parametre, da det bare komplicerer udregningen uden at give et bedre resultat. 

Derfor vil en model, der er så simpel som mulig, ofte være den mest anvendelige, når 

det drejer sig om undersøgelser på store oplande (Quinn, 2004: 197-202). 

DMU beskæftigede sig i forbindelse med forarbejdet til Vandmiljøplan III med 

modellers anvendelse til beskrivelse af kvælstofudvaskningen. I studiet blev bl.a. den 

empiriske model N-LES og den dynamiske model DAISY diskuteret. Fordelen ved den 

dynamiske model DAISY er, at der anvendes massebalancer, hvorved der bliver 

redegjort for, hvad der sker med hele puljen af tilført kvælstof. Herved beskrives hvor 

meget kvælstof der bliver høstet, hvor meget der bliver udvasket og hvor meget der 

bliver opbygget i jordpuljen. Derudover er modellen god til at beregne de ændringer, 

62 5 Opgørelse af kvælstofudvaskningen

der sker i udvaskningen på bedriftsniveau over korte tidsrum. DAISY opnår denne høje 

nøjagtighed ved at anvende mange forskellige inputs (Nielsen et al., 2003: 23-25). N- 

LES modellen derimod beregner kun den årlige udvaskning på baggrund af statistiske 

sammenhænge. Denne forskel gør, at N-LES modellen ikke er så anvendelig til at 

beregne effekten af virkemidler, der ikke er beskrevet i modellen. Da DAISY modellen 

bygger på flere parametre end N-LES, giver den bedre mulighed for at simulere effekten 

af forskellige virkemidler. N-LES kan derudover ikke anvendes til at beskrive selve 

ændringsprocessen, men er god til at beregne tilstanden, før og efter en ændring af 

arealanvendelsen (Noe et al., 2003: 38). DMUs beregninger viser, at der på national og 

regional skala ikke er den store forskel i resultaterne fra de to modeller (Nielsen et al., 

2003: 25). Når der arbejdes på oplandsskala er det imidlertid i mange tilfælde svært at 

skaffe data, der er præcise nok til at kunne beskrive udvaskningen med en dynamisk 

model, uden at skulle bruge generelle standardværdier. De to modeltyper giver derfor 

tilnærmelsesvis samme resultat, når der arbejdes på oplandsskala (Simmelsgaard et al., 

2000: 8). 

Formålet med undersøgelsen i denne rapport er at lave en opgørelse over udvaskningen 

af kvælstofholdigt vand til Karup Å og i sidste ende til Skive Fjord. Den beregningsmodel 

som vælges skal altså kunne beskrive udvaskningen fra oplandet til Karup Å. 

Som tidligere nævnt er projektområdet ca. 842 km 2 . Det betyder, at det er store 

mængder data, der skal fremskaffes. Vælges der en dynamisk beregningsmodel, sker 

der en kraftig forøgelse af mængden af data, der er nødvendige. Som tidligere nævnt er 

der kun ringe afvigelse i resultatet mellem en dynamisk model og en empirisk model 

når det drejer sig om områder på oplandsniveau. Da målet er at lave en samlet opgørelse 

over, hvor stor udvaskningen er og hvordan den er fordelt i oplandet, er det i denne 

rapport blevet anvendt en empirisk model. 

Det er i denne rapport valgt at anvende Viborg Amts model til estimering af 

kvælstofudvaskning for at undersøge kvælstofudvaskningen fra rodzonen i 

projektområdet. Det var ønsket at bruge N-LES som den primære model, men det var 

ikke muligt at fremskaffe de nødvendige data. Viborg Amt har kalibreret modellen efter 

den arealanvendelse, der er fremherskende i dette amt. Da størstedelen af 

undersøgelsesområdet ligger i Viborg amt, og resten af området har de samme 

naturgivne forhold, er denne model derfor velegnet til denne undersøgelse. 

5.2 Viborg Amts model til estimering af 


Viborg Amts model til estimering af kvælstofudvaskning er opbygget på baggrund af 

N-LES-modellen, men i stedet for de detaljerede data over arealanvendelse er der indsat 

gennemsnitsværdier over de afgrødekombinationer, der er fremherskende i Viborg Amt. 

Modellen opererer derfor ikke med den samme detaljeringsgrad som N-LES-modellen. 

Grunden til, at modellen kan sættes op på denne måde er, at der i Viborg Amt ikke er de 

store variationer i udvaskningen af kvælstof fra de afgrødekombinationer, der er 

dominerende (Pers. komm. Ole Gregor, 25.11.05). Jordbundstypen bliver i modellen 


udtrykt ved jordens indhold af ler og på baggrund af jordbundens lerindhold udføres 

beregningen ved hjælp af tre forskellige formeludtryk: 

Formel 5.1. 

Hvis J < 5: 

X = (G/A * 0,1574 + 75,52) * (N * 0,000725 + 0,695637) 

Hvis 5 < J < 10: 

X = (G/A * 0,0998 + 49,02) * (N * 0,001229 + 0,528186) 

Hvis J > 10: 

X = (G/A * 0,0736 + 38,18) * (N * 0,001198 + 0,400411) 

Hvor: 

X = Nitratudvaskning fra rodzonen (kg N pr. ha årligt) 

J = Jordbundens procentvise indhold af ler (%) 

G = Årligt tilført gødning (kg N) 

A = Dyrket areal (ha) 

N = Nettonedbør (mm/år) 

(Rasmussen et al., 2002: 66) 

Modellen beregnes på hver hektar i hele projektområdet, dvs. i et grid, hvor hver celle er 

100 * 100 m. Resultatet vises som et kort, hvor hver celle har en værdi for udvaskning. 

Den samlede udvaskning i hele oplandet fås ved at summere værdien for nitratudvaskningen 

i alle cellerne indenfor oplandet. Modellens inputs vil i det følgende blive 

gennemgået, hvilket vil ske, da det i forbindelse med tolkningen af resultatet, er 

væsentligt at kende de data, modellen er beregnet ud fra. Modellen er kun defineret for 

de dyrkede arealer. Da det er ønsket at modellere den samlede kvælstofudvaskning, er 

det nødvendigt at finde udvaskning for de ikke dyrkede arealer. 

Lerindhold - Udgangspunktet for dette input er det jordtypekort, der er vist i 

figur 3.2 i kapitel 3 (Beskrivelse af projektområdet). Den udførte sigteanalyse, 

beskrevet i afsnit 4.3.1 (Sigteanalyse), viste, at der ikke var store forskelle i 

teksturen i pløjelaget og i rodzonen som helhed. Derfor vurderes det, at 

jordbundskortet kan benyttes til at beskrive teksturen i hele rodzonen, på trods 

af, at den oprindelig kun er klassificeret ud fra pløjelaget. Dansk Jordbundsklassifikation 

inddeler jorden i 12 typer, bilag A. Hver jordtype har specifikt 

angivet et interval for bl.a. lerindhold og på denne baggrund er der lavet tre 

klasser: 

Over 10 % ler - Grovsandet jord, finsandet jord (JB-nr. 1-2) 

5-10 % ler - Grov lerblandet sandjord, fin lerbladet sandjord (JB-nr. 3-4) 

0-5 % ler - Grov sandblandet lerjord, fin sandblandet lerjord, humusjord 

(JB-nr. 5-6 og 11) 

Derudover er der nogle klasser, der ikke findes i oplandet: Lerjord, svær lerjord, 

meget svær lerjord, siltjord og speciel jordtype (JB-nr. 7-10 og 12). 


Tilført gødning pr. dyrket areal - Tilført gødning indbefatter husdyrgødning 

og handelsgødning. Datagrundlaget for husdyrgødning er hentet fra DJF-geodata 

(a, 2005), se figur 3.11, afsnit 3.6 (Arealanvendelsen). Her er antal husdyr pr. ha 

dyrket areal opgjort, dvs. G/A i formel 5.1. Husdyrantallet er omregnet til 

gødningsmængde: 1 DE = 100 kg N årligt (Rasmussen et al., 2002: 66). 

Handelsgødningen er estimeret som det gennemsnitlige handelsgødningsforbrug 

pr. ha for Danmark i 2002/2003, beregnet til 29 kg N pr. ha (Statistikbanken, 

2005). Det har ikke været muligt at finde mere specifikke data f.eks. på 

amtsplan. Den samlede mængde tilført gødning er beregnet som antallet af 

dyreenheder pr. dyrket areal * 100 kg N pr. ha og her til kommer 

handelsgødningen på 29 kg N pr. ha. 

Nettonedbør - Nettonedbør er beregnet ud fra klimanormalen for nedbør i 

perioden 1961-90, minus den potentielle fordampning for samme klimaperiode. 

Nedbørsdataene er beregnet ved interpolation ud fra punkdata fra DMI og er 

hentet fra DJF-geodata (a, 2005). Den aktuelle fordampning har det ikke været 

muligt at finde tal for, og derfor er den potentielle fordampning benyttet. Tallet 

for den potentielle fordampning er hentet fra Planteinfo (2005). Den nærmeste 

målestation for potentiel fordampning er Foulum, som ligger ca. 30 km øst for 

projektområdet. Den potentielle fordampning for klimaperioden 1961-90 er 553 

mm/år målt ved Foulum (Planteinfo, 2005). 

Ikke dyrkede arealer - Det er valgt at dele de ikke dyrkede områder op i to 

klasser, hhv. afgræsset og resten (dækker over skov, eng, hede, by mv.). 

Østergaard (2000) har estimeret typetal for nitratudvaskningen fra rodzonen vha. 

modellen Simmelsgaard II, et uddrag heraf blev præsenteret i kapitel 2 

(Kvælstofkredsløbet og landbruget) og herfra er værdier for de to ikke dyrkede 

arealklasser valgt, tabel 5.1. 

Tabel 5.1. Typetal for årlig kvælstofudvaskning for ikke dyrkede arealer uden tilført 

husdyrgødning. Uddrag af tabel 2.2. Baseret på data fra Østergaard (2000: 28-30). 

Afgrøde: 

Grovsandet jord 

(2,5 % ler) 

Lerblandet sandjord 

(7,5 % ler) 

Afgræsset græs (kg N pr. ha) 108 66 45 

Skov, hede, by mv. (kg N pr. ha) 15 

Sandblandet lerjord 

(12,5 % ler) 

Afgræssede arealers nitratudvaskning varierer væsentlig inden for de tre 

jordtyper, og derfor er det valgt at skelne mellem de forskellige jordtyper. For at 

undgå overestimering er det valgt at bruge værdierne for udvaskning på arealer 

uden tilført husdyrgødning, værdierne for afgræsset græs i tabel 5.1. Dette 

skyldes, at tilførslen af husdyrgødning formentlig ikke er ens på alle de 

afgræssede områder og at mængderne ikke er kendt. Restklassen, med skov, 

hede og by mv., er sat til at have en udvaskning på 15 kg N pr. ha. Denne værdi 

er efter Østergaard (2000) estimeret for ”permanent græsbrak, skov mv.” 

gældende for grovsandet jord. Grunden til, at der ikke her er skelnet mellem 


jordtyperne er, at værdien er lav i forhold til de dyrkede arealer og de 

afgræssede. Samtidig består oplandet hovedsageligt af grovsandet jord. Derfor 

skønnes det, at fejlen ved at benytte samme værdi vil være af minimal betydning 

for den samlede udvaskning for hele Karup Ås opland. 

5.2.1 Resultat af Viborg Amts model estimering af 


Beregningen af Viborg Amts model viser, at udvaskning af kvælstof pr. år ligger 

mellem 15 og 110 kg N pr. ha, figur 5.1. Der er stor lokal variation i 

kvælstofudvaskningen, hvor der både er områder med høj og lav udvaskning fordelt 

over hele projektområdet. Der er dog også nogle områder, der træder mere specifikt 

frem. Således er der store sammenhængende områder med en lav udvaskning på 15 kg 

N pr. ha i den sydlige og vestlige del af oplandet, og i den østlige del af projektområdet 

er der et område, hvor der næsten udelukkende findes værdier mellem 40-60 kg N pr. 

ha, uden kraftige afvigelser. 

Sammenlignes inputkortene med resultatet, er det muligt at se nogle sammenfald, der 

kan indikere betydningen af de forskellige inputs. Området i den østlige del af oplandet, 

der domineres af værdier i intervallet 40-60 kg N pr. ha, har et lerindhold mellem 5 og 

10 %. Endvidere viser kortet over lerindholdet, at der er to tynde striber midt i 

projektområdet, i ådalen, med et lerindhold på over 10 %, og disse to striber kan 

tydeligt genfindes i resultatet, som områder med en udvaskning på 20-40 kg N pr. ha, 

hvilket er lavere end områderne omkring dem. 

Ud fra teorien var det forventet, at større mængder nedbør ville føre til mere gennemstrømning 

af jorden og dermed en større kvælstofudvaskning, men dette kan ikke 

umiddelbart observeres i resultatet. Forklaringen på dette er, at nedbøren i 

projektområdet kun varierer mellem 725 og 825 mm pr. år, og derfor er lavt prioriteret i 

modellen. Hvis der kun beregnes på nedbøren, mens resten af faktorerne stilles ens, så 

er forskellen mellem den maksimale og den minimale nedbør på 8,2 % til 16,5 % 

afhængig af lerindholdet. Denne forskel er for lille til, at den fremgår af resultatet i 

forhold til de andre faktorer, hvor der er større forskel på de minimale og maksimale 

værdier. 

Mængden af dyreenheder pr. ha er svær at genfinde i resultatet. Området med få 

dyreenheder i den vestlige del af projektområdet kan svagt skimtes som et område med 

lavere udvaskning end de andre omkringliggende dyrkede arealer. Det blev i afsnit 3.6 

(Arealanvendelsen) vist, at der er et sammenfald mellem dyreenheder pr. ha og 

lerindhold i jorden, idet områder med færre dyreenheder pr. ha falder sammen med 

områder med lavest lerindhold i jorden. Det er imidlertid svært direkte at genfinde dette 

input i resultatet. 


Figur 5.1. Beregning af kvælstofudvaskningen pr. ha årligt fra rodzonen i 

projektområdet, 2003. Udregnet på baggrund af Viborg Amts model til estimering af 

kvælstofudvaskning. De fire kort i lille målestok viser de inputs, modellen er beregnet 

ud fra. Kortet i stor målestok er resultatet af udregningen. Cellestørrelsen i 

beregningsgridet er 100 * 100 m. 

Forskellen mellem de ikke dyrkede, de dyrkede og de afgræssede områder er markante i 

resultatet. Det var, som nævnt, ikke muligt at beregne kvælstofudvaskning fra de ikke 

dyrkede områder, hvorfor de blev sat 15 kg N pr. ha. De ikke dyrkede områder har 


derfor den laveste udvaskning i projektområdet, og de træder tydeligt frem i forhold til 

områderne omkring dem. For at tydeliggøre forskellen mellem de typer forskellige 

arealanvendelser, er gennemsnitsudvaskningen for dem beregnet, figur 5.2. 

Udvaskningen kg N pr. ha 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

Dyrket Afgræsset Ikke dyrket 

Figur 5.2. Udvaskning fra rodzonen i kg N pr. ha i forhold til arealanvendelse. 

Udvaskningen fra de afgræssede områder har fået værdier fra 45-108 kg N pr. ha, hvor 

den højeste værdi gælder for de sandede områder. Dette bevirker, at de afgræssede 

områder på sandjord har en højere udvaskning end de dyrkede områder, hvilket er 

anderledes, end forventet. Dette kan ses i figur 5.1, når de afgræssede områder sammenlignes 

med resultatet. Dette vil blive diskuteret nærmere i vurderingen af modellen 

senere i kapitlet. 

I forhold til den mere overordnede tolkning af resultatet af kvælstofudvaskningen fra 

rodzonen, er det interessant at vide, hvor store arealer der findes i de forskellige 

udvaskningsintervaller. Dette bliver vist i figur 5.3. 

% af oplandet 

40 

30 

20 

10 

0 

15 15 - 40 40 - 60 60 - 80 80 - 100 100 - 110 

Udvakning N kg pr. ha fra rodzonen 

Figur 5.3. Udvaskningsintervaller i forhold til andel af oplandet. 


