PDF-format velegnet til udskrivning - Naturstyrelsen

Manual vedr. vurdering af de lokalemiljøeffekter som følge af luftbårentkvælstof ved udvidelse og etablering afstørre husdyrbrugMiljøministerietSkov- og Naturstyrelsen20031

IndholdForord 31 Indledning 52 Baggrund 73 Lovgrundlag 94 Arbejdsbeskrivelse 114.1 Oversigt 114.2 Arbejdsgang 134.3 Data og resultater 194.4 Metoder 214.4.1 Emissioner 214.4.2 Spredning og afsætning 304.4.3 Tålegrænser 394.4.4 Overskridelser af tålegrænsen 475 Vurdering 556 Vilkår 647 Mere vidtgående metoder 658 Rapportering og dokumentation 69BILAG 1 Gennemsnitlige depositioner på kommuneniveau for 1999, 2000 og 2001beregnet med ACDEP 71BILAG 2 Litteraturliste 717BILAG 3Forventede intervaller for danske naturtypers følsomhed for belastning medatmosfærisk N 85BILAG 4 Oversigt over parametre 103BILAG 5 ABS-GIS systemet 1042

ForordManualen vedr. vurdering af de lokale miljøeffekter som følge af luftbårent kvælstof vedudvidelse og etablering af større husdyrbrug (miljøgodkendelse og VVM-vurderinger) erprimært tænkt som støtte for den kommunale og amtslige sagsbehandling. Manualen indeholderforslag til en overordnet arbejdsbeskrivelse med checklister, vejledninger til dataindsamlingog feltvurderinger samt en sammenfatning af den eksisterende viden, der kan anvendestil vurderinger af konsekvenser for natur- og miljø af ammoniakfordampningen somfølge af (en forøget) husdyrproduktion.Det er hensigten, at manualen kan bidrage til opnåelse af en ensartet sagsbehandling samtudgøre et grundlag for vejledning af landmændene i forbindelse med ansøgninger. Manualenvil endvidere kunne anvendes som hjælp for landbrugets konsulenter ved rådgivning aflandmænd, der ønsker at udvide produktionen. For brugere, der kun har behov for at delesagerne i tre grupper: Sager, hvor det ansøgte med sikkerhed vil udgøre en problem, sager,hvor der med sikkerhed ikke er noget problem og sager, der skal undersøges nærmere, erder udarbejdet en separat vejledning for disse sager.Manualen er udarbejdet af Danmarks Miljøundersøgelser, afd. for Terrestrisk Økologi i samarbejdemed Skov og Naturstyrelsen og Danmarks Miljøundersøgelser, afd. for AtmosfæriskMiljø.Arbejdet er blevet fulgt af en styregruppe bestående af:Sophie Winther, Skov og Naturstyrelsen (formand)Torben Bonde, Skov og NaturstyrelsenJesper Bak, Danmarks MiljøundersøgelserAnita Svendsen, Fyns amtElva Hansen, Løgumkloster kommune3

1 IndledningDer er gennem de seneste 150 år sket et markant skift i husdyrholdet fra et ekstensivt husdyrholdmed afgræssede enge, heder og overdrev og skove med heste, stude og får til et intensivthusdyrhold med produktion af mælk og svinekød baseret på dyrkede og importeredefoderafgrøder. Det store husdyrhold giver anledning til store udslip af ammoniak, derkan forårsage væsentlige effekter på natur og miljø. Tæt på større kilder, fx større staldanlæg,optræder ammoniak i koncentrationer i luften, der kan give direkte effekter på vegetationen.Kvælstof er fra naturens hånd begrænsende næringsstof for mange økosystemer, og idisse økosystemer kan der forventes væsentlige ændringer som følge af selv begrænsedeekstra tilførsler af kvælstof. Akkumulering og udvaskning af kvælstof som følge af en forøgettilførsel kan desuden på længere sigt påvirke næringsstofbalancen og forsure jorden.Medens udslippene af andre luftforurenende stoffer er reduceret væsentligt siden starten af’90’erne, primært som følge af internationale aftaler, er emissionerne af ammoniak faldet nogetmindre. Landbrugets udslip af ammoniak må i dag anses for at være det største luftforureningsbetingedemiljøproblem i det åbne land i Danmark og en af de væsenligste truslermod bevarelse af næringsfattige naturtyper i det åbne land.Den her foreliggende manual vedr. ammoniakeffekter på lokal skala dækker et hjørne af detsamlede problemkompleks i udarbejdelsen af VVM-redegørelser og i kapitel 5 godkendelser.Vurderingen kan imidlertid være ganske væsentlig, idet effekter af ammoniak forventes atvære en af de væsentligste trusler mod specielt de næringsfattige naturtyper i det åbne land.Det er primært tilstræbt at styrke det teknisk/naturvidenskabelige grundlag for sagsbehandlingen, dvs. det faglige grundlag for at vurdere, om en given ansøgning vil kunne ’påvirkemiljøet i væsentlig grad’. Vurderingen af det ansøgte i forhold til de overordnede målfor varetagelsen af natur-, kultur- og miljøhensyn er kun indirekte behandlet, ligesom vejledningenikke omhandler den juridiske vurdering af en given afgørelse. Vejledningen dækkervurdering af enkeltbedrifter og ikke den samlede belastning regionalt eller på landsplan.Det vil dog være muligt at behandle flere bedrifter samlet i den samme godkendelsessag. Foren del naturtyper og konkrete naturområder vil tilstanden være påvirket af en række forholdud over ammoniakbelastningen, fx drift og pleje af områderne, udnyttelse fx til rekreativeformål, påvirkning af de hydrologiske forhold mm. Disse samspil er indirekte behandlet,idet de indgår i vurderingen af den relative betydning af det ansøgte. Figur 1.1 skitserer rollenaf det teknisk naturvidenskabelige beslutningsgrundlag i en generel model for usikkerhederi den politisk/administrative beslutningsproces (efter Asselt og Rotmans, 1999).Det er ikke muligt at foretage en fuldstændig neutral vurdering af, hvad der vil udgøre envæsentlig påvirkning af miljøet, eller hvad der vil være foreneligt med de overordnede målfor varetagelsen af natur-, kultur- og miljøhensyn i planlægningen. Selvom der sker en væsentligafsætning tæt på kilden, spredes ammoniak og dets reaktionsprodukter over langeafstande, og en vilkårlig kilde vil teoretisk kunne bidrage til belastningen af alle naturområderi landet (og udlandet), selvom bidraget til fjerntliggende områder vil være forsvindende.Man kunne anlægge den synsvinkel, at enhver forøgelse af belastningen af (beskyttede) naturområder,hvis tålegrænse er overskredet, er uforenelig med den ønskede beskyttelse afdisse områder. Denne synsvinkel ville i yderste konsekvens medføre, at der skulle gives afslagpå alle ansøgninger, der forøger det samlede ammoniakudslip. En tilsvarende betragtningkunne anlægges regionalt: I områder med højt prioriterede naturværdier og beskyttedeområder, hvis tålegrænse er overskredet, er enhver forøgelse af det regionale ammoniakudslipuforenelig med områdernes beskyttelse, og der bør derfor generelt gives afslag. En såvidtgående fortolkning er imidlertid ikke nødvendigvis i overensstemmelse med lovgivningensintentioner.5