I tabel 1.1 blev arealanvendelsens fordeling i oplandet vist, og det kunne ses, at de 

dyrkede arealer udgør 41,7 % af oplandet, de afgræssede arealer 23,4 % og de ikke 

dyrkede arealer udgør de resterende 34,9 %. Procentdelen af de ikke dyrkede arealer i 

tabel 1.1 svarer til andelen af oplandet med en udvaskning på 15 kg N pr. ha årlig, som 

kun er lidt højere med 37 %. Det resterende areal er landbrugsjord, dyrkede og 

afgræssede arealer. Intervallet 80-100 kg N pr. ha og 100-110 kg N pr. ha udgør 

tilsammen 44 % af oplandet. Det er derfor kun de sidste 19 % af oplandet, der er 

landbrugsjord med en kvælstofudvaskning på under 80 kg N pr. ha. Dette betyder, at 2/3 

af landbrugsjorden i oplandet har en kvælstofudvaskning på over 80 kg N pr. ha årlig. 

Kvælstofudvaskningen fra det hydrologiske opland er ud fra modellen beregnet til 3.506 

t N. Dette tal er beregnet for det hydrologiske opland, og det hydrologiske opland er 

mindre end det samlede projektområde. Det hydrologiske opland bruges, da Karup Å er 

grundvandsfødt, og dermed giver det mest realistiske billede af det opland, hvor 

udvaskningen stammer fra. Ved målestationen Nørkær Bro, som oplandet er defineret 

ud fra, er der i år 2003 målt en kvælstofmængde på 532 t N. Den store forskel i den 

beregnede udvaskning fra rodzonen og den målte mængde i åen skyldes, at den mængde 

kvælstof, der udvaskes fra rodzonen, delvist bliver denitrificeret før det når åen. Denne 

reduktion i kvælstofindhold vil danne baggrund for kalibrering af henfaldsmodellen i 

det følgende afsnit. 

5.2.2 Vurdering af modellen 

Viborg Amts model til estimering af kvælstofudvaskning har den svaghed, at det ikke er 

muligt at beregne udvaskningen for arealer, der ikke er opdyrkede, hvorfor der må 

anvendes en standardværdi for disse. Denne værdi er en gennemsnitsværdi over 

udvaskningen fra forskellige arealer, og det er derfor ikke sandsynligt, at den er det 

samme for alle de arealer, der ikke anvendes til landbrug. Derudover bygger modellen 

på en antagelse om, at den gødning, der anvendes, spredes jævnt over markerne, hvilket 

imidlertid ikke nødvendigvis forholder sig således i virkeligheden. Eksempelvis har 

Viborg Amt lavet undersøgelser, der viser, at landmændene i høj grad vælger at sprede 

husdyrgødning på de marker, der ligger tættest på deres gårde og handelsgødning på 

dem, der ligger længst væk (Pers. komm. Ole Gregor, 25.11.05). Dette giver en 

udvaskning, der ikke er ens fordelt over markerne, som ellers antaget i modellen. 

Formålet med modellen er, som tidligere nævnt, at beregne udvaskningen fra rodzonen i 

hele oplandet og beregne effekten af forskellige tiltag. Det anses derfor ikke som et stort 

problem, at der anvendes denne gennemsnitsværdi, da usikkerhederne på de enkelte 

arealer bliver udlignet, når hele oplandet betragtes og da denne gennemsnitsværdi ikke 

har den store indflydelse på effekten af de tiltag, der beregnes, da tiltagene skal 

implementeres på de opdyrkede arealer. 

I kapitel 2 (Kvælstofkredsløbet og landbruget) blev typetal for forskellige afgrøder i 

grovsandet jord vist. I tabel 5.2 vises typetal for kartofler, majs og korn (dyrkede 

områder) samt for afgræsset græs (afgræssede områder). Det ses, at udvaskningen fra en 

kartoffelmark og en majsmark ved 0 kg N pr. ha i husdyrgødning giver en udvaskning 

på hhv. 126 og 131 kg N pr. ha. I modellen blev den maksimale udvaskning pr. ha, 

uanset arealanvendelse, beregnet til at være 110 kg N pr. ha årlig. I kapitel 3 


(Beskrivelse af projektområdet) blev det vist, at den sydvestlige del af projektområdet 

domineres af planteavlere, deriblandt en stor andel kartoffelavlere. Viborg Amts model 

til estimering af kvælstofudvaskning viser imidlertid en lavere udvaskning i disse 

områder. 

Tabel 5.2. Typetal for årlig udvaskning af kvælstof for udvalgte afgrøder. Tallene er 

gældende for grovsandet jord. Gødningsnorm fra 1998/99, husdyrgødningens 

udnyttelsesgrad er sat til 70 % (Østergaard, 2000: 28). Uddrag af tabel 2.2. 

Husdyrgødning kg N pr. ha 0 50 100 150 200 

Afgrøde: Udvaskning kg N pr. ha 

Kartofler 126 137 149 163 177 

Majs 131 142 155 168 183 

Korn (vinterkorn) 81 88 96 105 114 

Afgræsset græs 108 118 128 139 152 

Denne afvigelse kan begrundes i, at modellen ikke tager højde for forskelle i 

udvaskning ved forskellige afgrøder. Dermed kan det blive en underestimering af 

kvælstofudvaskningen i forhold til visse afgrøder. Ses der derimod på udvaskningen fra 

en kornmark, passer værdierne bedre overens med de modelberegnede værdier. 

Modellen viser endvidere, at der bliver udvasket en større mængde kvælstof fra 

afgræssede områder end fra dyrkede områder. Tallene for udvaskning fra afgræsset græs 

har en højere værdi end fra korn, men viser en lavere værdi i forhold til majs og 

kartofler. 

Den forskel der er fundet mellem typetal og resultatet ved anvendelse af Viborg Amts 

model til estimering af kvælstofudvaskning kan skyldes, at modellen underestimerer 

kategorien dyrket areal, i forhold til det opland, der arbejdes med i denne rapport. 

Dermed kommer de afgræssede områder til at udgøre en stor andel af 

kvælstofudvaskningen, idet typetallene er brugt for at give værdi til disse områder. 

Dette indebærer, at den samlede mængde kvælstof der bliver udvasket fra rodzonen 

sandsynligvis er højere end værdien udregnet i modellen. Af denne grund kunne det 

have været interessant at anvende en anden model til samme område, eksempelvis N- 

LES modellen, der tager højde for afgrødetype ved opgørelse over udvaskningen, for 

således at undersøge forskellen. 

I forhold til anvendelse af Viborg Amts model til estimering af kvælstofudvaskning 

ville det have været en fordel, hvis det også havde været muligt at fremskaffe data over, 

hvilke arealer der er blevet kunstvandet, og hvor meget kunstgødning der bliver spredt 

på markerne. Kunstvandingsdata ville formodentligt have givet en højere beregning af 

udvaskningen fra rodzonen, idet mere vand tilført giver en højere udvaskning. Det er 

imidlertid værd at bemærke, at der kun kunstvandes i meget tørre perioder, da der er en 

vis omkostning forbundet med dette, og det er derfor ikke så sandsynligt, at 

kunstvandingen har været med til forøge nettonedsivningen fra marken til rodzonen 

betydeligt. Det ville også have givet et mere præcist modelresultat, hvis der havde været 

adgang til specifikke data over hvor meget kunstgødning der er anvendt på de marker, 


der findes i oplandet til Karup Å, men disse data har ikke været tilgængelige. Med de 

data, der er anvendt, er det sandsynligt, at den værdi der er beregnet, er højere, end den i 

virkeligheden er. Dette skyldes, at der formodentligt bruges under gennemsnittet af 

handelsgødning i Viborg Amt, da antallet af dyreenheder pr. ha er højere end 

landsgennemsnittet, hvorfor landmændene i højere grad anvender husdyrgødning i 

Viborg Amt. 

På trods af visse mangler, har modellen givet et bud på, hvorfra der sker den største 

udvaskning fra rodzonen. Dette bud forventes i grove træk at svare til virkeligheden, da 

den bygger på de faktorer, som udvaskningen er afhængig af. Da modellen er 

letanvendelig, opvejer dette for den manglende nøjagtighed. Det kunne dog have været 

en fordel med yderligere en model til sammenligning, for at kunne vurdere, om det var 

de samme områder, der blev udpeget med høj koncentration af udvaskning. Det var 

planlagt at anvende N-LES modellen, som ikke er kaliberet specifikt til området 

ligesom Viborg Amts model til estimering af kvælstofudvaskning, men som til gengæld 

anvender flere inputs, og derfor kunne komme med et mere detaljeret billede. Dette 

kunne desværre ikke lade sig gøre, da det ikke var muligt at indsamle de nødvendige 

data indenfor den tidsperiode, der var til rådighed for dette projekt. 

5.3 Transport af kvælstof fra rodzonen til 

vandløbet 

I dette afsnit vil størrelsen af denitrifikationen, der foregår fra kvælstoffet udvaskes fra 

rodzonen til det ender i åen, estimeres. Der vil ligeledes blive givet et bud på 

denitrifikationens rumlige fordeling. Indledningsvis bliver der set på forskellige 

modeller, der kan simulere transporten af kvælstof. Herefter vælges en model, der 

bruges til at simulere transporten af kvælstof til Karup Å. 


Der findes endnu ingen model, der nøjagtigt kan simulere denitrifikationen under 

transporten fra rodzonen til vandløbet. En af årsagerne til dette er, at de iltfrie forhold, 

der er afgørende for denitrifikationen, i praksis både er svære at undersøge og modellere 

(Heinen, 2005: 3). Det er dog stadig væsentligt at give et estimat af denitrifikationen, da 

viden herom har stor betydning for, hvilke indgreb, der kan nedsætte udvaskningen af 

kvælstof til vandmiljøet og i hvilke områder indgreb vil have den største effekt. Der er 

identificeret tre overordnede tilgange til at estimere denitrifikationen fra rodzonen til 

vandløbet: 

Procesorienteret strømningsmodel – Et eksempel på en tredimensional model 

over grundvandsstrømning er den danske model MIKE SHE. I modellen bliver 

oplandet inddelt i en række tredimensionale kasser og strømningen beskrives 

ved hjælp af massebalanceligninger for kasserne. Udbredelsen af redoxforhold 

og dermed denitrifikationen beskrives ved at give de kasser, der findes i 

reducerende områder en høj denitrifikationsrate. Beregninger kan derfor 


simulere, hvor lang tid det tager at transportere kvælstoffet til vandløbet fra 

forskellige steder. Dermed kan det estimeres, hvor lang tid det tager, før effekten 

af en ændring i arealanvendelsen slår igennem, samt hvorledes transporten 

varierer sæsonmæssigt. Metodens styrke ligger i, at den ret præcist kan forudsige 

transporten af kvælstof med en opløsning på ned til 500 m og med stor 

tidsmæssig nøjagtighed. Svagheden ligger i, at det er en ressourcekrævende 

metode, hvor et detaljeret kendskab til de geologiske forhold og beliggenheden 

af de reducerende lag under grundvandsspejlet er nødvendig, før modellen med 

rimelig nøjagtighed kan sættes op (Nielsen et al., 2003: 28-31). 

Oplandsbaseret tilgang - Ved den oplandsbaserede tilgang bestemmes en 

reduktionsfaktor for den denitrifikation, der foregår fra rodzonen til vandløbet. 

Reduktionsfaktoren bestemmes ved at sammenholde målte værdier for 

transporten i vandløbet med den beregnede udvaskning i rodzonen i oplandet for 

den målestation, hvor koncentrationen er målt. Svagheden ved denne metode er, 

at modellens opløsning afhænger af antallet af målestationer. Derudover tager 

den ikke hensyn til områdets hydrogeografiske forhold, men baserer sig 

udelukkende på sammenhængen mellem det målte og det beregnede. Fordelen 

ved metoden er, at den er nem at anvende og giver et rimeligt resultat, hvis 

oplandet til de enkelte målestationer er relativt homogene, hvis arealanvendelsen 

er ens fordelt over oplandet, og hvis der er tilstrækkelig mange målepunkter 

(Nielsen et al., 2003: 27-28). 

Henfaldsproces - Henfaldet af kvælstof i jordvandet afhænger enten af den 

afstand, vandet skal strømme før det når vandløbet eller den tid vandet tager om 

at strømme til vandløbet. Denne metode gør brug af den empirisk beviste 

sammenhæng, at jo længere tid, det tager vandet at strømme til åen, jo større er 

sandsynligheden for, at vandet passerer igennem en af de reducerende zoner, 

hvor omdannelsen til frit kvælstof foregår. For at sandsynlighedsfunktionen skal 

give et realistisk billede af, hvor meget denitrifikation der foregår, bliver 

modellen kalibreret på baggrund af beregninger over udvaskningen i rodzonen 

og målinger over kvælstofindholdet i åen. Sandsynlighedsfunktionen bliver så 

koblet til et GIS og der kan produceres et kort over, hvor det er mest sandsynligt, 

at denitrifikationen foregår (Skop & Sørensen, 1998: 291-310). 

Det er sandsynligt, at en procesorienteret strømningsmodel ville kunne give et resultat, 

der er mere præcist end de andre modeller. Anvendelsen af en procesorienteret 

strømningsmodel er imidlertid også meget ressourcekrævende, og kræver en høj grad af 

ekspertise, som ikke findes i projektgruppen og derfor er det blevet fravalgt, at anvende 

denne type model. Endvidere er den beregning, der i rapporten er foretaget over 

udvaskningen fra rodzonen, ikke en detaljeret model over udvaskningsprocessen, men 

en samlet opgørelse over udvaskningen over et år. Det vil derfor ikke være muligt at 

modellere transporten fra rodzonen med en større tidsmæssig nøjagtighed, som ellers er 

fordelen med den procesorienterede strømningsmodel. Skulle der laves en 

oplandsbaseret modellering af kvælstoftransporten er det nødvendigt, at oplandet kan 

inddeles i en række deloplande med en kendt transport af kvælstof. Dette kan imidlertid 

ikke lade sig gøre med de målinger af kvælstofkoncentrationen, der foreligger for 

oplandet. Det er valgt, at modelleringen af transport af kvælstof fra rodzonen til 


vandløbet skal foretages ved hjælp af en henfaldsfunktion opstillet specifikt for 

oplandet. Som udgangspunkt for beregningen er det valgt, at modellen skal stilles op 

som en funktion af strømningsafstanden frem for strømningstiden. Denne metode har 

været anvendt med succes i oplandet til Vejle Fjord og samtidig har det ikke været 

muligt at fremskaffe data til at basere modellen på strømningstiden i oplandet. 

5.4 Henfaldsmodellen 

Henfaldsmodellen er udarbejdet af Skop & Sørensen (1998) i forbindelse med deres 

undersøgelse af landbrugets kvælstofbidrag til Vejle Fjord. Det er en simpel empirisk 

model, hvor det eneste input er mængden af tilført kvælstof fra rodzonen. Modellen 

beregner herefter, hvor stor en andel af det tilførte kvælstof, der denitrificeres ud fra den 

strækning, som vandet løber under jorden. Modellen kalibreres på forhånd til det 

specifikke område, på baggrund af den målte koncentration af kvælstof i Karup Å og 

den beregnede udvaskning fra rodzonen. Herefter antages, at sandsynligheden for, at 

kvælstoffet denitrificeres er lige stor for hver meter vandet strømmer. Ud fra 

undersøgelserne af jordens tekstur i Karup Ås opland, beskrevet i de tidligere kapitler, 

er det vist, at hoveddelen af området består af sand. Det er desuden kommet frem, at der 

ikke er den store variation i undergrundens tekstur (Pers. komm. Jens Ove Nielsen, 

01.12.05), og projektområdet er derfor overvejende homogent. Afstanden som vandet 

løber, bestemmes ud fra et potentialekort over grundvandet og ud fra dette beregnes 

strømningsretningen. Funktionen kobles på et GIS og den geografiske distribution af 

denitrifikationsgrad visualiseres herigennem. 

Det er vigtigt at være opmærksom på, at der er en vis tidsforsinkelse fra kvælstoffet 

udvaskes fra rodzonen og til det ender i åen. I afsnit 3.5 (Hydrologiske forhold) blev det 

vist, at der er en stor korrelation mellem nedbøren og kvælstofmålingerne inden for det 

samme år i projektområdet. Endvidere blev det vist, at responsen for en impulsudledning 

vil komme inden for samme år og året efter, jf. figur 3.9, afsnit 3.5 

(Hydrologiske forhold). Derfor er det valgt at kalibrere modellen efter data fra samme år 

som den målte kvælstofmængde i åen. De eneste årsspecifikke inputdata i Viborg Amts 

model til estimering af kvælstofudvaskning er dyreenheder og handelsgødning, disse er 

begge fra år 2003. Derfor kalibreres henfaldsmodellen mod den beregnede 

kvælstofudvaskning fra rodzonen med nitratmålinger fra år 2003, ved Nørkær Bro, som 

det hydrologiske opland til Karup Å er defineret ud fra i rapporten. Ved målestationen 

er der i 2003 målt 532 t N. Dataene er hentet fra Viborg-GIS (2005). Formlen til 

beregning af henfaldsmodellen er: 


Formel 5.2. 

Hvor: 

L = e (K*X) 

L = Udvaskningsfaktor for den kvælstofmængde, der udvaskes fra 

rodzonen 

K = Henfaldsfaktor, K = ln(1 - P), hvor P er evnen til at fjerne kvælstof 

(N/m). For små værdier af P gælder P = - K. 

X = Afstanden til åen i flowretningen, dvs. flowlængden (m) 

Modellen udregnes i denne rapport for det hydrologiske opland. Skop & Sørensen 

(1998) beregner, at 10 % af overskudskvælstoffet transporteres af vand der løber af på 

overfladen, mens de resterende 90 % løber gennem jorden i sandet jord. I denne rapport 

er det valgt at se bort i fra overfladeafstrømningen, idet området som tidligere vist har 

en stor permeabilitet, ikke er drænet i betydelig grad og da Karup Å er grundvandsfødt. 

Modellen beregnes i et grid med celler på 100 * 100 m. 

Flowlængden - Flowlængden er beregnet i forhold til den retning, grundvandet 

strømmer for at komme til åen. Strømningsretningen er blevet bestemt ud fra 

GIS-data over grundvandspotentialet. Dataene er fundet ved de to amter 

(Viborg-GIS, 2005; pers. komm. Dennis Plauborg Noe, 16.11.05). Kort over 

grundvandspotentialet kan ses i afsnit 3.5 (Hydrologiske forhold), figur 3.7 kort 

B. Flowretningen er beregnet på baggrund af en omkostningsanalyse af 

afstanden til åen, hvor koten for grundvandspotentialet er sat til omkostning. Det 

betyder, at der i analysen er ”billigere” at gå mod lavere end højere kote. Ud fra 

denne retning er flowlængden beregnet. 

5.4.1 Kalibrering af henfaldsmodellen 

(Skop & Sørensen, 1998: 301) 

Konstanten K fastsættes ved at kalibrere modellen til forholdene i Karup Ås opland, ud 

fra fremgangsmåden beskrevet i Skop & Sørensen (1998). Værdien for K for Vejle 

Fjord er brugt som udgangspunkt for at finde K for Karup Ås opland. Værdien er 

herudfra fundet ved at lave kvalificerede gæt på en værdi for K (Trial and error 

metoden). Herefter er kvælstofudvaskningsfaktor (L) beregnet. Værdien for K i Vejle 

Fjord blev estimeret til -0,00085 (Skop & Sørensen, 1998). Denne K-værdi viste sig 

imidlertid at være for lille. Figur 5.4 viser fejlen for et udsnit af de gæt hvor fejlen var 

mindst. For at vurdere om den gættede K-værdi er rigtig ganges L med udvaskningen fra 

rodzonen, dvs. resultatet fra Viborg Amts model til estimering af kvælstofudvaskning. 

Ved at summere celleværdierne af resultatet, inden for det hydrologiske opland, fås den 

samlede mængde kvælstof, der vil ende i åen over et år. Fejlen er kvadratet af forskellen 

mellem den estimerede mængde kvælstof i åen, ved den gættede K-værdi, og den målte 


mængde kvælstof i åen, figur 5.4. Kalibreringen af modellen viste, at K = -0,00612 for 

Karup Ås opland. Dette betyder, at P = 0,00610 N/m. 

Kvadrat fejl 

Kvadrat fejl 

600 

500 

400 

300 

200 

100 

0 

-0,0070 -0,0065 -0,0060 -0,0055 

K 

1,5 

1 

0,5 

0 

-0,00614 -0,00612 -0,00610 -0,00608 

K 

Figur 5.4. Estimering af K vha. mindste kvadraters metode. Fejlen er forskellen mellem 

kvælstofmængden målt i åen ved Nørkær Bro og summen af estimeret kvælstofudvaskning 

til åen. Figuren nederst viser et udsnit af de laveste fejlværdier fra figuren 

øverst. 

5.4.2 Resultat af henfaldsmodellen 

Efter kalibreringen af modellen, er den andel af kvælstoffet udvasket fra rodzonen, der 

ender i Karup Å beregnet. Dette kan ses på figur 5.5. Resultatet af henfaldsmodellen 

viser, at andelen af kvælstof, der reduceres inden det når åen, er omvendt proportional 

med afstanden til åen. Der sker en eksponentiel stigning i mængden af kvælstof, der 

fjernes, når afstanden til åen bliver større. Ud fra udsnittet på figur 5.5, er det muligt at 

skønne, hvor meget kvælstof, der udvaskes i forhold til afstanden, tabel 5.3. 

Tabel 5.3. Andelen af kvælstoffet der udvaskes fra rodzonen. 

Afstand til åen (m) Udvasket kvælstof (%) 

0 - 200 50 - 100 

200 - 500 5 - 50 

500 - 1000 5 - 1 

1.000 - 1.500 0,1 - 1 

> 1.500 0 - 0,1 


Figur 5.5. Henfaldsmodel. Andelen af kvælstof udvasket fra rodzonen, der ikke 

reduceres inden det når åen. Udsnittet tydeliggør henfaldet i forhold til afstand fra åen. 

Åen er ikke indtegnet, men ligger midt i det røde område. Udvaskningssfaktoren er 

omregnet til procent. Cellestørrelsen i beregningsgridet er 100 * 100 m. 

I arealerne tættest på åen er reduktionen minimal, men allerede ved ca. 500 m fra åen er 

der en reduktion på 95 %, og i en afstand af ca. 1.000 m er reduktionen oppe på 99 %. 

Dette betyder, at det specielt er de helt ånære områder, der har betydning i forhold til 

udvaskningen af kvælstof, mens der kan ses bort fra arealer længere væk. Af hensyn til 

usikkerheden i modellen, virker det rimeligt at udpege de arealer, som ligger indenfor 

en afstand på 1 km af åen, som værende de arealer, der har betydning for kvælstofudvaskningen. 

Det er også væsentligt at vide, hvor stor en andel af oplandet, der har de 

forskellige grader af udvaskningsreduktion. Dette er udregnet i figur 5.6. 

Det ses, at områder med 0-1 procents udvaskning tilsammen udgør ca. 49 % af 

oplandet. Dermed er der ca. 51 % af oplandet, der ligger indenfor 1 km af åen. 

Resultatet af henfaldsmodellen bliver derfor, at ca. halvdelen af oplandet kun har 

begrænset betydning for kvælstofudvaskningen. I næste afsnit vil henfaldsmodellen 

vurderes, hvorefter henfaldsmodellen vil ganges på Viborg Amts model for at få et 

rumlig differentieret bud på, hvorfra de største mængder kvælstof der ender i Karup Å 

stammer. 


% af oplandet 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

0 - 0,1 0,1 - 1 1 - 5 5 - 10 10 - 25 25 - 50 50 - 100 

Udvaskningsfaktor (%) 

Figur 5.6 Udvaskning af kvælstof i forhold til andel af oplandet 

5.4.3 Vurdering af henfaldsmodellen 

Henfaldsmodellen beskriver udvaskningen fra rodzonen til vandløbet, hvor den 

afgørende parameter i modellen er strømningsafstanden. I virkeligheden er det ikke 

strømningsafstanden, som er den afgørende parameter for, hvorvidt det kvælstof, der 

bliver udvasket i rodzonen, bliver denitrificeret eller ej, men hvorvidt grundvandet 

strømmer gennem et reducerende lag. Ifølge Jens Ove Nielsen (Pers. komm., 01.12.05), 

er der derfor ikke tale om en graduering med forskellige grader af kvælstofudvaskning, 

men en skarp grænse, hvor nitraten fra et område enten bliver denitrificeret fuldstændig 

eller slet ikke. Det kan dog ikke forventes, at grundvandet strømmer ens over hele året, 

hvorfor der må forekomme en graduering som følge heraf, da bl.a. nedbøren og 

markkapaciteten varierer. Endvidere findes der den sammenhæng, at en større afstand til 

åen betyder, at vandet strømmer gennem dybere lag inden det når åen. Derfor vurderes 

det, at strømningsafstanden til åen med en vis rimelighed kan anvendes som udtryk for, 

om nitraten når de dybere jordlag og bliver reduceret. 

Den model, der er blevet sat op i denne rapport giver indtryk af, at forholdene langs åen 

er ret ens, idet strømningsafstanden til åen er ret ens. Dette er ikke nødvendigvis 

tilsvarende virkeligheden, da der kan være variationer i jordens tekstur, men da 

teksturundersøgelsen i kapitel 4 (Undersøgelse af oplandet til Karup Å) viste, at 

undergrunden i projektområdet er overvejende homogen, betragtes dette som en lille 

fejlkilde. 

Modellen er sat op på baggrund af det hydrologiske opland og det er antaget, at der ikke 

sker en overfladeafstrømning. Denne antagelse er begrundet med, at oplandet er sandet 

og åen er grundvandsfødt. Der må imidlertid ske en vis overfladeafstrømning. Det er 

også blevet valgt at se bort fra dræn. Det var ikke muligt at finde data for, hvor stor del 

af oplandet, der er drænet. Dette ville have givet et billede af, hvor stor en del af 

afstrømningen, som stammer fra dræn og som derfor ikke har haft mulighed for, at 

strømme gennem den reducerende zone. Det bør bemærkes, at der også foregår 


denitrificering i vandløb. Størrelsen af denne afhænger af vandløbets form, bundforhold, 

vandhastighed mm. Denne denitrifikation er der blevet set væk fra i denne rapports 

modelberegning, da den ifølge Skop & Sørensen (1998) kun står for en mindre del af 

den totale denitrifikation. 

Det har kun været muligt at kalibrere modellen op imod et målepunkt i åen. Dermed var 

det ikke muligt at opdele oplandet i deloplande, hvor modellen kunne havet været 

kalibreret for et delopland, for derefter at validere modellen i et andet delopland. En 

anden måde at kalibrere modellen var at bruge data fra forskellige årstal, i stedet for 

forskellige områder. Hermed ville det endvidere have været muligt at vise en tidsmæssig 

udvikling, der kunne beskrive udviklingen i kvælstofudvaskningen. Dette har 

dog heller ikke været muligt, hvilket skyldes, at resultatet fra Viborg Amts model til 

estimering af kvælstofudvaskning benyttes til kalibreringen. Problemet er, at Viborg 

Amts model er kalibreret efter gennemsnitsværdier for bl.a. klima og dermed er det ikke 

muligt at estimere udvaskninger, der gælder for et specifikt år. Et andet problem ved, at 

det er nødvendigt at bruge Viborg Amts model i kalibreringen er, at usikkerhederne og 

evt. fejl vil blive overført til henfaldsmodellen. Derfor er resultatet ved henfaldsmodellen 

behæftet med mindst de sammen fejl som resultatet fra Viborg Amts model. 

Det blev vurderet, at den samlede udvaskning fra rodzonen sandsynligvis er underestimeret. 

Af denne grund kan det forventes, at udvaskningsfaktoren er overestimeret. 

Det har ikke været muligt at tage højde for udledning af kvælstof fra punktkilder i 

oplandet. Da modellen er kaliberet ud fra den samlede kvælstofudvaskning fra oplandet, 

betyder det, at udvaskningen fra landbrugsområderne bliver overestimeret, og at 

reduktionsfaktoren derfor bliver underestimeret. Udledningen fra punktkilderne udgør 

dog kun ca. 4 t N ud af den samlede udvaskning på 532 t N, og derfor ses denne 

fejlkilde som ubetydelig (Viborg-GIS, 2005). 

Udover de nævnte usikkerheder er der også en vis usikkerhed på de data, der er blevet 

brugt til at kalibrere modellen efter. De data, der ligger for stoftransporten i åen, som 

udvaskningsdataene bliver sammenlignet med, er også forbundet med en vis 

usikkerhed. Denne usikkerhed skyldes, at det er punktmålinger af vandføring og 

kvælstofindhold, der lineært er blevet interpoleret over tiden således, at der dannes et 

samlet billede af stoftransporten over et år. Vandføringen og indholdet af kvælstof 

varierer meget i løbet af tiden, da de afhænger af nedbøren. Karup Å er, som tidligere 

nævnt, et grundvandsfødt vandløb og der er derfor ikke så store udsving i vandføringen, 

hvorfor det antages, at der ikke er betydelige afvigelser mellem det anvendte tal og den 

reelle udvaskning. 

Fordelen ved denne model har været, at den er nem at opsætte og anvende, og de 

generaliseringer, den så leverer, har ikke haft nogen væsentlig betydning for resultatet. 

Der findes modeller, f.eks. MIKE SHE, der kunne give et mere detaljeret billede og en 

større nøjagtighed, men på grund af deres kompleksitet og de store mængder data 

nødvendigt for at anvende modellen, har dette ikke været muligt. Henfaldsmodellen har 

også den ulempe, at der var en begrænset mængde data til rådighed. Det har betydet, at 

alle dataene blev brugt til at kalibrere modellen med og der har derfor ikke været data 

tilbage til at validere modellen. 


Hvis modellen skulle forbedres, skulle den sættes op, så strømningen ikke kun afhang af 

afstanden til åen, men eksempelvis også af lerindholdet, der også har stor indflydelse på 

jordens permeabilitet. Det har imidlertid ikke været muligt at finde data over, hvordan 

lerindholdet påvirker strømningen, så det har ikke været muligt at gøre i denne rapport, 

men henfaldsmodellen kunne eventuelt kombineres med laboratorieforsøg, over lerindholdets 

påvirkning af strømningen. Dette ville imidlertid ikke gøre modellen bedre i 

forhold til at placere de områder, hvor kvælstoffet ender i den reducerende zone. For at 

kunne beregne dette, ville det være nødvendigt at anvende en mere detaljeret 

strømningsmodel. 

5.5 Resultat af kvælstofudvaskningsopgørelsen 

I de to foregående afsnit er udvaskningen fra rodzonen fundet ved brug af Viborg Amts 

model og udvaskningen til åen er fundet ved brug af henfaldsmodellen. I dette afsnit 

kombineres de to modeller for at udpege præcist, hvilke områder der udleder mest 

kvælstof til Karup Å. Dette gøres ved at multiplicere de to modeller. Resultatet heraf 

kan ses på figur 5.7. 

Resultatet af den samlede udvaskningsopgørelse viser, at afstanden til åen stadigvæk 

har en høj betydning, men på grund af indflydelsen fra Viborg Amts model, er resultatet 

nu blevet mere varieret. I nogle områder tæt på åen er der en udvaskning på 80-110 kg 

N pr. ha. Dette falder dog hurtigt til 5-20 kg N pr. ha, hvilket gælder næsten ud til 1 km 

fra åen. Over 1 km fra åen er udvaskning under 1 kg N pr. ha. Det kan ses, at nogle 

strækninger af åen er næsten uden arealer i den højeste udvaskningsklasse, mens andre 

har en meget høj kvælstofudvaskning. Variationen i udvaskningen vist i denne model 

kan genkendes i resultatet fra Viborg Amts model, hvor de lavere udvaskningsintervaller 

bl.a. var afhængige af lerindhold i jorden, dyreenheder pr. ha og arealanvendelse. 