IboendeusikerhedUsikkerhed om målPolitisk usikerhedUsikkerhed om udbytteMålsætninger og preferencerBeslutningUsikkerheder i overvågningog modellerUsikkerhed om handlingerAlternativerCost / benefitfor alternativerFigur 1.1. Usikkerheder i en politisk/administrativ beslutningsproces (efter Asselt og Rothmans,1999). Målsætninger og præferencer dækker politiske forskelle og fortolkninger af mål for varetagelsenaf natur-, kultur- og miljøhensyn i planlægningen, medens den politiske usikkerhed bl.a. dækkerflertalsmulighederne. Det teknisk/naturvidenskabelige beslutningsgrundlag (grå boks) indgår primærti en vurdering af udbyttet af en beslutning (her miljøgevinsten ved give et afslag i en konkretsag). Alternative handlinger dækker her samspil med andre forhold som fx intensiveret pleje.Det er af flere grunde valgt at afgrænse manualen til effekter på lokal skala og ikke at inddragegrænseoverskridende, landsdækkende eller regionale problemstillinger. Hvis der tagesudgangspunkt i det nuværende belastningsniveau, vil selv ikke en 100% reduktion afdanske udslip kunne sikre en beskyttelse af al dansk natur (Bak et al., 1999). Den mest vidtgåendefortolkning af reglerne vil således føre til generelle afslag – uden behov for yderligereteknisk/naturvidenskabelige vurderinger. Dette vil i endnu højere grad gælde regioner, hvorder både er sårbar natur og et højt belastningsniveau som følge af en høj husdyrtæthed.Usikkerhederne i beslutningsgrundlaget vil ved denne type afgørelser forventes primært atligge på den politisk/administrative og juridiske vurdering, idet det ikke vil være muligt pået naturvidenskabeligt grundlag at svare på, hvad den mulige effekt af en ekstra belastningpå fx 1 g ekstra kvælstof pr. ha vil være. Dette hænger bl.a. sammen med, at kvælstof er etessentielt næringsstof, der indgår naturligt i næringsstofkredsløbet i alle naturtyper. Der vilkun kunne forventes målbare effekter regionalt eller på landsplan af tiltag, der omfatter envæsentlig del af udslippene på den betragtede skala.Der er af samme grund foretaget en afgrænsning af, hvad der kan betragtes som væsentligeeffekter på lokal skala. Afgrænsningen er foretaget ved et niveau, hvor der med kendte naturvidenskabeligemetoder vil forventes at kunne dokumenteres en effekt af påvirkningenindenfor en tidshorisont på 30-40 år. Dette niveau kan anvendes som rettesnor, selvom denendelige vurdering som nævnt ikke udelukkende indeholder naturvidenskabelige elementer.Den væsentligste del af manualen udgøres af kapitel 4, der indeholder en detaljeret arbejdsbeskrivelsefor vurdering af de lokale miljøeffekter som følge af luftbårent kvælstof ved udvidelseog etablering af større husdyrbrug. Arbejdsgangen er opdelt i fem trin med stigendedatakrav og detaljeringsgrad. Det forventes at en væsentlig del af sagerne vil kunne afsluttespå basis af de lavere vurderingstrin. Trin 1 udgør en screeningsprocedure. Kapitel 4 indeholderdesuden detaljerede metodebeskrivelser for de anbefalede metoder. Kapitel 5 indholderen vejledning i vurdering af usikkerhederne i beslutningsgrundlaget og kapitel 6 en gennemgangaf mulighederne for at stille vilkår ved godkendelse.6

2 BaggrundAmmoniak udgør et væsentligt miljøproblem for skove, heder, overdrev og højmoser iDanmark (Bak et al., 1999). Enkelte næringsfattige søer er truet af ammoniak, medens havmiljøeter mere påvirket af kvælstof fra andre kilder. Den atmosfæriske deposition af kvælstofforbindelserkan for en praktisk vurdering opdeles i tre bidrag. En baggrundsdeposition,der har en forholdsvis begrænset variation på regional skala, og som i stor udstrækning udgøresaf langtransporteret, grænseoverskridende luftforurening. Dette bidrag til den samlededeposition varierer mellem ca. 4 - 8 kg N ha -1 år -1 faldende fra syd til nord som følge af placeringenaf de væsentligste kilde-områder. En begrænsning af dette bidrag kræver internationaleaftaler. Bidraget fra danske kilder til den totale deposition har en betydelig regional variationprimært bestemt af forskelle i husdyrtæthed over landet. Dette bidrag varierer mellemca. 4 kg N ha -1 år -1 i kystområder og områder med mange naturområder eller ekstensivtlandbrug og 10-20 kg N ha -1 år -1 i områder med stor husdyrtæthed. I skovene kan dette bidragvære op til 40 kg N ha -1 år -1 på grund af den større depositionshastighed. Endelig villokale kilder kunne bidrage med endnu højere belastninger i et nærområde omkring kilden.Dette belastningsniveau skal sammenholdes med naturens tålegrænser for kvælstof, der liggerpå et niveau fra 5 kg N ha -1 år -1 for de mest følsomme højmoser til mere end 30 kg N ha -1år -1 for de mindst følsomme skovområder.Sundhedstilstanden i de danske skove er i nogen udstrækning påvirket af luftforurening. Deter vurderet, at luftforureningen er en forudsættende eller udløsende faktor for en del af deskader, der er registreret siden skovovervågningen startede i 1989. Mange danske skovevurderes at være mættede med kvælstof. I ca. 30% af målinger foretaget i skov findes forhøjedekoncentrationer af nitrat i afstrømningsvandet som følge af luftforurening eller forskelligedyrkningsindgreb. For ca. 10% af målepunkterne overstiger koncentrationen 50 mg nitratl -1 . Der er stor risiko for, at der vil ske en øget udvaskning af kvælstof fra skovene i dekommende år. Selvom depositionen er faldet, vil udvaskningen stadig kunne stige, da skovenep.g.a. tidligere tilførsler over tålegrænserne er blevet mættede med kvælstof. På langsigt forventes skovenes sundhed og tilvækst at påvirkes af ammoniakbelastningen. De højedepositioner til skovkanter har stor betydning, da en væsentlig del af danske skove er småog derfor har relativ stor rand. De aktuelle overskridelser af tålegrænsen for skov (1996 depositionsniveau)varierer mellem 30 og 80% (tabel 2.1). En fuld beskyttelse af de fleste af nåleskovenevil kræve væsentlige reduktioner af kvælstofdepositionen, såvel fra den grænseoverskridendeluftforurening som fra danske kilder.Tabel 2.1. Arealer af skov med overskridelser af tålegrænsen. Der er angivet den centrale værdi og (iparentes) et 90% konfidensinterval baseret på de skønnede usikkerheder i beregningen (Bak et al.,1999).Eg Bøg Gran FyrForsuring (%) 38 (13-74) 30 (9-73) 44 (24-76) 47 (23-85)Eutrofiering (%) 51 (12-94) 40 (9-90) 81 (36-100) 81 (31-100)Højmoser, heder og overdrev udgør tilsammen ca. 2,5% af landets areal, men områderne indeholderen særegen flora og fauna og er hjemsted for en række sjældne eller truede arter.Mange af disse arter er følsomme over for kvælstofdeposition og vil ved forøgede tilførsler afkvælstof kunne udkonkurreres af almindeligt forekommende arter. Karakteren af naturområderneforandres, og områdernes funktion er truet.De næringsfattige naturtyper har relativt lave tålegrænser (Tabel 2.2)7

Tabel 2.2. Empirisk fastsatte tålegrænser for eutrofiering for følsomme terrestriske naturtyper og arealmed overskridelser af tålegrænsen for eutrofiering for hhv. højeste og laveste tålegrænse. Der er idenne beregning ikke taget højde for usikkerheder i de beregnede depositioner, idet de fleste af dissenaturarealer er så små, at depositionen er kraftigt afhængig af lokale forhold (Bak et al., 1999).Økosystem Indlandshede Klithede Overdrev HøjmoserTotal areal (ha) ca. 41.000 ca. 37.700 ca. 26.000 ca. 3.000Tålegrænse for N (kg N ha -1 år -1 ) 15-20 10-15 10-15 5-10Overskridelser af tålegrænsen (%) 0-44 1-37 100Der findes i eksisterende lovgivning en række muligheder for at pålægge arealmæssige restriktionereller restriktioner på erhvervsudøvelsen med baggrund i hensyn til natur og miljø.For en del naturområder vil en beskyttelse af områderne kræve et samspil mellem fleretyper af regulering, således at områderne både sikres mod opdyrkning, opfyldning eller bebyggelseog mod ændringer af emissioner og/eller ændringer af de hydrologiske forhold inærområdet. For plejekrævende naturtyper som indlandsheder og overdrev vil områdernesbevarelse endvidere afhænge af den fortsatte drift eller pleje. Det vil her være væsentligt, aten evt. regulering indgår i en samlet plan for beskyttelse af områderne.8

3 LovgrundlagManualen er udarbejdet på grundlag af lov om planlægning, (LBK nr. 763 af 11/09/2002) ogden tilhørende ’vejledning om planlægning og administration af anlæg til intensiv husdyrproduktion,der må antages at påvirke miljøet i væsentlig grad’ (VEJ nr. 14002 af30/12/1997).Vejledningen knytter sig endvidere til den aktuelle vejledning vedr. godkendelse af husdyrbrug,Vejledning fra Miljøstyrelsen, nr. 4, 1997, ’Godkendelse af husdyrbrug – 2. udgave’.Det skal bemærkes, at lovgrundlaget løbende udvikler sig og en del af de grundlæggendebekendtgørelser normalt opdateres årligt. Der vil derfor også skulle ske en løbende revisionaf denne manual. Det anbefales i alle tilfælde at basere vurderingerne af ammoniakeffekterpå de til en hver tid gældende bekendtgørelser.9