For at kunne vurdere betydningen af de højtbelastende områder, er det beregnet, hvor 

stor en andel de udgør af det samlede areal. Resultatet heraf kan ses i figur 5.8. Det ses, 

at ca. 55 % af oplandet har en kvælstofudvaskning på 0-1 kg N pr. ha, hvilket svarer til 

de blå arealer på figur 5.7. Arealerne med kvælstofudvaskning på 40-110 kg N pr. ha 

udgør tilsammen ca. 8 % af oplandet. Disse højtbelastende områder er symboliseret ved 

de røde og orange arealer på figur 5.7. De sidste ca. 37 % af oplandet har en lavere 

kvælstofudvaskning på 1-40 kg N pr. ha, men i forhold til de ikke dyrkede områder, 

hvor kvælstofudvaskningen var 0-15 kg N pr. ha, bærer mange af disse områder præg af 

menneskelig påvirkning. 


Figur 5.7. Kvælstofmængde pr. ha, der udvaskes til åen fra rodzonen årligt. Udsnittet 

tydeliggør den rumlige fordeling inden for 1 km fra åen. Cellestørrelsen i beregningsgridet 

er 100 * 100 m. 


% af oplandet 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

0 - 1 1 - 5 5 - 20 20 - 40 40 - 80 80 - 110 

Bidrag til åen N kg pr. ha 

Figur 5.8. Andelen af oplandet i forhold til kvælstofudvaskningen til Karup Å. 

Resultatet af den samlede udvaskningsopgørelse viser, ligesom henfaldsmodellen, at en 

stor del af oplandet er uden væsentlig betydning i forhold til kvælstofudvaskningen. 

Andelen er vokset en lille smule i forhold til resultat fra henfaldsmodellen, idet ca. 55 % 

af arealet kun har en minimal udvaskning, mod 49 % i henfaldsmodellen. 

Udvaskningsopgørelsen viser også, at det kun er en relativt lille andel af oplandet, der 

har en bidrager med en høj kvælstofudvaskning, mens en vis påvirkning kan spores i en 

tredjedel af oplandet. 

5.5.1 Vurdering af udvaskningsopgørelsen resultat 

Der er ikke kommet nye fejlkilder til i denne del, da udvaskningsopgørelsen kun bygger 

på resultaterne fra de to tidligere modeller. Det betyder, at fejlkilderne i den samlede 

udvaskningsopgørelse er summen af fejlkilderne i de to tidligere modeller. Dermed 

bliver alle unøjagtighederne og fejlene overført til denne model, så den samlede 

nøjagtighed bliver mindre. Hvis udvaskningsopgørelsen skulle forbedres, skulle 

forbedringen ligge i de to tidligere modeller, hvor der som nævnt kunne anvendes mere 

nøjagtige modeller og indsamles mere præcise data. På trods af disse fejl vurderes det, 

at udvaskningsopgørelsen giver et brugbart resultat, da der ikke var forventet en høj 

nøjagtighed, men mere en generel udpegning af de områder, der bidrager med den 

største kvælstofudvaskning. 


I dette kapitel er der lavet en udvaskningsopgørelse for oplandet til Karup Å. Dette er 

gjort ved anvendelsen af to modeller, Viborg Amts model estimering af 

kvælstofudvaskning og henfaldsmodellen. Viborg Amts model udpegede de områder, 

hvorfra der sker den største kvælstofudvaskning fra rodzonen, mens henfaldsmodellen 

klargjorde betydningen af afstanden til åen. Resultaterne af disse modeller blev 

multipliceret, hvilket gav den samlede udvaskningsopgørelse. Nøjagtigheden af 

modellerne til udvaskningsopgørelsen er blevet vurderet gennem hele kapitlet, og der er 

fundet en række fejlkilder, der sænker denne. Da formålet med udvaskningsopgørelsen 


er en overordnet udpegning af de belastende områder, og ikke en detaljeret zonering af 

oplandet, er det vurderet, at resultat af udvaskningsopgørelsen er fyldestgørende til dette 

formål. 

Udvaskningsopgørelsen viste, at områder mere end ca. 1 km fra åen kun har en 

begrænset indflydelse på kvælstofudvaskningen til Karup Å. Samtidig blev de områder 

langs åen, hvor kvælstofudvaskningen er højest, udpeget. Disse to resultater vil blive 

brugt i det næste kapitel, hvor det undersøges, hvilke tiltag, der kan anvendes til at 

reducere kvælstofudvaskningen. 


Ændring i 

arealanvendelsen 

I dette afsnit vil der tages udgangspunkt i den kvælstofbelastningsopgørelse, der i 

kapitel 5 (Opgørelse af kvælstofudvaskningen) blev udregnet for projektområdet. Det 

blev fundet, at det maksimalt var 1 promille af det kvælstof, der udvaskes fra rodzonen i 

områder mere end 1 km fra åen, der ender i åen. Af denne grund vil der i dette kapitel 

afgrænses til at se på tiltag rettet mod det ånære område på maksimalt 1 km fra åen. I 

dette kapitel vil der undersøges, hvordan en ændring i arealanvendelsen vil kunne 

mindske kvælstofudvaskningen til Karup Å. For at kunne igangsætte tiltag med dette 

formål er det nødvendigt at undersøge, hvilke planlægningsmæssige virkemidler, der 

kan anvendes i denne henseende. Planlægningen i det åbne land foretages primært af 

amterne efter retningslinjer fra de gældende love, disse vil derfor i det følgende blive 

gennemgået. Herudfra opstilles fem scenarier, der kvantificerer den mulige kvælstofreduktion 

ved forskellige mulige tiltag. Dette gøres for at illustrere arealanvendelsens 

påvirkning på kvælstofudvaskningen. Reduktionen ved hvert scenario vil sammenholdes 

med politiske mål for reduktion, og på denne baggrund vil det blive vurderet, 

hvordan en ændring i arealanvendelsen, mest effektivt begrænser udvaskningen af 

kvælstof fra projektområdet. 

6.1 Vandmiljøplanlægningens historie 

Planlægningen inden for vandmiljøet kom for alvor på dagsorden i starten af 1980’erne, 

da der blev registreret omfattende iltsvind i de danske farvande. Omfattende 

undersøgelser af iltsvindet blev sat i gang og udmøntede i NPo-redegørelsen fra 1984 

(N = nitrogen, P = fosfor, o = organisk stof). I denne blev udvaskningen af kvælstof 

udpeget som den vigtigste årsag til iltsvindet, hvor landbruget og spildevand bidrog med 

den største del. NPo-handlingsplanen blev vedtaget i 1985, og blev således det første 

forsøg på at regulere landbrugets udvaskning af kvælstof. Modsat mange tidligere 

planer, der opererer med et arealbaseret sigte, opererer NPo-handlingsplanen med et 

stofligt sigte, dvs. at i stedet for at fokusere på udvaskningen fra et bestemt område, 

6 Ændring i arealanvendelsen 83

fokuseres der på kvælstoffets kredsløb og indgriben heri. På grund af store iltsvind i 

1986 blev NPo-handlingsplanen allerede i 1987 strammet op ved implementeringen af 

Vandmiljøplan I (VMP I). Målet i VMP I var en reduktion i kvælstofudvaskning fra 

landbrug på 50 % over 3 år 1 (Knudsen et al., 2000: 94-99). I slutningen af 1980’erne 

kom bæredygtigheden til at spille en vigtig rolle i den danske, såvel som i den 

internationale planlægningssammenhæng. Et af resultaterne af bæredygtighedsdiskussionen 

var ”Handlingsplan for en bæredygtig udvikling i landbruget”. I forhold til 

tidligere planer var dette en skærpelse af reglerne og en mere direkte ændring af 

produktionsmetoderne (Christensen, 2002: 382). Sidst i 1980’erne kom det imidlertid til 

at stå klart, at målet med 50 % reduktion i udvaskningen af kvælstof ikke kunne nås 

med de virkemidler, der var blevet taget i brug (Agger et al., 2002: 42-44). Det førte til, 

at målet med reduktionen af udvaskningen blev skudt til år 2000, mens nye virkemidler 

blev vedtaget. I 1998 blev Vandmiljøplan II vedtaget. 

I 2000 tilsluttede Danmark sig EU’s Vandrammedirektiv (VRD), hvorved Danmark 

forpligter sig til, at vandmiljøet inden år 2015 skal leve op til en ”god økologisk 

tilstand”, dvs. en tilstand, hvor følgende tre faktorer i vandmiljøet er uden menneskelig 

påvirkning (Baattrup-Pedersen et al., 2004: 10-11): 

Fysiske/kemiske faktorer - Blandt andet næringsstoffer og miljøfremmende 

stoffer 

Biologiske faktorer - Akvatisk flora og fauna 

Hydromorfologiske elementer - Vandmængde og vandløbets udseende 

I det videre planlægningsarbejdet i Danmark var det således ønsket, at VRD skulle 

indarbejdes i vandmiljøplanlægningen (Vandmiljøplan III, 2004: 1). Vandmiljøplan III 

(VMP III) trådte i kraft i år 2004 og har en tiårig planlægningshorisont. Målsætningen 

for kvælstof i VMP III er en yderligere reduktion af udvaskningen på 13 %, når 

effekterne af Vandmiljøplan II er slået igennem (Vandmiljøplan III, 2004: 2). VMP III 

er udgangspunktet for den planlægning og de virkemidler, der i dag anvendes i forhold 

til at forbedre miljøet i recipienterne. 

Amterne omkring Limfjorden, Ringkøbing, Viborg og Nordjyllands Amter, har desuden 

en fælles målsætning for kvælstofudvaskningen fra Limfjordens opland. I Limfjordsovervågningens 

rapport fra 2004 konkluderes det, at den aktuelle udvaskning af 

kvælstof (15.883 t i 2004) er 50 % højere end amternes målsætning (Grooss et al., 2005: 

14). Målet for reduktionen i kvælstofudvaskningen er sat til en halvering af mængden 

udvasket i 1984. Limfjordsamternes mål er dermed, at den totale udvaskning af 

kvælstof skal reduceres med 5.294 t fra oplandet. Det bliver i denne forbindelse ikke 

specificeret, hvordan reduktionen skal opnås. Den totale mængde, der skal reduceres, 

bliver efter denne målsætning højere end den fremsat i VMP III. Der vil i de scenarier, 

der opstilles sidst i kapitlet, blive sammenlignet med begge mål for kvælstofreduktion. 

1 Kvantitativt blev reduktionen sat til 127.000 t N over de 3 år. Den totale kvælstofudvaskning fra 

landbruget var i NPo-redegørelsen blevet beregnet til 260.000 t N pr. år, hvoraf 30.000 t stammede fra 

udslip på gårdene (gårdbidraget) og 230.000 stammede fra udvaskning fra rodzonen (markbidraget). Det 

er siden blevet udregnet, at udvaskningen i udgangspunktet ikke var 260.000 t N pr. år, men snarere 

300.000 t N pr. år (Grant, 2002). Ved evalueringen af VMP I og II er den oprindeligt udregnede 

kvælstofudvaskning brugt for at evaluere på planernes succes. 

84 6 Ændring i arealanvendelsen

6.2 Planlægningens virkemidler 

I dette afsnit undersøges de virkemidler, der benyttes i planlægningen for at forbedre 

vandmiljøet i Danmark. Der tages udgangspunkt i virkemidler opstillet i VMP III, da 

virkemidlerne fra de tidligere planer enten er gennemført eller indgår i VMP III. De 

virkemidler, der i dag er gældende, er derfor et resultat af en udvikling, der har været i 

gang siden NPo-handlingsplanen i 1985. I denne rapport er målet, at en ændring i 

arealanvendelsen skal kunne nedsætte udvaskningen af kvælstof. De overordnede 

økonomiske og lovmæssige virkemidler vil derfor ikke blive nærmere undersøgt. Der 

vil derimod blive set på de virkemidler, der ændrer arealanvendelsen. Disse virkemidler 

sammenholdes med regionplanerne for Karup Ås opland. Det vil således bedømmes i 

hvilket omfang de enkelte virkemidler er fornuftige redskaber for at nedbringe 

kvælstofudvaskningen til Karup Å. I tabel 6.1 ses de virkemidler, som indgår i VMP III. 

Tabel 6.1. Virkemidler i VMP III til kvælstofreduktion. Her vist med de enkelte tiltags 

planlagte udbredelse og kvælstofreduktion (Vandmiljøplan III, 2004: 7). 

Tiltag 

Indsats fra 2005-2009 

Strukturudviklingen inkl. - Udtagning af ca. 

ha Reduceret nitratudvaskning (t N) 

55.000 ha 4.000 

CAP-reform 3.200 

Skovrejsning 11.400 450 

Vådområder 

Yderligere MVJ herunder etablering af 

4.000 1.050 

randzoner, vådområder udtagning 

Efterafgrøder – generelt krav om 6 % og 10 

4.000 400 

% på husdyrbrug >0,8 de/ha 

Stramning af udnyttelseskravet for 

40.000 2.100 

minkgødning. 100 

Ca. 11.300 

I alt 

Indsats fra 2009-2015 

Strukturudviklingen inkl. - Udtagning af ca. 

(7 %) 

55.000 ha 

Efterafgrøder – generelt krav om 10 % og 14 

4.000 

% på husdyr-brug >0,8 de/ha 85.000 2.500 

Skovrejsning 

Generel skærpelse af krav til udnyttelse af 

11.400 450 

husdyrgødning med 4,5-5 % 2.900 

Ca. 21.150 

I alt 

(13 %) 

VMP III indeholder både virkemidler til reduktion af fosfor- og kvælstofudvaskningen, 

men fosforreduktion er ikke interessant i forhold til denne rapports problemstilling. Det 

skal dog nævnes, at der planlægges en udlægning af 10 m bræmmer langs vandløbene af 

hensyn til fosforreduktionen, hvilket også kunne give en effekt for kvælstof- 


udvaskningen. Strukturudvikling skal ske gennem bl.a. udtagning af arealer, forbedret 

foderudnyttelse og implementering af EU's nye landbrugsreform (Vandmiljøplan III, 

2004: 2). Det er altså tale om overordnede strukturelle ændringer på landsplan. CAPreformen 

er en ny fælles landbrugspolitik i EU-lande, der siger, at landbrugsstøtten vil 

gives uafhængigt af produktionens størrelse. Dette skulle fremme et mere miljøvenligt 

landbrug, med fokus på fødevaresikkerhed og dyrevelfærd. Både de to nævnte 

virkemidler og det skærpede krav til efterafgrøder er overordnede lovændringer, der 

rammer alle landmænd. Disse virkemidler vil ikke undersøges nærmere. Derimod er 

skovrejsning, vådområder og satsning på miljøvenlige jordbrugsforanstaltninger (MVJ) 

alle virkemidler, der ændrer arealanvendelsen i de aktuelle områder. De er alle tre 

baseret på frivillighed fra jordejer, hvor der gives erstatning ved implementering af alle 

tre virkemidler og gennem information og infrastruktur kan de fremmes i de mest 

udsatte områder. Med infrastruktur menes kommunikationsveje og vurderingsmuligheder 

for ansøgning af MVJ-aftaler. I det følgende vil disse tre virkemidler blive 

gennemgået og deres effekt i forhold til nedsættelse af kvælstofudvaskningen vil blive 

undersøgt. MVJ-aftaler bliver gennemgået under særlig følsomme landbrugsområder 

(SFL), der er den overordnede betegnelse på de områder, inden for hvilke MVJ-aftaler 

bliver indgået. De gældende regionplaner for oplandet til Karup Å vil anvendes i 

forhold til de tre virkemidler for at kunne vurdere, i hvilke områder det er aktuelt at 

implementere det givne virkemiddel. 

Skovrejsning 

Skovrejsning er et tiltag, der ændrer fundamentalt ved arealanvendelsen, når det sker på 

tidligere agerjord. Ved plantning af skov vil nitratudvaskningen de første par år være på 

størrelse med udvaskningen fra agerjord. Dette hænger sammen med, at der i jorden vil 

være et overskud af kvælstof og at der går nogle år før træernes rødder dækker området. 

I nogle områder bliver jorden i tillæg gødet de først par år for at fremme træernes vækst. 

Inden for de første ca. 10 år, alt efter trætype, vil rødderne dække skovområdet og 

nitratudvaskningen vil falde til en udvaskning på 0-15 kg N pr. ha årligt (SNS, b, 2005; 

Einfeldt & Klaumann, 2005). Kvælstoffets kredsløb i skovområder er således relativt 

lukket, idet træer har en stor kapacitet til at binde kvælstoffet og der ikke tilføres nyt 

kvælstof (Clausen et al., 2004: 14). Skovrejsning skal ifølge, VMP III fra 2004 til 2009 

stå for en reduktion på 450 t N og samme mænge fra 2009 til 2015, altså i alt en 

reduktion på 900 t N. Dette svarer til 4,25 % af den samlede reduktion på 21.150 t, eller 

0,56 % af den samlede udvaskning. 

Skovrejsning som led i en forbedring af vandmiljøet vil ske på frivillig basis, og der vil 

blive givet erstatning til landmanden for tabt indkomst i op til 10 år (Bekendtgørelse 

skovrejsning, 2004: § 2). I regionplanen findes der zoner hvor skovrejsning er ønskelig, 

primært på grund af rekreationsmuligheder og drikkevandsinteresser samt et ønske om 

økologiske forbindelseslinjer i landskabet. Ligeledes findes der zoner hvor skovrejsning 

ikke er ønskelig. Dette er områder, der indeholder ”natur- og landskabsværdier eller 

kulturhistoriske værdier, der er uforenelige med skovrejsning” (Viborg-regionplan, 

2005: 117). På figur 6.1 ses det, at skovrejsning er uønsket i store dele af 

projektområdet. Regionplanen nævner ådale specielt som områder, hvor skovrejsning er 

uønsket. Der er imidlertid også et større område i forbindelse med den allerede 

eksisterende skov, Kompedal Plantage, hvor skovrejsning er ønsket, figur 6.1. Sker der 


en skovrejsning i dette område, vil det betyde en lavere udvaskning af kvælstof fra 

oplandet til Karup Å. 

Figur 6.1. Regionplanens udpegede områder for skov (Viborg-GIS, 2005; Ringkøbing- 

GIS, 2005). 

Vådområder 

Vådområder er en fællesbetegnelse for søer, moser, våde enge, sumpskove, rørskove 

mm. Etablering af vådområder har været et virkemiddel i vandmiljøplanlægningen siden 

VMP II, og dette virkemiddel har stadigvæk en høj prioritet (DFFE, a, 2005). Idéen med 

vådområder er, at denitrifikation fremmes ved, at der skabes iltfrie forhold ved eller i 

åen. Når vandet transporterer kvælstoffet gennem disse områder, vil kvælstofkoncentrationen 

i vandet således falde og i sidste ende bliver der udledt mindre kvælstof 

til recipienten. Vådområdet behøver dermed ikke placeres, hvor udvaskningen af 

kvælstof er højest, men der hvor det får mulighed for at nedsætte nitratkoncentrationen 

mest. I figur 6.2 ses det, at der i regionplanen er planlagt mindre vådområder i 

projektområdet. Derudover er der planlagt et større vådområde nedstrøms for 

projektområdet. Ved at placere vådområdet tæt på åens munding er der mulighed for at 

fjerne mere kvælstof, da der her, alt andet lige, vil være opsamlet en større mængde fra 

oplandet, sammenlignet med længere opstrøms. Dette område er i regionplanen udlagt 


til potentielt vådområde og der er igangsat forundersøgelser. Vådområder fjerner ifølge 

Grant (2002) 350 kg N pr. ha årligt. I VMP II var der sat krav om, at vådområder skulle 

fjerne mindst 200 kg N pr. ha årligt. Dette krav er i VMP III nedjusteret til 100 kg N pr. 

ha årligt. Dette skete både for at øge antallet af potentielle vådområder og der skete en 

erkendelse af, at vådområder ikke er så effektive som først antaget (Vandmiljøplan III, 

2004). Vådområder kan oprettes på områder afsat til formålet i regionplanen, figur 6.2, 

eller privatpersoner kan selv tage initiativ, og f.eks. ansøge om en MVJ-aftale. 

Figur 6.2. Regionplanens udpegede potentielle vådområder (Viborg-GIS, 2005; 

Ringkøbing-GIS, 2005). 

Projektområdet består hovedsagligt af sandjord, som ikke er så velegnet til vådområder 

(DMU, c, 2005). I ådalen er der imidlertid forekomster af humus, hvilket betyder, at 

vådområder kunne oprettes her. Da der ifølge regionplanen ikke er udlagt væsentlige 

områder til vådområder i projektområdet, vil disse ikke undersøges nærmere som et 

muligt tiltag. 


Særlig Følsomme Landbrugsområder 

Særlig Følsomme Landbrugsområder (SFL) udpeges af amterne som områder, hvor der 

skal fremmes ekstensiv landbrugsdrift. De udpeges i områder, hvor en ekstensiv 

landbrugsdrift vil give størst gavn for bl.a. naturområder, grundvand, kystområder mm. 

Måden den ekstensive landbrugsdrift fremmes på er, at det for landmænd inden for 

SFL-områder er muligt at indgå miljøvenlige jordbrugsforanstaltninger (MVJ). 

Formålet med MVJ-aftaler er, foruden at forbedre miljøet og miljøplanlægningen, bl.a. 

at nedsætte udvaskningen af kvælstof (DFFE, b, 2005). Landmanden skal selv ansøge 

amtet om at indgå en MVJ-aftale, og regionplanens zonering giver amtet en retningslinje 

at følge i forhold til bevilling. Inden for SFL-områderne bliver Natura 2000områderne 

prioriteret højest ved ansøgning om en MVJ-aftale (Bekendtgørelse MVJ, 

2005: bilag 1). Natura 2000 er en række EU-direktiver, der har et overordnet mål om at 

stoppe forringelsen af biodiversiteten. Under Natura 2000-områderne findes habitat- og 

fuglebeskyttelsesområderne, der bliver højt prioriteret af regeringen (DFFE, c, 2005; 

SNS, c, 2005). 

Figur 6.3. Regionplanens udpegede SFL-områder og Natura 2000-områder (Viborg- 

GIS, 2005; Ringkøbing-GIS, 2005). 

På figur 6.3 kan det ses, hvilke områder i Karup Ås opland, der er SFL-områder. Det 

ses, at dette inkluderer det ånære område, hvor udvaskningen af kvælstof til åen er 


højest. Det ses endvidere, at ikke alle de ånære områder er udpeget som SFL-områder, 

hvilket kunne skyldes, at amterne ikke har ment at landbrugsdriften i disse områder 

udgør en nævneværdig trussel overfor naturen, grundvandet mv. De ikke udpegede 

ånære områder er hovedsagelig i tilknytning til mindre tilløbsåer. Det fremgår endvidere 

af figur 6.3, at de ånære områder langs den nederste del af Karup Å er registreret som 

Natura 2000-område. 

I tabel 6.2 ses de forskellige indgreb, der kan indgå i en MVJ-aftale, og hvor meget det 

forventes, at de kan reducere kvælstof udvaskningen. 

Tabel 6.2. Mulige MVJ-aftaler og deres forventede kvælstofudvaskningsreduktion 

(Grant, 2002: 9). 

Aftale Reduktion kg N pr. ha årligt 

Nedsat N-tilførsel 45 

Græsordninger 8 

20-årig udtagning af agerjord 63 

Ændret afvanding 80 

Sørestaurering 360 

Udlæg af rajgræs 25 

Dyrkn. uden bekæmpelsesmidler 0 

Amtet indgår en aftale med landmanden om, hvilke af disse restriktioner der pålægges 

bedriften, og en passende erstatning bliver givet. Det er ikke alle disse indgreb, der er 

anvendelige i forbindelse med projektområdet i denne rapport, bl.a. er der ikke 

mulighed for at foretage søresteaurering, og dyrkning uden bekæmpelsesmidler giver 

ingen reduktion af kvælstofudvaskningen. Den ændrede afvanding drejer sig om at 

fjerne dræn fra marken, og derved mindske den hastighed, hvorved vandet når åen, 

således at en større del af kvælstoffet kan denitrificeres. Denne mulighed er heller ikke 

relevant i forhold til denne rapport, da dræn hovedsagelig anvendes på lerede jorder 

(Knudsen et al., 2000: 102), og undersøgelsesområdet, som nævnt, hovedsagligt består 

af sandede jorde. De fire indgreb, der kunne være relevante i denne rapport, bliver 

derfor nedsat N-tilførsel, græsordningen, 20-årig udtagning af agerjord og udlæg af 

rajgræs. 

Ved nedsat N-tilførsel må der maksimalt tilføres jorden 60 % af normen 

(Bekendtgørelse MVJ, 2005: § 39). Dette sker ved nedsættelse af gødningsmængden. 

Herved fås et lavere høstudbytte, men tiltaget mindsker samtidig også udvaskningen af 

nitrat, da der er mindre nitrat til stede i jorden. Græsordninger er ordninger, hvor jorden 

anvendes til afgræsning med dyr, men ikke ellers dyrkes eller tilføjes gødning. 20-årig 

udtagning af agerjord betyder, at jorden ikke dyrkes og derved tilføjes der ikke 

kvælstof, som kan udvaskes. Rajgræs er en efterafgrøde, som begrænser kvælstofudvaskningen 

fra ellers bare marker (Jørgensen et al., 2003: 93). Ifølge VMP III 

planlægges der på landsplan en reduktion på 400 t kvælstof gennem MVJ-aftaler, ud af 

den samlede reduktion på 21.150 t, hvilket udgør 1,9 % af reduktionen, svarende til en 

reduktion på 0,25 % af den samlede nationale kvælstofudvaskning. 


6.3 Scenarier 

I det følgende vil det blive undersøgt, hvordan de arealbaserede virkemidler, der er 

blevet gennemgået, kunne tænkes at påvirke udvaskningen af kvælstof i projektområdet. 

Derfor vil der blive opsat fem scenarier, hvor virkemidlerne på forskellig vis blive 

implementeret i oplandet. Dette vil blive gjort både med henblik på at vurdere, hvorvidt 

den målsatte reduktion kan opnås med de eksisterende planer og for at undersøge, 

hvilken arealanvendelse, der har den største effekt på udvaskningen af kvælstof i 

projektområdet. Tilslut vil de forskellige scenarier blive diskuteret op mod hinanden og 

mod de reduktionsmål, der tidligere er blevet præsenteret. Ifølge VMP III planlægges 

der på landsplan en total kvælstofreduktion på 21.150 t over de næste 10 år, svarende til 

13 % af den samlede udvaskning. En væsentlig del af denne reduktion skal opnås med 

ikke arealspecifikke midler, såsom strammere regler for efterafgrøder og en forventet 

reduktion som følge af strukturudvikling, se tabel 6.1. En mindre del af reduktionen skal 

opnås med vådområder, skovrejsning og MVJ-aftaler (Vandmiljøplan III, 2004). Der vil 

i scenarierne blive set bort fra vådområder, da områder hvor det er muligt, udgør så lille 

en del af det samlede projektområde. 

Der vil nu opstilles fem scenarier på baggrund af de tiltag, der blev opstillet i VMP III. 

Det kom frem i ovenstående, at MVJ-aftaler og skovrejsning er det aktuelle arealspecifikke 

virkemiddel i oplandet til Karup Å. Af denne grund er der lavet 3 scenarier, 

der illustrerer effekten af forskellige kombinationer af MVJ-aftaler. Først undersøges, 

hvordan kvælstofudvaskningen ville være, hvis der ikke blev dyrket i hele det område, 

som står for hoveddelen af udvaskningen, dvs. inden for en afstand af 1 km fra åen. Det 

er altså tale om at give et bud på den referencetilstand, der ville være i Karup Å uden 

den menneskelige påvirkning. Derudover er der lavet et scenario, der undersøger 

effekten af skovrejsning som virkemiddel. 

Scenario 1 – 1 km dyrkningsfri bræmmer 

I det første scenario ønskes det at bestemme den maksimale reduktion, der kan være i 

det udpegede område. Dette gøres for at give et bud på, hvilken kvælstofkoncentration 

der ville være i Karup Å uden den menneskelige indflydelse. Målet for Vandrammedirektivet 

er, at vandmiljøet kun er ubetydeligt eller slet ikke påvirket af menneskelig 

aktivitet (Baattrup-Pedersen et al., 2004: 21). Af denne grund er det interessant at finde 

ud af, hvor stor reduktionen kan være, ligeledes som dette scenario kan bruges som en 

referencetilstand for de næste scenarier. Det er ikke sandsynligt, at dette scenario vil 

gennemføres i virkeligheden. For det første vil det være meget dyrt at betale erstatning 

til alle jordejere. For det andet er de fleste virkemidler, som beskrevet ovenfor, baseret 

på frivillig deltagelse, hvilket også gælder udtagelse af jord til dyrkningsfrie områder. 

Desuden skal der tages hensyn til andre interesser end vandmiljøet, eksempelvis 

landbrugsinteresser og økonomiske interesser. 

I dette scenario udlægges der 1 km dyrkningsfri bræmmer omkring hele åen, da der 

ifølge henfaldsmodellen kun er mindre end en promille af udvaskningen fra rodzonen i 

områder over 1 km væk fra åen, der ender i åen. Arealet af det hydrologiske opland, der 

ligger inden for en km fra åen er beregnet til 25.404 ha. Ved at indføre dyrkningsfrie 

bræmmer i denne zone, vil det være muligt reducere landbrugsaktivitetens indflydelse, 

så den bliver ubetydelig. Kvælstofudvaskningen for den dyrkningsfrie bræmme er sat til 


15 kg N pr. ha årligt, hvilket er et gennemsnitstal for kvælstofudvaskningen for 

''permanent græs, skov mv." på grovsandet jord (Østergaard, 2000: 28). 

Scenario 2 – 10 m dyrkningsfri bræmmer 

I VMP III er der planlagt at etablere 10 m dyrkningsfri bræmmer omkring en lang 

række danske vandløb, og det forventes at der bliver udlagt ca. 50.000 ha til dette 

formål på landsplan. Dette gøres for at reducere fosforudvaskningen, men pga. 

betydning af arealet tættest på åen i forhold til kvælstofsudvaskningen, forventes det, at 

der også vil være en mærkbar effekt herpå. Bræmmerne etableres ved frivillig 

omfordeling af brakmarker, så der skal ikke uddeles ekstra erstatninger, men der laves 

også et tillæg til MVJ-aftaler om randzoner for at gøre det mere attraktivt at deltage, og 

disse kræver selvfølgelig erstatning (Vandmiljøplan III, a, 2004). Der udlægges 10 m 

bræmmer omkring hele åen, og udvaskningen fra disse arealer sættes til 15 kg N pr. ha 

årligt. 

Scenario 3 – MVJ-aftaler i Natura 2000-områder 

Det tredje scenario opstilles ud fra de eksisterende SFL-områder og de tiltag, der kan 

foretages indenfor disse. De områder, der er defineret som Natura 2000 områder, har 

som nævnt højeste prioritet, når der ansøges om at indgå en MVJ-aftale. Regeringen har 

afsat ekstra midler til at imødekomme MVJ-ansøgninger fra disse områder, så selvom 

det er et dyrt virkemiddel, er der politisk vilje til at efterkomme ønskerne (DFFE, d, 

2005). Derfor undersøges, hvilken effekt det vil have på kvælstofudvaskningen til 

Karup Å, hvis der blev lavet MVJ-aftaler i alle Natura 2000 områder. Der ses igen kun 

på de områder, der ligger inden for 1 km fra åen, da effekten fra MVJ-aftaler uden for 

dette område ikke forventes at have betydelig indflydelse på udvaskningen. Det antages 

i dette scenario, at alle inden for dette område vil ansøge om en MVJ-aftale. Da MVJaftaler 

bygger på frivillighed, er det ikke sandsynligt at alle i et område vil indgå aftale, 

men denne udregning vil give en indikation af, hvilken reduktion i kvælstofudvaskning, 

der kunne opnås. 