4 Arbejdsbeskrivelse4.1 OversigtDe væsentligste elementer i en vurdering på lokal skala af mulige miljøeffekter af ammoniakfra en enkelt ejendom er:1. Beregning af emission, spredning og lokal afsætning.2. Vurdering af depositionens betydning for den samlede kvælstofbalance i de berørte naturområder,bl.a. ved vurdering af baggrundsdepositionen, tilførsler fra overfladisk afstrømningog områdets generelle påvirkningsgrad.3. Vurdering af natur- og miljøeffekter i de berørte naturområder som følge af en givenkvælstofbelastning. Vurderingen baseres på beregnede tålegrænser samt kvælstof- ogforsuringsstatus for økosystemet. Andre belastninger, der på kort eller lang sigt vil bestemmeområdets tilstand inddrages.4. Vurdering af de berørte naturområders værdi, tilstand og beskyttelse mod andre trusler.Vurderingen deles i fem faser (trin 1-5) med stigende kompleksitet, således at oplagte sagerkan afsluttes med mindst muligt arbejde. Mellem hver fase foretages en vurdering af usikkerhedog følsomhed af vurderingen. På baggrund heraf vurderes, om sagen kan afsluttes,eller der skal inddrages et yderligere niveau i vurderingen. Vurderingen anvendes endvideretil at prioritere indsatsen på næste niveau.Trin 1 i vurderingen er en screening, hvor der anvendes ’worst case’ parametre for at afgøre,om ammoniak overhovedet kan udgøre et problem i den aktuelle sag. Hvis dette ikke er tilfældet,kan sagen afsluttes. Det må forventes, at en stor del af sagerne kan afsluttes på et lavtniveau. På de højere niveauer i vurderingen, foretages usikkerheds- og følsomhedsanalyser.Variationsbredden vurderes på baggrund af analyser af et antal scenarier, der dækker denvæsentligste variation og usikkerhed. Hvis alle scenarier viser et problem, kan vurderingenafsluttes. Hvis scenarierne giver modstridende resultater, kan der gennemføres et yderligeretrin af vurderingen.Trin 1: Indledende screening. Der foretages en afgrænsning af det geografisk område omejendommen, hvor der kan forekomme væsentlige effekter af emissioner fra ejendommensom følge af den ansøgte ændring af landbrugsdriften. Afgrænsningen baseres på en fast afstandsgrænseomkring udbringningsarealer for husdyrgødning, hvor der forventes at ske enforøget anvendelse af husdyrgødning. Afstandsgrænser omkring stalde og gødningsopbevaringsanlægfindes ved aflæsning af kurver for sammenhængen mellem kildestyrke og muligtberørt areal. Kildestyrken for staldanlæggene findes ved en simpel emissionsberegning baseretpå normtal.Inden for det afgrænsede område undersøges det, om der findes naturområder, der både erfølsomme for atmosfærisk nedfald af ammoniak og beskyttede ved fredning, §3 registrering,fredsskovpligt, omfattet af habitatdirektivet, eller hvor der forekommer arter optaget pårødlisten eller gullisten. Hvis der ikke findes relevante områder, vil der ikke kunne forventesvæsentlige lokale effekter, og vurderingen kan afsluttes.Trin 2: Påvirkningsgrad. For hvert af de muligt berørte naturområder og skove fundet undertrin 1 foretages en konkret vurdering af, hvor påvirkede områderne forventes at være af at-11

mosfærisk kvælstof og betydningen af en forøgelse af belastningen. Vurderingen baseresprimært på to elementer, overskridelser af tålegrænsen og feltobservationer af den aktuellepåvirkningsgrad (hvis data findes). Områdets bevaringsstatus, drift og andre påvirkningerinddrages i en overordnet vurdering.Ved vurdering af kvælstofpåvirkningen tages der udgangspunkt i en simpel fastsættelse aftålegrænser for områderne (simple beregninger eller tabelopslag, afhængigt af økosystemtype) og en konkret vurdering af depositionsniveauet i området baseret på geografisk placering(kommune), lokal husdyrtæthed og de berørte områders topografi og overflade.Hvor der findes floraregistreringer, kemiske målinger eller anden konkret information, derkan anvendes til vurdering af påvirkningsgraden, foretages der en konkret vurdering. Områder,der ikke forventes at blive påvirkede af det ansøgte afgrænses fra den videre vurdering.Hvis ingen områder efter denne vurdering forventes at blive påvirkede, kan vurderingenafsluttes.Trin 3: Den relative betydning af ejendommens emissioner. Der foretages en lidt mere detaljeretvurdering af betydningen af de ekstra emissioner fra ejendommen som følge af en ansøgtudvidelse af produktionen for depositionen på de potentielt berørte naturområder ogskove. I den mere detaljerede vurdering inddrages betydningen af lokale meteorologiskeforhold (vindrose, nedbør), terræn, overflader og kant-effekter. På baggrund heraf foretagesen reberegning af de forventede overskridelser af tålegrænsen. Der foretages en ny vurderingfor de berørte arealer.Der foretages en overordnet evaluering af usikkerhederne i vurderingen og rangordning afkilderne hertil. Hvis det kan konkluderes med tilstrækkelig sikkerhed, at ingen områder forventesat blive påvirkede, eller at der ikke er værdifulde områder, der vil blive påvirket afdet ansøgte, kan vurderingen afsluttes. Hvis vurderingen er usikker, kan næste trin gennemføres.Trin 4: Detaljeret vurdering. På baggrund af en usikkerhedsvurdering af de enkelte elementerog en følsomhedsanalyse for den samlede vurdering foretages der for de elementer, hvordet er relevant, mere detaljerede beregninger/vurderinger af emissioner, tålegrænser og bevaringsstatusog -værdi af de berørte områder.Trin 5: Målinger og komplicerede modeller. Emissioner kan beregnes ved stofstrømsanalyserog/eller måles ved koncentrationsmålinger med passive fluxsamplere kombineret med mikrometorologiskemetoder. Spredning og afsætning kan vurderes ved depositionsmålingerenten som gennemdryp eller koncentrationsmålinger kombineret med mikrometeorologiskemetoder. Ved kontinuerte målinger kan bidragene fra forskellige lokale kilder vurderes. Påvirkningsgradenaf et naturområde kan vurderes ved kemiske målinger kombineret medkemiske kriterier evt. suppleret med yderligere floraregistreringer. Der kan foretages meredetaljerede tålegrænseberegninger med mere komplicerede, evt. dynamiske modeller.Til de enkelte trin i vurderingen er der knyttet et differentieret sæt af metoder, der på de lavereniveauer i stor udstrækning baseres på tabeller og kurver, og hvor vurderingen foretagespå baggrund af eksisterende informationer. Detaljerede metodebeskrivelser, data, henvisningermm. for trin 1-4 er givet i afsnit 4.3. Trin 5 kan omfatte indhentning af yderligeredata og anvendelse af komplicerede modeller. Metoderne knyttet til disse trin beskrives ikapitel 4. Metoder til vurdering af usikkerheder er beskrevet i kapitel 5.12