Reduktion i kvælstofudvaskning ved de forskellige MVJ-aftaler blev vist i tabel 6.2, 

hvor det ses, at der er stor forskel på hvor meget de forskellige typer af MVJ-aftaler 

reducerer udvaskningen. Det har ikke været muligt at bestemme fordelingen af de 

forskellige typer MVJ-aftaler i forhold til det samlede antal. Derfor er det valgt at bruge 

gennemsnitsreduktionen fra de fire aftaletyper: Reduceret N-tilførsel, græsordningen, 

20-årig udtagning af agerjord og udlæg af rajgræs. Da reduktionen bygger på en 

gennemsnitsbetragtning betyder det, at resultatet er behæftet med en vis usikkerhed. 

Den reduktion, der kan forventes i de pågældende SFL-områder kommer selvfølgelig til 

at afhænge af, hvor stor en andel af de forskellige aftaletyper, der bliver indgået. Hvis 

der indgås mange aftaler med en lille reduktion, så vil effekten blive mindre end 

beregnet i scenariet og hvis der indgås mange med en høj reduktion vil effekten blive 

højere. Den gennemsnitlige reduktion for de fire MVJ-aftaler er udregnet til at være på 

32 kg N pr. ha årligt. 

Scenario 4 – MVJ-aftaler målrettet mod områder med højest 

udvaskning 

Dette scenario tager udgangspunkt i de områder, hvor belastningsopgørelsen viser, at 

den største udvaskning findes. På figur 5.7 kunne det ses, hvilke områder der bidrager 


med den største udvaskning på 80 til 110 kg N pr. ha. årligt. Denne opgørelse giver 

mulighed for at målrette tiltagene mod de områder, der står for størstedelen af kvælstofudvaskningen. 

Områderne med en udvaskning på mere end 80 kg N pr. ha årligt udgør 

et areal på 1.400 ha inden for en km fra åen. SFL-områder indenfor 1 km fra åen udgør 

12.500 ha. Arealmæssig udgør områderne med stor udvaskning kun ca. 11 % af de 

nuværende SFL-områder indenfor 1 km fra åen. Der er ikke fuldstændigt sammenfald 

mellem disse to områder, men hovedparten af de højtbelastende områder ligger indenfor 

SFL-områderne. For at indgå i en MVJ aftale, er det en betingelse, at det ønskede areal 

ligger i et SFL-område. Scenariet beregnes ud fra, at der sker en omlægning af alle de 

højtbelastende områder, hvor der udledes mere end 80 kg N pr. ha. I beregningen vil der 

ikke blive skelnet mellem om de højtbelastede områder ligger indenfor SFL-områderne 

eller ej. Ligesom ved scenario 3 sættes reduktionen som følge af MVJ-aftaler, til at være 

gennemsnittet af de fire relevante MVJ-aftaler, 32 kg N pr. ha årligt. I Viborg Amt er 

der i ca. 12 % af alle de udpegede SFL-områder indgået MVJ-aftaler, udregnet ud fra 

data fra Viborg-GIS (2005). Selve arealet af landbrugsjord, der omlægges til MVJområde, 

er derfor realistisk. Det er imidlertid ikke realistisk at regne med, at de MVJområder 

der oprettes, kun bliver etableret i de områder, hvor belastningen er størst. Det 

skyldes, at en høj udvaskning ikke er afgørende for om der laves en MVJ-aftale, men 

hvorvidt landmanden ønsker at oprette en. Udregningen kan imidlertid give en 

indikation af, hvor høj en reduktion det kan forventes, hvis MVJ-aftalerne indgås, 

således, at de er mest effektive i forhold til reduktion af udvaskningen af kvælstof. 

Scenario 5 – Skovrejsning 

Dette scenario tager udgangspunkt i, at der laves skovrejsning i alle de områder indenfor 

1 km fra åen, hvor skovrejsning er ønsket. Det er tidligere nævnt, at der findes et større 

område, i forbindelse med et allerede eksisterende skovområde, hvor skovrejsning er 

ønsket, og i dette scenario plantes der skov i dette område. Det område, der bliver 

dækket med skov er 2.586 ha. Ligesom med MVJ-aftalerne baserer skovrejsning sig på 

frivillighed fra jordejernes side og det virker derfor en anelse usandsynligt, at alle de 

jordejere der ligger indenfor det berørte landbrugsområde vil indgå en 

skovrejsningsaftale. Scenariet er derfor udelukkende opstillet for at vurdere, hvordan 

skovrejsning vil påvirke udvaskningen. Skoven vil udover at reducere kvælstofudvaskningen 

også hindre tilførsel af sprøjtemidler. Skovrejsning er bl.a. derfor et 

virkemiddel i forhold til at sikre at grundvandet er rent nok til drikkevand. Yderligere 

sikrer skoven biodiversiteten, idet den er tilflugtssted for dyr og idet den danner 

levested for planter (Viborg-regionplan, 2005: 116). 

6.3.1 Beregning af scenarier 

Effekten af de fem scenarier er beregnet ud fra de tidligere anvendte modeller og 

beregningerne er derfor foretaget på baggrund af det hydrologiske opland. I det 

følgende gennemgås, hvordan scenarierne er beregnet og resultaterne vurderes. 

• Scenario 1 - Der er taget udgangspunkt i resultatet fra Viborg Amts model, figur 

5.1. Her er udvaskningen for alle områder indenfor 1 km fra åen sat til at være 

15 kg N pr. ha. Dette multipliceres herefter med den fundne udvaskningsfaktor, 

figur 5.5, og den totale udvaskning er fundet ved summering af udvaskningen 

fra alle cellerne. 


• Scenario 2 - Bræmmebredden på 10 m er mindre end cellestørrelsen i 

beregningsgridet. Derfor kan beregningen ikke forgå direkte gennem 

modellerne, hvorfor en anden metode er benyttet. Arealet af de 10 m bramme 

langs hele åen er beregnet til 611 ha, og dette multipliceres med en udvaskning 

på 15 kg N ha. Det samme areal er fundet i Viborg Amts model, figur 5.1, og 

den samlede belastning fra dette område er beregnet. Differensen mellem disse 

to resultater er så reduktionen. Henfaldsmodellen bliver derfor ikke anvendt i 

dette scenario, hvilket ikke anses for et problem da det drejer sig om områderne 

langs åen, hvor udvaskningen er tæt på 100 %. 

• Scenario 3 og 4 - De områder, hvor der indgås MVJ-aftaler identificeres og 

tildeles værdien 32 kg N pr. ha. Dette subtraheres fra resultatet af Viborg Amts 

model, hvis celleværdien bliver mindre end nul, ændres den til nul. Dette 

forekommer, hvis udvaskningen før var beregnet til under 32 kg N pr ha. Herpå 

multipliceres med udvaskningsfaktoren, og cellerne summeres for at få den 

samlede udvaskning. 

• Scenario 5 - De områder, hvor skovrejsning er ønsket og som ligger indenfor 1 

km fra åen identificeres og tildeles udvaskningen 15 kg N pr. ha. Dette 

multipliceres herefter med den fundne udvaskningsfaktor, figur 5.5, og den 

totale udvaskning findes ved summering af udvaskningen fra alle cellerne. 

6.3.2 Resultater af beregningerne 

Den procentvise reduktion af den samlede kvælstofudvaskning bestemmes ved 

sammenligning af målingerne fra Nørkær Bro, der viser en udvaskning på 532 t N pr. år 

fra projektområdet. Resultatet kan ses i tabel 6.3. VMP III trådte i kraft i 2004, men den 

beregnede udvaskning fra 2003 bliver anvendt i det følgende, da det ikke har været 

muligt at skaffe nyere data. Det kan derfor forventes, at der regnes på en udvaskning, 

der er større, end den vil være, når de fulde effekter af VMP II kan observeres. 

Det ses, at scenario 1 giver en reduktion på 75,4 % af den oprindelige mængde 

udvasket. En udvaskning på 131 t N pr. år kan således ses som en referencesituation for 

Karup Ås hydrologiske opland, altså hvor den menneskelige påvirkning er ubetydelig. 

Denne udvaskning er interessant at kende, da vandmiljøet i Danmark inden år 2015 

ifølge VRD skal leve op til en god økologisk tilstand, hvor den menneskelige 

påvirkning ikke eller knapt kan spores. Det er selvfølgelig værd at være opmærksom på, 

at den gode økologiske tilstand som VRD kræver, ikke kun skal opsættes på baggrund 

af denne kemiske indikator, men også på baggrund af biologiske og hydromorfologiske 

indikatorer. Det er imidlertid stadig vigtigt at kende denne kemiske indikator og denne 

undersøgelse har vist en måde dette kan gøres på. For at målsætningen i VRD skal 

opfyldes er det nødvendigt, at der som i dette scenario udtages 25.404 ha og at dette 

laves om fra landbrugsjord til dyrkningsfrie bræmmer. Dette svarer til 63 % af det 

samlede landbrugsreal i oplandet. Hvis denne angivelse svarer til situationen for 

Danmark som helhed og 63 % af landbrugsarealet skal tages ud af produktionen, virker 

det ganske urealistisk, at VRDs målsætning kan nås inden for 2015, da det ville kræve 


mange penge at opfylde den. Det er selvfølgelig ikke kun en ændring i arealanvendelsen, 

der er virkemidlet i VMP III og derfor er en total ændring i 

arealanvendelsen ikke nødvendigvis den eneste måde denne reduktion kunne nås på, 

eksempelvis kunne nogle af de ikke arealbaserede tiltag anvendes i højere grad for at 

opnå reduktionen. Det virker imidlertid stadig urealistisk, at Danmark skal kunne 

nedsætte udvaskningen af kvælstof med 75 % inden for de næste 10 år, som scenariet 

beregner, for at opfylde VRDs målsætning. Dette skal både ses i lyset af, at den 

reduktion på 50 %, der er opnået indtil nu, har været 20 år undervejs og at den reduktion 

der gennem vandmiljøplanerne er blevet opnået har reduceret udvaskningen på de 

områder, hvor det har været lettest. Derudover operer VMP III med, at udvaskningen 

skal reduceres med 13 % og Limfjordsamterne med en reduktion på 33 %, det er altså 

ikke muligt, at opnå en udvaskningsreduktion på 75 %, som det ville kræve i oplandet 

til Karup Å, med de nuværende planer. 

Tabel 6.3. Reduktion fra de forskellige scenarier, Limfjordsamternes målsætning og 

VMP IIIs målsætning. 

Scenario Udvaskning 

(t N) 

Reduktion 

(t N) 

Reduktion 

(%) 

1 131 401 75,4 

2 501 32 5,9 

3 513 19 3,6 

4 488 44 8,3 

5 502 31 5,7 

VMP III 463 69 13 

Amterne 356 175 33 

I scenario 2, 3 og 4 blev det undersøgt, hvordan MVJ-aftaler kan anvendes som 

virkemiddel. I scenario 2 blev der etableret 10 meter dyrkningsfrie bræmmer og det kom 

frem, at dette ville nedsætte udvaskningen med 32 t N. Scenario 3 tog udgangspunkt i, 

at der blev indgået MVJ-aftaler i alle de udlagte SFL-områder hvilket ville reducere 

udvaskningen med 19 t N. I scenario 4, det sidste scenario, der tog udgangspunkt i 

MVJ-aftaler som virkemiddel, blev det vist, at en fuld udbygning af MVJ-aftaler i de 

udpegede SFL-omåder vil nedsætte udvaskningen af kvælstof med 44 t N. For alle tre 

scenarier gælder det, at ingen af disse nedsætter udvaskningen så meget som 1 km 

dyrkningsfrie bræmmer, tabel 6.3. Det er imidlertid værd at bemærke, at der er stor 

forskel på størrelsen af arealet, hvor arealanvendelsen ændres i de forskellige scenarier. 

Det ses imidlertid, at alle de opstillede scenarier reducerer udvaskningen med mere end 

0,25 %, som var reduktionsmålet for MVJ-aftaler i VMP III. Scenario 1 viser derudover 

en reduktion, der overgår VMP III’s samlede reduktionsmål på 13 % og Limfjordsamternes 

reduktionsmål på 33 %, alene ved brug af MVJ-aftaler, men scenariet vurderes 

ikke at være gennemførligt. Opstillingen af scenarierne viser, at det ved brug af MVJaftaler 

er teoretisk muligt at reducere kvælstofmængden i åen mere end målet er for 

MVJ-aftaler. Da MVJ-aftaler bygger på frivillighed og i scenario 2, 3 og 4 er der 


forudsat 100 % deltagelse, er dette dog ikke sandsynligt. I Viborg Amt er der ca. 12 %, 

af landmændene indenfor SFL-områderne, der har tilsluttet sig en MVJ-aftale. Det må 

derfor forventes, at den reelle deltagelsesgrad bliver mindre og dermed også den 

reduktion, der kan opnås ved hjælp af MVJ-aftaler. Det betyder, at der i virkeligheden 

vil blive større overensstemmelse mellem de politiske målsætninger og den faktisk 

opnåede reduktion. Der er heller ikke afsat penge nok til, at MVJ-aftaler skal dække 

100 % af de arealer, der er udpegede som SFL-områder. Det kan imidlertid ud fra 

opstillingen af scenarierne ses, at den reduktion der kan opnås gennem MVJ-aftaler i 

SFL-områder er mellem 10-20 gange større, end den reduktion, det er nødvendigt at 

have for at opfylde VMP III ved hjælp af MVJ-aftaler. For at reduktionsmålet for VMP 

III skal kunne opfyldes, er det derfor nødvendigt, at der oprettes MVJ-aftaler inden for 

omkring en femogtyvendedel af de etablerede SFL-områder, hvis de placeres som i 

scenario 2 og 4. Det kan også opnås, hvis der oprettes MVJ-aftaler i omkring en 

tiendedel af de etablerede Natura 2000-områder, altså som i scenario 3. På denne 

baggrund virker det sandsynligt, at vandmiljøplanens mål kan nås i forhold til MVJaftaler, 

uden der sker en udvidelse af de eksisterende SFL-områder. 

I scenario 5 bliver der plantet skov og det ses, at dette tiltag kan nedsætte udvaskningen 

af kvælstof med 5,7 % såfremt, der bliver plantet skov i hele det område, der er blevet 

udpeget til muligt skovområde. Også i dette scenario er der tale om, at reduktionsmålet 

på 0,56 % kan nås ved hjælp af skovrejsning, ifølge VMP III, tabel 6.3. Som i scenario 

2, 3 og 4 er der også her tale om, at virkemidlet bygger på frivillighed fra jordejerne og 

det er derfor ikke sandsynligt, at en fuld tilslutning til etablering af skov i de udpegede 

områder opnås. For at reduktionsmålet på 0,56 % for skovrejsning skal kunne nås i 

oplandet til Karup Å, kan det ud fra scenariet ses, at det er nødvendigt, at der plantes 

skov i omkring en tiendedel af det område, der er udlagt til skovrejsning. Hvorvidt dette 

er realistisk eller ej er svært at vurdere, da der ikke er lavet opgørelser over, hvor stor en 

del af landmændene, der generelt ønsker at deres landbrugsjord bliver tilplantet. 

6.3.3 Sammenligning af scenarierne 

For at have en mulighed for at sammenligne scenarierne, er den reduktion, de står for, 

blevet sammenlignet med det areal, der bliver gjort brug af, tabel 6.4. Det ses af 

tabellen, at langt den største reduktion opnås gennem scenario 2 og scenario 4, altså 

udlægning af 10 meter dyrkningsfrie bræmmer og etablering af MVJ-aftaler i de 

områder, hvor belastningen er størst. Af disse tiltag er det mest effektive udlægningen af 

10 meter bræmmer, der fjerner 52,4 kg N pr. ha årligt, mod 31,4 kg N pr. ha årligt. for 

målretning af MVJ-aftaler mod områder med en udvaskning på over 80 kg N pr. ha. 

Disse tiltag kan mest effektivt begrænse udvaskningen af kvælstof, idet indsatsen bliver 

koncentreret i de områder, der ligger tættest på åen, og hvor udvaskningen af kvælstof 

derfor er størst. Den laveste udvaskningsreduktion opnås ved etablering af MVJ-aftaler i 

Natura 2000-områder. En del af de udlagte Natura 2000-områder ligger i udkanten af 

det område, der bidrager til udvaskningen af kvælstof til Karup Å, hvilket kan forklare, 

at dette scenario giver en lav reduktion pr. ha. Derfor er det gennemsnitligt ikke så 

effektivt, at etablere MVJ-aftaler i Natura 2000-områderne. Det ses ligeledes, at 

udlægning af 1 km bræmmer med en gennemsnitlig reduktion på 15,8 kg N pr. ha årligt. 

er lidt mere effektiv end skovrejsning, der gennemsnitligt reducerer udvaskningen med 


12 kg N pr ha årligt. Årsagen til dette er igen, at det for begge virkemidler gælder, at en 

stor del af arealet ikke ligger i de ånære områder. For skovrejsning gælder det, at dette 

er uønsket i store dele af området langs åen. Det kan derfor ud fra scenarierne ses, at 

skovrejsning ikke er nær så effektivt et middel til at reducere udvaskningen af kvælstof i 

oplandet til Karup Å, da det ikke er muligt, at etablere skovområder en stor del af 

ådalen, hvor belastningen er størst. 

Tabel 6.4. Gennemsnitlig reduktion af kvælstof fra de forskellige scenarier og det 

anvendte areal. Den gennemsnitlige reduktion er udregnet som den totale reduktion, 

tabel 6.3, divideret med det areal, hvor arealanvendelsen er blevet ændret i scenariet. 

Scenario Anvendt areal (ha) Reduktion (kg N pr. ha årligt) 

1 25.404 15,8 

2 611 52,4 

3 2.575 7,4 

4 1.400 31,4 

5 2.586 12,0 

Sammenlignes scenarierne med hinanden ses det, at det gennemsnitligt er syv gange så 

effektivt at etablere 10 m bræmmer langs åen, end det er at etablere MVJ-aftaler i 

Natura 2000-områderne. Der ligger imidlertid en tynd stribe Natura 2000-område i 

ådalen og det må formodes, at denne del af Natura 2000-områderne har en reduktion der 

svarer til den bræmmerne har, da det drejer sig om det samme område. Det skal 

imidlertid bemærkes, at de 10 meter bræmmer udelukkende kan etableres i 611 ha af 

oplandet, svarende til 1 % af det samlede areal. Det er derfor ikke muligt, at opnå denne 

høje reduktion særligt mange steder. For planlægningen indikerer det imidlertid, at det 

vil være mest effektivt, i forhold til udvaskningen af kvælstof, at koncentrere indsatsen 

omkring de helt ånære områder, fordi reduktionen pr. ha her er højest. Det er imidlertid i 

denne vurdering også vigtigt at være opmærksom på, at modelberegningerne er 

foretaget ud fra afstanden til åen. Derfor er det ikke så mærkeligt, at det resultat der 

kommer frem ved analyse af scenarierne viser, at afstanden til åen er af stor betydning. 

Det anses ikke som et problem, da det empirisk er blevet bevist, at der er en 

sammenhæng mellem andelen af kvælstof udvasket fra rodzonen, der ender i åen og 

afstanden til åen. Limfjordsamterne arbejder i øjeblikket på en plan for, hvordan de skal 

nå den målsætning, der er blevet sat op for oplandet til Limfjorden, med reduktionen i 

kvælstofudvaskningen på 33 %, som bliver offentliggjort sommeren 2006. I denne plan 

vil der blive arbejdet med at fokusere indsatsen i de helt ånære områder og ikke gøre så 

meget for at begrænse udledningen i de områder, der ligger langt fra åen (Pers. komm. 

Jens Ove Nielsen, 01.12.05). Denne plan passer derfor meget godt overens med de 

resultater, der er kommet frem gennem arbejdet med scenarierne og som i det 

foregående er blevet præsenteret. 



Det er i dette kapitel blevet gennemgået, hvilke planlægningsmæssige virkemidler, der 

findes i forbindelse med at begrænse udvaskningen af kvælstof. Der er blevet gået i 

dybden med de tre arealbaserede virkemidler: skovrejsning, etablering af vådområder 

og MVJ-aftaler i SFL-områder. I forhold til de eksisterende regionplaner er det kommet 

frem, at vådområder ikke er et velegnet tiltag i forbindelse med reduktion af 

kvælstofudvaskningen fra oplandet til Karup Å, da de potentielle vådområder ikke 

dækker et særlig stort areal af projektområdet. Der er imidlertid store områder udpeget 

som SFL-områder og mulige skovrejsningsområder. Tilslut blev der opstillet 5 

scenarier, hvor det blev undersøgt, hvordan de forskellige tiltag kunne tænkes, at 

påvirke udvaskningen af kvælstof til Karup Å. 


Konklusion 

Rapporten tager udgangspunkt i, at udledning af kvælstof i store koncentrationer giver 

problemer i marine områder. Det er landbruget, der står for størstedelen af denne 

udledning, og formålet med rapporten har derfor været at undersøge præcist, hvilke 

områder kvælstofudvaskningen kommer fra og hvordan den kan reduceres. Der er taget 

udgangspunkt i oplandet til Karup Å, der udleder kvælstof til Skive Fjord og som 

derved er medvirkende til at skabe iltsvind. Med dette udgangspunkt blev der opstillet 

følgende problemformulering: 

Hvordan kan en ændring i landbrugets arealanvendelse i oplandet 

til Karup Å mindske udvaskningen af kvælstof til Skive Fjord? 

Hertil blev der stillet to hjælpespørgsmål: 

1. Hvor stor er kvælstofbelastningen i projektområdet og hvordan er denne rumligt 

fordelt? 

2. Hvilke arealbaserede virkemidler er egnede til reducere kvælstofudvaskningen i 

oplandet til Karup Å og hvad er effekten af disse? 

Undersøgelsen af oplandet har vist, at jordbunden består af højpermeabelt, grovkornet 

materiale, hovedsageligt sand. Det har den effekt, at størstedelen af nedbøren perkolerer 

gennem de dybere jordlag i stedet for at løbe af overfladisk. Derved bliver det 

udvaskede kvælstof også transporteret gennem undergrunden, hvorved der er mulighed 

for, at kvælstoffet når den reducerende zone og bliver denitrificeret. Da størstedelen af 

den nedbør, der ikke fordamper, perkolerer gennem undergrunden, betegnes Karup Å 

som grundvandsfødt, og det viste sig, at der var en kraftig korrelation mellem nedbøren 

et år og udvaskningen af kvælstof det samme år. Derfor vil resultatet af evt. ændrede 

landbrugspraksisser allerede kunne ses indenfor et år. 

Udvaskningen af kvælstof fra projektområdet blev modelleret ved hjælp af en 

sammenstilling af to modeller, Viborg amts udvaskningsmodel og en henfaldsmodel. 

Udvaskningsmodellen udpeger de områder, hvor der var størst udvaskning af kvælstof 

fra rodzonen. Henfaldsmodellen blev opstillet ud fra den antagelse, at afstanden til åen 

7 Konklusion 99

var af stor betydning for andelen af kvælstof, der blev reduceret undervejs. Den samlede 

belastning fra rodzonen og koncentrationen af kvælstof i åen blev brugt til kalibrering af 

henfaldsmodellen, der angiver, hvor stor en del af det udvaskede kvælstof, der bliver 

reduceret inden det når frem til åen. Henfaldsmodellen viste, at der fra områder længere 

væk end ca. 1 km fra åen, højest er en promille af kvælstoffet udvasket fra rodzonen, 

der ikke bliver denitrificeret. 

I en vurdering af de virkemidler til kvælstofreduktion, der indgår i Vandmiljøplan III, 

blev det fundet, at kun en begrænset del af reduktionen skulle komme fra arealbaserede 

virkemidler. Det kom i denne vurdering frem, at skovrejsning og oprettelse af MVJaftaler 

er de arealbaseret virkemidler, der vil kunne anvendes i oplandet. Disse 

virkemidler blev undersøgt gennem opsætningen af fem scenarier. Her kom det frem, at 

den målsætning Vandmiljøplan III opererer med, kan opfylde for MVJ-aftaler, hvis 4 % 

af de samlede SFL-områder, eller 10 % af de udpegede Natura 2000-områder, får 

oprettet MVJ-aftaler. For skovrejsning gjorde det sig gældende, at der i en tiendedel af 

de udpegede skovområder skulle ske skovrejsning, hvis målsætningen skulle opfyldes. 

Virkemidlerne blev også sammenlignet og her kom det frem, at det tiltag, der mest 

effektivt ville kunne reducere udvaskningen fra oplandet, var oprettelse af 10 m 

bræmmer langs åen og MVJ-aftaler i de højest belastede områder, der vil reducere 

udvaskningen med gennemsnitligt med hhv. 52,4, og 31,4 kg N pr ha årligt. Dette skal 

ses over for en gennemsnitlig reduktion på 12 og 15,8 kg N pr ha årligt for hhv. 

skovrejsning og 1 km dyrkningsfrie bræmmer. Det virkemiddel, der mindst effektivt 

begrænsede udvaskningen var oprettelse af MVJ-aftaler i Natura 2000 områder, der 

gennemsnitligt kan reducere udvaskningen med 7,4 kg N ha. Det kom endvidere 

gennem arbejdet med de fem scenarier frem, at det for at opfylde Vandrammedirektivets 

målsætning vil være nødvendigt, at reducere udvaskningen fra oplandet med 75 %, 

hvilket svarer til, at 63 % af landbrugsarealet skal tages ud af produktion. Dette vurderes 

ikke til at være en mulighed, da denne reduktion skal ske inden 2015, hvor 

Vandrammedirektivet skal være fuldt implementeret og da hverken Limfjordsamternes 

målsætning og Vandmiljøplan III opererer med virkemidler nok til, at dette kan 

opfyldes. 

De virkemidler, der mest effektivt reducerer udvaskningen af kvælstof fra Karup Ås 

opland til Skive Fjord er derfor virkemidler, der begrænser udvaskningen til rodzonen i 

det ånære område, da det er her, belastningen er størst. 

Det er imidlertid værd at være opmærksom på, at der er blevet anvendt empiriske 

modeller med en lav detaljeringsgrad, og derfor skal resultat af belastningsopgørelsen 

ikke ses som en nøjagtig udpegning af de arealer, hvor tiltagene bør implementeres, 

men kun som en overordnet zonering af områder, hvor tiltagene vil have den bedste 

effekt. 

100 7 Konklusion

Perspektivering 

I denne rapport er der kommet et bud på hvilke områder i oplandet til Karup Å, hvor der 

bør foretages en indsats for at reducere kvælstofudvaskningen og derved forbedre 

vandmiljøet i Skive Fjord. Dette er gjort ved at estimere den rumlige fordeling af 

kvælstofbelastningen og opstille scenarier, som anvender forskellige virkemidler. 

Planlægning er midlet til at opnå en reduktion i kvælstofudvaskning, idet 

regionplanernes inddeling i zoner giver retningslinjer for, hvilke interesser der skal 

vægtes i området. Resultatet i denne rapport er kun et bud på, hvordan planlægningen 

kunne føres ud i livet. Der findes i virkeligheden mange modstridende interesser og da 

planlægning er politik, skal der ske en afvejning mellem dem alle. 

I denne rapport er interessen for vandmiljøet stillet i fokus og der er ikke blevet set på 

andre indgangsvinkler. Derfor er der blevet taget udgangspunkt i VMP III og EU’s 

VRD, der er vedtaget på nationalt plan og som derfor understøtter, at vandmiljøet har en 

høj prioritering i den danske planlægning. På vandmiljøområdet findes der imidlertid 

mange andre interesser, der skal tilgodeses, men som ikke er undersøgt i denne rapport. 

I det åbne land findes der også interessen for at frede nogle særligt værdifulde 

naturområder og sikre, at de kan forblive naturlige økosystemer. Natura 2000direktiverne 

er et eksempel på en sådan planlægning, hvor målet hovedsageligt er 

habitat- og fuglebeskyttelsesområder, selvom vandmiljøet også bliver tilgodeset. 

Hovedinteressen over for disse naturinteresser er landbrugets interesse i at have 

mulighed for, at anvende det åbne land til produktionen, og dermed uundgåeligt, 

påvirke vandmiljøet. I regionplanlægningen bliver disse modstridende ønsker opstillet 

mod hinanden og da de fleste tiltag mod kvælstofudvaskning involverer en betragtelige 

omkostninger for det offentlige, er det ikke altid vandmiljøet, der bliver tilgodeset mest. 

Der findes altså mange eksempler på interessekonflikter i forhold til vandmiljøet og 

planlægningen heraf fører derfor ofte til konflikter. 

Det er derfor en fordel at have så præcise data som muligt over, hvilke områder 

størstedelen af kvælstofbelastningen stammer fra, og hvordan forskellige ændringer i 

forhold til vandmiljøet kommer til at påvirke de forskellige interesser. Herved gøres det 

også nemmere at målrette indsatsen mod et afgrænset område og således sikre, at andre 

interesser ikke påvirkes mere end højest nødvendigt, samt at den planlægning, der 

gennemføres, opfylder de mål, der er blevet sat. 

8 Perspektivering 101

Virkemidlerne, der er undersøgt i rapporten, tilgodeser også andre interesser end 

reduktion af kvælstofudvaskningen. Vandmiljøplanlægningen er derfor et planlægningsområde, 

der er meget komplekst, idet de tiltag, der forbedrer vandmiljøet, også vil have 

en effekt på andre planlægningsområder. Skovrejsning vil være med til fiksere CO2 og 

dermed hjælpe med til at opfylde Danmarks forpligtelser i forbindelse med Kyotoaftalen. 

Skovrejsning indgår yderlig som virkemiddel i forhold til sikring af rent 

grundvand til drikkevand. Scenariet med 10 m bræmmer vil i forhold til VMP IIIs 

målsætninger om reduktion af fosfor, ligeledes være et virkemiddel, der ikke kun 

mindsker udvaskningen af kvælstof. Udtagning af jord fra landbrugsproduktion kunne 

også medføre større habitatområder for flora og fauna. Disse andre planlægningsområder 

har været en del af den danske vandmiljøplanlægning siden indførslen af VMP 

II, i 1998 (Christensen, 2002: 386). I den vurdering, der er foretaget af virkemidlerne i 

denne rapport, er der udelukkende blevet set på den indflydelse, de har på udvaskningen 

af kvælstof. Det er imidlertid værd at være opmærksom på, at de forskellige tiltag ikke 

kun har en effekt indenfor et planlægningsområde og i en samlet vurdering af 

virkemidlerne vil det også være nødvendigt at vurdere disse andre effekter. I forhold til 

den vurdering, der er lavet i denne rapport, kan det eksempelvis tænkes, at der med 

skovrejsning vil være flere interesser, der taler for anvendelsen af virkemidlet. Dette kan 

betyde, at det ville være mere effektivt, end vurderet i denne rapport, da det afhjælper 

flere problemer samtidigt. 

Danmark har som nævnt forpligtet sig til at opfylde målene fremsat i VRD. 

Reduktionsmålet opstillet i VMP III svarer imidlertid ikke til den reduktion, VRD 

kræver for at opnå en god økologisk tilstand i vandmiljøet inden år 2015. Det opstillede 

scenario 1 gav et bud på, hvordan kvælstofvaskningen til Karup Å kunne bringes ned på 

et naturligt niveau ved at udlægge 1 km dyrkningsfrie bræmmer rundt om vandløbet. 

For at opnå dette mål kræves det, at langt mere drastiske virkemidler tages i brug, end 

dem VMP III arbejder med. Størstedelen af reduktionen skal ifølge VMP III, komme fra 

strukturændringer og ikke fra arealspecifikke tiltag. Alle de arealspecifikke tiltag bygger 

på frivillighed, hvorfor det ikke kan forventes, at der er en fuld opbakning til disse. 