Tabel 4.1 giver en oversigt over de anbefalede metoder på de forskellige vurderingstrin.Metoderne er opdelt i 6 kategorier, emissioner, spredning og afsætning, tålegrænser, overskridelseraf tålegrænser, aktuel påvirkningsgrad og beskyttelse/bevarigsstatus og værdi.Ansvaret for sagsbehandlingen ligger i sidste ende ved den enkelte forvaltning, og det vilderfor skulle afgøres lokalt, hvordan og i hvilken udstrækning de anbefalede metoder vilblive anvendt. Trin 5 forventes ikke at komme i anvendelse i et stort antal sager, og der erderfor ikke givet en meget detaljeret beskrivelse af tilgængelige metoder. Manualen er i stedetudstyret med en litteraturliste i bilag 2, der omfatter et større udsnit af den tilgængeligelitteratur end, hvad der er henvist til i teksten. For oversigtens skyld er beskrivelsen af demere vidtgående metoder endvidere samlet i kapitel 7, der derfor ikke behøves at læses, hvisdet ikke skønnes nødvendigt at anvende dette trin af vurderingen.Tabel 4.1. Oversigt over anbefalede metoder på trin 1-5. De enkelte metoder er for trin 1-4 nærmerebeskrevet i afsnit 4.3. Et plus i tabellen i rækkerne markeret med V angiver, at der skal foretages enevaluering/usikkerhedsvurdering.EmissionSpredning/afsætningTålegrænseOverskridelseaf tålegrænsefør/efterinkl. baggrundAktuelPåvirkningsgradBeskyttelseBevaringsstatusVærdi1) E1 S1 - - - B1V + + - - - +2) - S2 T1 O1 P1 -V - + + + + -3) - S3 - O1 - -V + + + + - -4) E2 S3 T2 O1 - B2V + + + + + +5) E3 S4 - O2 P2 -V + + - + + -4.2 ArbejdsgangArbejdsgangen ved anvendelse af den foreslåede vurderingsmetode med fem mulige trin erskitseret i tabel 4.2, der også kan bruges som checkliste ved gennemførelse af vurderingen.Hvis det ønskes at bruge tabellen som arbejdsdokument, kan kolonnen med plads til signaturog data for udført, set og godkendt udvides efter behov, og der kan evt. tilføjes en kolonnemed ansvarlig og deadline for de enkelte opgaver.Tabel 4.2. Arbejdsgang for vurdering af natur og miljøeffekter på lokal skala som følge af ammoniakemissionerfra en landbrugsejendom. Der er anvendt bogstaver (a, b, c, d) som undernumre for aktiviteter,der kan udføres parallelt. De angivne koder for metoder og data henviser til databeskrivelser iafsnit 4.3 og metodebeskrivelser i afsnit 4.4, samt i kapitel 5 (vurdering/usikkerheder) og kapitel 7(trin 5). Metoder er angivet med store bogstaver, data med små.Opgave/trinTrin 1BeskrivelseIndledende screeningMetode,data1.1a Gennemgang af ansøgningen, strukturering af oplysninger,indhentning af supplerende informationer (evt. spørgeskeaUdført,set, godk.13

ma)Tabel 4.2. fortsat1.1b Fremskaffelse af kort og data for det muligt berørte område(r = 3 km omkring ejendommen). Primært kort over ejendommen,§3 og andre beskyttede områder, data eller rapporterfra §3 registreringen, kortlægning af habitatområdero.lign., højdekurver.Metode,datad2, d31.2 Opgørelse af emissioner på baggrund af normtal E1, eUdført,set, godk.1.3 Afgrænsning af muligt berørt område på baggrund af beregnedeafstandsgrænser for punktkilder og udbringningsarealer1.4 Undersøgelse af, om der inden for det afgrænsede områdefindes beskyttede naturområder, der er følsomme for atmosfæriskN. Undersøgelsen baseres på eksisterende kortmateriale,evt. suppleret med nyere luftfotos eller feltobservationer.1.5 Afsluttende vurdering på trin 1. Hvis der er tvivl om karakterenaf naturarealerne indenfor det afgrænsede område indhentesyderligere oplysninger.S1, n1B1, n2V1Trin 2Påvirkningsgrad2.1a Forberedelse af data vedr. husdyrtætheden i nærområdet oghyppigheden af vindretningerne (vindrose).2.2a Vurdering af betydningen af andre kvælstofkilder. Er ellerhar områderne været gødsket?, er der lateral tilstrømning afN?, hvor kvælstofpåvirkede er områderne.2.2b Beregning af den ekstra afsætning af ammoniak på de udpegedefølsomme områder som følge af den ansøgte udvidelseaf produktionen.2.2c Vurdering af bagrundsbelastningen med atmosfærisk kvælstof.Vurderingen baseres primært på det regionale belastningsniveauog husdyrtætheden i nærområdet.2.2d Beregning af tålegrænser for de udpegede følsomme områderd6P1, pS2, b1O1, b2T1, t2.3 Beregning af overskridelser af tålegrænserne O1, o2.4 Afsluttende vurdering på trin 2. Hvis det vurderes, at der erfølsomme naturområder, der kan påvirkes af udvidelsen,bedømmes ejendommens bidrag til belastningen ved gennemførelseaf trin 3.Trin 3Den relative betydning af ejendommens emissioner3.1a Forberedelse af lokale meteorologiske data d63.1b Karakterisering af overfladerne af de berørte naturområder,karakteren af kanten og overfladerne mellem kilderne og deberørte områder (oplandet).3.2 Beregning af den ekstra afsætning af ammoniak på de udpegedefølsomme områder som følge af den ansøgte udvidelseaf produktionen.V2n2S3, b114