Desuden er der ikke afsat midler til, at alle landmænd inden for en afstand fra åen på 1 

km kan få erstatning. Det kan således diskuteres om, VMP III har de samme mål som 

VRD, og hvorvidt VRD er fuldt implementeret i den danske planlægning og samtidig 

også om VRD er for ambitiøst et mål at sætte sig i et udpræget landbrugsland som det 

danske. Rapporten kan ses som et bud på, hvor stor kvælstofreduktion det er muligt at 

opnå med de forskellige virkemidler. De fremsatte forslag kan indgå i den politiske 

diskussion af, hvilke reduktioner der ønskes opnået og hvilke virkemidler, de skal opnås 

med. Rapporten konkluder, at det er muligt at opnå reduktionsmålet for MVJ-aftaler i 

VMP III samt en yderlige reduktion herudover. Det kunne være interessant at vurdere, 

hvordan VRD kunne opfyldes med alle de virkemidler, der arbejder med i VMP III og 

ikke kun de arealspecifikke. Dette har imidlertid ikke været formålet med denne rapport, 

hvor fokus har været på arealanvendelsen. 

Håbet er, at resultaterne fra denne rapport, har bidraget med ny viden omkring de 

enkelte virkemidler. De opstillede scenarier for reduktion af kvælstof har været med til 

at give et bud på, hvordan det er muligt ud fra arealbaserede virkemidler at opnå de 

politisk fastsatte målsætninger for kvælstofreduktionen. De opnåede resultater kan 

102 8 Perspektivering

uges af de respektive amter for at vurdere, hvordan og i hvilke områder der skal sætte 

ind for at reducere kvælstofudvaskningen. 

8 Perspektivering 103

104 8 Perspektivering

Litteraturliste 

Agger et al., 2002 

Agger, P., Christensen, P., Reenberg, A., Aaby, B., 2002, Det fede landskab – landbrugets 

næringsstoffer og naturens tålegrænser. Vismandsrapport 2002., Naturrådet 

Ahlmann, 2005 

http://www.havenyt.dk/spoergsmaal/jord/2994.html, Henrik Ahlmann, ekspert i planteavl 

Andersen, 1998 

Andersen, V., 1998, Genopretning af vådområder, Miljø- og Energiministeriet, Skov- og 

Naturstyrelsen 

Baattrup-Pedersen et al., 2004 

Baattrup-Pedersen, A, Freiberg, N., Perdersen, M. L., Skriver, J., Kronvang, B., Larsen, S. E., 

2004, Anvendelse af Vandrammedirektivet i danske vandløb, Faglig rapport fra DMU, nr. 499, 

Danmarks Miljøundersøgelser 

Bekendtgørelse MVJ, 2005 

http://www.retsinfo.dk/_LINK_0/0&ACCN/B20050014005, BEK nr 140 af 10/03/2005 

Bekendtgørelse skovrejsning, 2004 

http://www.retsinfo.dk/_GETDOCM_/ACCN/B20050049005-REGL, BEK nr 490 af 

07/06/2005 

Burchart & Willemoes Jørgensen, 1976 

Burchart, H. T., Willemoes Jørgensen, T., 1976, Hydrologi, Laboratoriet for Hydraulik og 

Havnebygning, AAU 

Christensen, 1992 

Christensen, P., 1992, Naturgrundlag, Menneske og miljø, Forlaget Mercator 


Christensen, P., 2000, Kampen om vandet – grundbog i miljøplanlægning, Aalborg 

Universtitetsforlag 


Christensen, P., 2002, Kvælstofkredsløb og vandmiljøplaner, i: Arler, F. 2002, Humankologi. 

Miljø, teknologi og samfund, Aalborg Universitetsforlag 

Christensen et al., 2004 

Christensen, P. B., Hansen, O. S., Ærtebjerg, G., 2004, Iltsvind, DMU og Forlaget Hovedland, 

Miljøbiblioteket 

Clausen et al., 2004 

Clausen, A., Poulsen, K. A., Suhr, K., 2004, Gødningslære, Landbrugsforlaget 

DFFE, a, 2005 

http://www.dffe.dk/Default.asp?ID=17142&M=News&PID=228501&NewsID=5725, Direktoratet 

for FødevareErhverv 

DFFE, b, 2005 

http://www.dffe.dk/Default.asp?ID=10885, Direktoratet for FødevareErhverv 

Litteraturliste 105

DFFE, c, 2005 

http://www.dffe.dk/Default.asp?ID=2578&M=News&PID=228513&NewsID=5570, Direktoratet 

for FødevareErhverv 

DFFE, d, 2005 

http://www.dffe.dk/Default.asp?ID=2578&M=News&PID=228513&NewsID=5570, publiceret 

16.06.05, Direktoratet for FødevareErhverv 

DJF-geodata, a, 2005 

http://djf-geodata.dk, geodatabase, Dansk Jordbrugsforskning, Data hentet fra 

Geodatabiblioteket, Aalborg Universitet 

DJF-geodata, b, 2005 

www.djf-geodata.dk, geodatabase, Dansk Jordbrugsforskning 

DMI, 2005 

http://www.dmi.dk/dmi/index/danmark/vejrarkiv/htm, Danmarks Meteorologiske Institut (data 

over tid sammelignet) 

DMU, a, 2005 

http://www2.dmu.dk/1_viden/2_miljoe-tilstand/3_samfund/ais/3_Metadata/AISmetadata.pdf, 

Danmarks Miljøundersøgelser. Data hentet fra Geodatabiblioteket, Aalborg Universitet 

DMU, b, 2005 

http://www2.dmu.dk/1_om_dmu/2_tvaer-funk/3_fdc_hyd/fdc_st/200026be.asp, Danmarks 

Miljøundersøgelser 

DMU, c, 2005 

http://www2.dmu.dk/1_viden/2_Publikationer/3_dmunyt/1998-2/metode.html, Danmarks 


Einfeldt & Klaumann, 2005 

http://www.trae.dk/index.asp?page=/Dokumenter/Dokument.asp%3FDokumentID%3D185 

Finnern et al., 1996 

Finnern, H., Grottenthaler, W., Kühn, D., Pälchen, W., Schraps, W. G., Sponagel, H., 1996, 

Bodenkundliche Kartieranleitung, Bundesanstalt für Geowissenschaften und Rohstoffe und den 

Geologischen Landesämtern in der Bundesrepublik Deutschland 

Galsgaard, 2000 

Galsgaard, J., 2000, Indføring i sedimentologi, DGF-Bulletin Februar 1998, Dansk Geoteknisk 

Forening 

GEUS, 2005 

http://www.geus.dk/, data hentet fra GEUS database ”Jupiter”, Danmark og Grønlands 

Geologiske Undersøgelse 

Grant, 2002 

Grant, R., 2002, Genberegning af effekten af Vandmiljøplan I og II, Danmarks 


Grant et al., 2000 

Grant, R., Blicher-Mathiesen, G., Jørgensen, J. O., Kloppenborg-Skrumsager, B., Kronvang, B., 

Jensen, P.G.,Pedersen, M., Rasmussen, P., 2000, Landovervågningsoplande 1999, NOVA 

2003, Faglig rapport fra DMU nr. 334, Danmarks Miljøundersøgelser 

106 Litteraturliste

Grooss et al., 2005 

Grooss, J., Laursen, M., Deding, J., Jensen, B., Larsen, F., Platz, E. M., Andersen, F., 

Bendtsen, S. Å., Pécseli, M., 2005, Vandmiljø i Limfjorden 2004, NOVANA 

Heinen, 2005 

Heinen, M., 2005, Simplified denitrification models: Overview and properties, Geoderma 

Ingemann, 2002 

Ingemann, J. H., 2002, Strukturudvikling og miljø i dansk landbrug, i: Arler, F., 2002, 

Humankologi. Miljø, teknologi og samfund, Aalborg Universitetsforlag 

Jørgensen et al., 2003 

Jørgensen, U., Jørgensen, J. R., Petersen, J., Søegård K., Hansen, E. M., Leth-Petersen, M., 

2003, Forberedelse af Vandmiljøplan III, Rapport fra Kvælstofgruppen (F 10), Forbedret 

kvælstofudnyttelse i marken og effekt på kvælstoftab, Danmarks Jordbrugsforskning 

KMS, 2005 

Kort- og Matrikelstyrelsens kort, hentet fra Geodatabiblioteket, Aalborg Universitet 

Knudsen, 2002 

http://www.vaxteko.nu/html/sll/kungl_skogs_lantbr_akad/ksla_tidskrift/SLT02-04/SLT02- 

04C.PDF, Knudsen, L., Landbrugets Rådgivningscenter 

Knudsen et al., 2000 

Knudsen, L., Østergaard, H. S., Schultz, E., 2000, Kvælstof – et næringsstof og et miljøproblem 

Landbrugets rådgivningscenter, Landkontoret for planteavl, Jydsk Centraltrykkeri A/S 

Limfjord, 2005 

http://www.limfjord.dk/moelinger/2005/uge3905/uge_39_2005.htm, Limfjordsovervågningen, 

(flere uger sammenlignet) 

Lund, 1991 

Lund, W., 1991, Vejledning i udførelse af geotekniske klassifikationsforsøg, Laboratoriet for 

fundering, Aalborg universitetscenter, ikke publiceret. Også anvendt: Falling Head forsøg med 

vandmættede indlejrede jordprøver, Willy Lund & S. H. 2002, ikke publiceret 

Nielsen et al., 2003 

Nielsen, K., Thorsen, M., Markager, S., Jensen, J.P., Søndergaard, M., Refsgaard, J.C., 

Styczen, M., Dahl-Madsen, K.I., Børgesen, C.D., Wiggers, L., Perdersen, S.E. & Madsen, H.B, 

2003, Kvantificering af næringsstoffers transport fra kilde til recipient samt effekt i vandmiljøet. 

Modeltyper og deres anvendelse illustreret ved eksempler, Faglig rapport fra DMU nr. 455, 

Danmarks Miljøundersøgelser 

Noe et al., 2003 

Noe, E., Nielsen, A. H., Thorup, H., S., Bliksted, T., 2003, Frivillige dyrkningsaftaler, 

Indsatsområder - Grundlag og muligheder belyst ud fra kvælstofproblematikken, Miljøprojekt Nr. 

812 2003, Miljøstyrelsen, Miljøministeriet 

Plantedirektoratet, 2004 

http://www.pdir.dk/Files/Filer/Topmenu/Publikationer/Statistik/2004/Handelsgodn_03_04.pdf, 

Danmarks forbrug af handelsgødning 2003/04 

Plantedirektoratet, 2005 

Plantedirektoratet, 2005, Vejledning om gødsknings- og harmoniregler 2005/06, Ministeriet for 

Lødevare, Landbrug og Fiskeri, hentet fra http://www.pdir.dk 

Litteraturliste 107

Planteinfo, 2005 

http://www.planteinfo.dk/vejret/normaler/month_norm.html, Danmarks Jordbrugsforskning og 

Dansk Landbrugsrådgivning 

Quinn, 2004 

Quinn, P., 2004, Scale appropriate modelling: representing cause-and-effect relationships in 

nitrate pollution at the catchment scale for the purpose of catchment scale planning, i: Journal of 

Hydrology 291 (2004) s. 197–217, hentet på www.sciencedirect.com 

Rasmussen et al., 2002 

Rasmussen, B. M., Melgaard, B., Kristensen, B., 2002, GIS til beslutningsstøtte, udpegning af 

potentielle vådområder, DJF Rapport nr 69 markbrug, Ministeriet for fødevarer, landbrug og 

fiskeri, Danmarks jordbrugsForskning 

Ringkøbing-GIS, 2005 

http://gis.ringamt.dk/arealinformation/, Ringkøbing Amt 

Simmelsgaard et al., 2000 

Simmelsgaard, S. E., Kristensen, K., Andersen, H. E., Grant, R., Jørgensen, J. O., Østergaard, 

H. S., 2000, Empirisk model til beregning af kvælstofudvaskningen fra rodzonen - N-LES Nitrate 

Leaching EStimator, Ministeriet for Fødevarer, Landbrug og Fiskeri, Danmarks 

JordbrugsForskning, DJF rapport nr. 32 - markbrug 

Skop & Sørensen, 1998 

Skop, E., Sørensen, P. B., 1998, GIS-based modelling of solute fluxes at the catchment scale: a 

case study of the agricultural contribution to the riverine nitrogen loading in the Vejle Fjord 

catchment, Denmark, Ecological Modelling 106 (1998) 291–310 

SNS, a, 2005 

http://www.sns.dk/netpub/jordbund/hede.htm, Skov- og Naturstyrelsen 

SNS, b, 2005 

http://www2.skovognatur.dk/udgivelser/2003/skovrejsning_grundvand/html/kap06.htm, Skov- og 

Naturstyrelsen 

SNS, c, 2005 

http://www.skovognatur.dk/Emne/Naturbeskyttelse/Natura2000/, Skov- og Naturstyrelsen 

Statistikbanken, 2005 

http://www.statistikbanken.dk/, tabelkode: BRUG2 

Storm et al., 1990 

Storm, B., Styczen, M., Clausen, T., 1990, Regional model for næringssalttransport og – 

omsætning, NPo-forskning fra miljøstyrelsen 1990 rapport nr. B15, miljøstyrelsen, hentet fra 

www.mst.dk 

Strahler & Strahler, 1992 

Strahler, A. H., Strahler, A. N., 1992, Modern physical geography, John Wiley & Sons, Inc. 

Vandmiljøplan III, 2004 

Aftale om Vandmiljøplan III 2005-2015 mellem regeringen, Dansk Folkeparti og 

Kristendemokraterne, 2. april 2004, hentet fra www.vmp3.dk 

Viborg-GIS, 2005 

http://www.miljo.viborgamt.dk/sw1730.asp, Viborg Amt 

Viborg-regionplan, 2005 

Regionplan 2005, Viborg Amt 

108 Litteraturliste

Østergaard, 2000 

Østergaard, H. S., 2000, Typetal for nitratudvaskning, Miljøstyrelsen, Miljø- og Energiministeriet 

Pers. komm. 

Pers. komm. Dennis Plauborg Noe, 16.11.05 

Mailkorrespondanse med Dennis Plauborg Noe, medarbejder ved Ringkøbing Amt, Teknik- og 

miljøområdet, grundvandsafdelingen 

Pers. komm. Jens Ove Nielsen, 01.12.05 

Telefonsamtale med Jens Ove Nielsen, medarbejder ved Viborg Amt, Teknik- og miljøafdeling, 

grundvandsafdelingen 

Pers. komm. Ole Gregor, 25.11.05 

Telefonsamtale med Ole Gregor, medarbejder ved Viborg Amt, Teknik- og miljøafdeling 

Litteraturliste 109

110 Litteraturliste

Bilag A 

Dansk Jordbundsklassifikation. Inddeling efter pløjelagets tekstur (DJF-geodata, b, 

2005). 

Humus 

58.7% C 

Vægtprocent 

Finsand Sand, i alt 

20-200 µm 20-2000 µm 

JBnr. 

Teksturdefinition for 

jordtype 

Jordtype 

Silt 

2-20 µm 

Ler 

< 2 µm 

75-100 

0-50 

0-20 

0-5 

1 

Grovsandet jord 

1 

50-100 

2 

Finsandet jord 

2 

65-95 

0-40 

0-25 

05-10 

3 

Grov lerblandet sandjord 

40-95 

4 

Fin lerblandet sandjord 

3 

< 10 

55-90 

0-40 

0-30 

10-15 

5 

Grov sandblandet lerjord 

40-90 

6 

Fin sandblandet lerjord 

4 

40-85 

0-35 

15-25 

7 

Lerjord 

5 

10-75 

0-45 

25-45 

8 

Svær lerjord 

0-55 

0-50 

45-100 

9 

Meget svær lerjord 

6 

0-80 

20-100 

0-50 

10 

Siltjord 

> 10 

11 

Humus 

12 

Speciel jordtype 

7 

8

Rapporten - Søren Højmark Rasmussen

Create successful ePaper yourself

Delete template?

Save as template?