3.3 Beregning af overskridelser af tålegrænserne O1, oTabel 4.2. fortsat3.4 Indledende vurdering på trin 3. Giver det ansøgte med denforetagne vurdering anledning til en væsentlig påvirkning affølsomme og værdifulde områder?3.5 Scenarieanalyser. Usikkerheden/robustheden af den foretagnevurdering belyses ved gennemregning af et sæt af scenarier,der afspejler variationen og usikkerhederne i de enkelteelementer.3.6 Afsluttende vurdering på trin 3. Vurdering af den relativebetydning af væsentligste usikkerheder.Trin 4Detaljeret vurdering.Afhængigt af vurderingen på trin 3 kan der foretages meredetaljerede vurderinger af emissioner, tålegrænser og de berørteområders bevaringsstatus og værdi.4.1 Mere detaljeret opgørelse af emissioner med inddragelse afkonkrete forhold, der vil øge eller mindske emissionerne.4.2 Forberedelse af datagrundlag til tålegrænseberegninger. Iforhold til trin 2.2d foretages en opdeling af jordbunden iflere jordbundsprofiler og cirkulation, kroneudveksling ogfjernelse af næringsstoffer ved drift eller plejevurderes.4.3 Beregning af tålegrænser med mere kompliceret metode(flerlagsmodeller, inddragelse af stofkredsløb)4.4 Forberedelse af data til vurdering af bevaringsstatus og værdi,primært floraregistreringer, optegnelser fra §3 registreringeller fx vurdering ved udpegelse af habitatområder, data fraamtslig lokalitetsplanlægning.Metode,dataV3E1, S3,T1, O1V3E2, ed7T2, t4.5 Vurdering af bevaringsstatus og værdi. B2, v4.6 Afsluttende vurdering på trin 4. Opdatering af scenarioanalyserjvf. trin 3.5.Trin 5Målinger og komplicerede modellerAfhængigt af vurderingen på trin 4 kan der foretages meredetaljerede vurderinger af emissioner, spredning og afsætning,baggrundsbelastning og de berørte områders bevaringsstatusog værdi.5.1 Beregning af emissioner på baggrund af stofstrømsanalyseog/eller målinger5.2 Måling af (baggrunds)depositionen (gennemdryp) og evt.luftkoncentrationer (filter packs)5.3 Beregning af lokal skala spredning og afsætning med kompliceretmodel.5.4 Samlet vurdering baseret af spredning og afsætning baseretpå beregninger og målinger.5.5 Detaljeret floraregistrering. Måling af kemiske indikatorer. d8V4E3, eO2S4S4, b1Udført,set, godk.15

5.6 Vurdering af påvirkningsgrad. P2, v5.7 Afsluttende vurdering på trin 5. Opdatering af scenarioanalyserjvf. trin 4.6.V5En komplet vurdering med gennemførelse af alle trin omfatter 33 trin eller arbejdsprocesseraf varierende kompleksitet og omfang, hvoraf dog en del er betingede af tidligere gennemførtefølsomhedsanalyser. Det vil være urealistisk at gennemføre en total vurdering i et megetstort antal sager og forventes, at manualen i praksis vil blive brugt så kun et begrænsetantal sager vil blive genstand for vurdering ud over trin 3. Trin 1 er en ren ammoniakscreeningaf sager, der forventes at kunne gennemføres med en meget begrænset indsats. Behovetfor dokumentation og dermed for anvendelse af de højere niveauer af vurdering vil i nogenudstrækning afhænge af, hvilket niveau der lægges for at give afslag i disse sager og af denlinje, der måtte lægges ved evt. domstolsprøvelse af afgørelserne.Figur 4.1 giver et samlet overblik over processer og data i vurderingerne, der kan anvendessom støtte ved læsning af metode- og databeskrivelserne i afsnit 4.3 og 4.4.Spredningog afsætningS2-4b1Ansøgningb1d6n2Regionalbaggrund,husdyrtæthed,meteorologi, etc.d6 b2Beregningafbaggrundsbelastning O1-2b2eaHydrologiskedata, oplysn.om gødskningOverskridelseraf tålegrænserO1-2n2oBeregningaf ekstraemissionE1-3d2Udpegningaf berørtenaturområder,karakteriseringaf naturtypeB1, P1oBeregningaftålegrænser T1-2eVurderingaf andren1kvælstokilderP1pn1n2d1d8d8d3t d7Jordbundsdata mm.VurderingEmissionsfaktorerd5d4FeltdataAfgrænsningaf områdemed ekstrabelastningS1d34 cm kort, §3 kort, orthofotos,beskyttede områderListe over følsomme naturtyper,liste over + arter, kemiske kriterierd8n2vRuhedsklasser,kategorier af oplande og kanterd5Vurdering afværdi, tilstand,beskyttelseB2,P2procesdataoverførselInput / outputFigur 4.1. Datastrømme og processer ved vurdering af lokal skala effekter af ammoniak som følge enansøgt udvidet husdyrproduktion på en ejendom. Der tages udgangspunkt i oplysninger fra ansøgningenog resultatet er en vurdering, der kan indgå i den samlede sagsbehandling. Numrene henviser16

til databeskrivelser i afsnit 4.3 og metodebeskrivelser i afsnit 4.4. Inputdata (d1-8) er i stor udstrækninggivet i metodebeskrivelserne.17

4.3 Data og resultatera: De relevante oplysninger fra ansøgningenHusdyrtypeAntalStaldtype /GødningssystemGødningsopbevaringUdbringning(svin, kvæg, høns, slagtekyllinger, pelsdyr, får, heste, vægt/alder)(årsdyr, producerede antal dyr)(fuldspalte, fast gulv, dybstrøelse, delvis spalte, bur/gulvdrift forhøns, andet, dage på græs)(flydelag, fast overdækning af gylle, afdækning af markstakke)(arealer (markkort), tidligere gødningsanvendelse, årstid, nedbringningstid,metode (bredspredt, slanger, nedfældning))Oplysningerne fra ansøgningen aggregeres, så detaljeringsgraden passer til de anvendtemetoder.e: Opgørelse af ekstra emissioner fra enkelte punktkilder, dvs. stald(e) og gødnings lagre,samt små (d < 500 m) og store (d > 500 m) fladekilder, der kan udgøres af enkelte ellerflere marker. I trin 1 rapporteres for fladekilder kun placering. Punktkilder med sammenlignelighøjde (fx 3-5 m) og en indbyrdes afstand < 50 m (fx gødningslager i umiddelbartilknytning til stald) summeres til en kilde. Emissioner opgøres i kg N år -1 forpunktkilder og kg N ha -1 år -1 for fladekilder.Produkt: Tabel med beregnede emissioner, beregningsmetode (jvf. E1-3), kildetype(punkt, lille- eller stor fladekilde) og entydig kode (fx a, b, c, el. stald, gylletank, mark1..)for hver kilde. Der angives i en forklarende tekst, hvordan kilden er beskrevet i ansøgningen.For punktkilder lavere end 3 m. eller højere end 5 m. gives højden som kommentar.For fladekilder med meget asymmetrisk form angives dette som kommentar.Tabellen ledsages af et (GIS eller papir) kort med kilderne indtegnet og identificeret medkode.n1: Vurdering af, hvilke naturområder, der kan blive berørt af ekstra kvælstofbelastningsom følge af det ansøgte. En ekstra belastning på minimum 0,5 kg N ha -1 år -1 anvendessom afskæringsgrænse for, hvilke områder der skal indgå i den videre vurdering.Produkt: Tabel med muligt påvirkede naturområder beskrevet ved navn, størrelse (ha)og påvirket del (% og areal). Områdernes navne tages fra eksisterende 4 cm eller §3 kort.Hvis navnene ikke er entydige, angives en kode. Tabellen ledsages af et (GIS eller papir)kort med områderne indtegnet og identificeret med navn og/eller kode.n2: Afgrænsning af naturområder, der på grundlag af hidtil frembragte oplysninger forventesat kunne blive berørt af ekstra kvælstofbelastning som følge af det ansøgte. n2udgør en delmængde af n1, hvor områder, der ikke er truet af kvælstof, ikke er beskyttetmod omlægning etc., eller som får den væsentligste belastning fra andre kilder er frasorteret.Produkt: Tabel med muligt påvirkede naturområder beskrevet ved navn, størrelse (ha),påvirket del (% og areal), hvilke kilder, der påvirker området (kode, jvf e), retningenmellem kilde(n) og området (30 o sektor), ruhedsklasse af det påvirkede område, ruhedsklasseaf oplandet mellem kilden og området, karakterisering af oplandet, karakteriseringaf områdets kant, samt angivelse af, om området forventes at være følsomt foreutrofiering, forsuring eller begge dele. Tabellen ledsages af et (GIS eller papir) kort med19

områderne indtegnet og identificeret med navn og/eller kode. På tabel og evt. kort angivesvurderingstrinet (1-5).p: Vurdering af andre kilder til kvælstofbelastning for områderne, hvor der kan forekommeen betydende forøgelse af depositionen (n1). Belastningen kan enten skyldes gødningsanvendelseeller tilførsler med overfladenært grundvand.Produkt: Tabel med naturområder indeholdt i n1, der modtager væsentlige bidrag afkvælstof fra andre kilder. Der angives navn/kode, påvirkningsgrad (stor, medium, lille),kilden til påvirkningen (diffus belastning, gødskning), og vurderingsmetode (jvf. P1).b1: Beregnede ekstra depositioner til de muligt berørte naturområder afgrænset i n2. Forstørre områder angives depositioner til underområder opdelt efter afstandsklasser ogretningssektorer (net opdelt efter 50m radier og 30 o sektorer).Produkt: Tabel med depositioner (kg N ha -1 år -1 ) for de enkelte berørte naturområder ogunderområder samt områdernes navn/kode og beregningsmetoden (S2-4). Hvis der erforetaget en underinddeling, tildeles hvert delområde en entydig kode, fx baseret påretningssektor og afstand (fx r150a200). Underinddelinger kan evt. indtegnes på kort.b2: Vurdering af den atmosfæriske baggrundsbelastning (kg N ha -1 år -1 ) for de enkelte berørtenaturområder og underområder.Produkt: Tabel med baggrundsbelastning for de enkelte berørte naturområder og underområder,områdernes navn/kode og beregningsmetode (jvf O1-2). For områder, der kuner vurderet til at være truet af eutrofiering, angives baggrundsdeposition af NH X ogNO X . For områder, der kan være truet af forsuring, angives depositionen af NH X , NO X , Sog K+Ca+Mg. For oxyderet og reduceret kvælstof anvendes enheden kg N ha -1 år -1 , forsvovl og basekationer anvendes keq ha -1 år -1 (keq ∼ 1000 Mol C ).t: Beregnede og vurderede tålegrænser for de muligt berørte naturområder afgrænset i n2.For naturtyper, der både er følsomme for eutrofiering og forsuring, beregnes begge tålegrænser.Tålegrænsen for forsuring beregnes som en betinget tålegrænse for N givet detforventede fremtidige niveau for S og BC. Hvor det er muligt, beregnes både en korttids(10 år) og en langtids (100-200 år) tålegrænse.Produkt: Tabel med tålegrænser (kg N ha -1 år -1 ) for N for de muligt berørte naturområderafgrænset i n2, områdernes navn/kode og beregningsmetoden (jvf. T1-2). Typen angives(korttids, langtids, N-eutrofiering, forsuring).o: Beregnede overskridelser af tålegrænsen for de muligt berørte naturområder afgrænset in2.Produkt: Tabel med overskridelser af tålegrænserne (kg N ha -1 år -1 ) for N for de muligtberørte naturområder afgrænset i n2, områdernes navn/kode, beregningsmetoden (jvf.O1-2) og typen af tålegrænse (korttids, langtids, N-eutrofiering, forsuring).v: Vurdering af bevaringsstatus, værdi, driftform og påvirkninger for de muligt berørtenaturområder afgrænset i n2.Produkt: Tabel med vurdering af bevaringsstatus (gunstig, usikker, ugunstig), værdi(uerstattelig, høj, middel, lav), driftform (art: græsning, høslet, hugst, tilgroning, rekrea-20

tiv slitage; grad: ingen, ringe, moderat, kraftig; effekt: positiv, negativ) påvirkninger affunktion (dræning/vandbalance, lateral næringsberigelse, pesticidafdrift, forstyrrelse/slid/erosion).4.4 Metoder4.4.1 EmissionerEmissioner af ammoniak på landbrugsejendomme er primært knyttet til husdyrholdet og tilanvendelsen af husdyrgødning. Anvendelsen af handelsgødning vil normalt ikke give anledningtil så store emissioner, at det vil være nødvendigt at betragte dem i en sagsbehandling.De emissionskilder, der skal tages i betragtning, omfatter dermed ammoniakfordampningfra stalde, gødningslagre, fra gødning afsat på marken af dyr på græs og fra udbringningaf husdyrgødning. Da det i udvidelsessager er effekten af en evt. emissionsforøgelse,der skal vurderes, vil der i mange tilfælde skulle ske en beregning af emissionen før og efterudvidelsen, så differencen kan beregnes. Dette gælder specielt, hvor der samtidig sker etskift i staldsystem el.lign. Hvor der kun sker en forøgelse af husdyrtallet, vil det dog væretilstrækkeligt at beregne emissionen fra det forøgede antal dyr.Ammoniakemissioner beregnes på baggrund af normtal for kvælstofindholdet i den udskiltegødning og emissionsfaktorer for stald, lager og gødningsudbringning. Normtal og emissionsfaktorerer senest revideret i 2001 af en arbejdsgruppe under Danmarks Jordbrugsforskning(Poulsen et al., 2001). Emissionsfaktorerne opgøres som procent af den til rådighed værendekvælstofmængde. Dvs. staldemissionerne beregnes som en procent af N ab dyr, medenslageremissionerne beregnes som en procent af N ab stald, og tabet ved udbringningsom en procent af N ab lager. Emissionsfaktorerne afhænger af husdyrarten, staldsystemetog gødningstypen, og beregningen må derfor foretages separat for hver husdyrart, staldtypeetc. på bedriften. Figur 4.4.1 illustrerer beregningen.N ab dyrdenitrifikatione g emission fra græsningf dstald, mark e s emission fra staldeemission ved udbringning direkte fra stald,u,f(dybstrøelse)N i halmN ab stalde l,g emission fra lager, gylle, ajlelagere l,f emission fra lager, fast, dybstrøelsemarkN ab lagere u,g emission ved udbringning, gylle, ajleemission ved udbringning, fast, dybstrøelsee u,fFigur 4.4.1. Beregning af emissioner fra en landbrugsbedrift med husdyr.I princippet kan beregningen af N ab stald på gødningstyper baseres på normtal for N ab dyrdelt op på fæces og urin og inkludere tilførsel af halm og vaskevand og tab af tørstof i staldensamt omlejring af kvælstof mellem den faste og flydende fraktion. Det er imidlertid valgtat anvende en simplere tilgang, hvor der angives et samlet normtal for N ab dyr og gødningenfordeles på gødningstyper ab stald. Betydningen af den anvendte halmmængde er ikkeentydig, idet halmen indeholder kvælstof og dermed forøger gødningens samlede N indhold,men nettoeffekten af en forøget halmtilførsel kan være et reduceret ammoniaktab fra21

stald og lager. Det er valgt ikke at lade halmmængden indgå i den beskrevne beregningsmetode.E1: Emissionerne beregnes på baggrund af normtal jvf. ovenstående. Normtal og emissionsfaktorerer gengivet i tabel E1t1 til E1t5. Normtallene for udskilt mængde N er i de flestetilfælde baseret på producerede enheder, i nogle tilfælde dog på årsdyr. Det vil værenødvendigt at have det relevante tal fra ansøgningen.For produktion af ungtyre gælder de udskilte mængder pr. producerede dyr med enslagtevægt på 440 kg (328 kg for jersey). For Bindestalde med grebning er den produceredegødning fast gødning og ajle. N-indholdet i hhv. den faste og flydende fraktion abdyr fordeles efter N-indholdet i fæces og urin. For bindestalde med riste, sengebåsestaldeog spaltegulvbokse er den producerede gødningstype gylle. N-indholdet ab dyr sættesfor disse systemer til den samlede udskilte mængde i stalden. Det samme gælder forrene dybstrøelsessystemer. For dybstrøelsessystemer med ædeplads med spalter produceresder også gylle. N-indholdet ab dyr deles med 50% i dybstrøelsen og 50% i gyllen.Ved opdræt går småkalvene ofte i bokse på dybstrøelse de første måneder, indtil deoverføres til et andet staldsystem. Den udskilte mængde er derfor angivet vægtet forkalve under ½ år og fra ½ år til kælving eller slutvægt, hhv. når dyrene er på stald i heleopdrætningsperioden, og når kalvene over ½ år er på græs om sommeren. Den udskiltemængde for et årsdyr eller en produceret enhed er summen af andelen under og over ½år. For ammekøer er endvidere angivet den udskilte mængde for en kødproducerendeenhed (KPE) på 1 årsko + 1,02 kvie + 0,47 ungtyr. Gødningsafsættelsen på mark er baseretpå 165 dage på græs for opdræt og 184 dage for ammekøer. Ved andre græsningsperioderkan der foretages en forholdsmæssig omfordeling mellem stald og mark.For svin anvendes udskilte mængder ab dyr baseret på en produktion af 22 grise pr årssomed en vægt ved fravænning på 7,5 kg. Staldsystemerne for svin består tildels af systemermed hel eller delvis spaltegulv, der producerer gylle, og dybstrøelsessystemer.N-indholdet ab dyr sættes for disse systemer til den samlede udskilte mængde i stalden.For staldsystemer med fast gulv er den producerede gødning fast gødning og ajle. N-indholdet i hhv. den faste og flydende fraktion ab dyr fordeles efter N-indholdet i fæcesog urin. I staldsystemer med opdelt lejeareal produceres dybstrøelse og gylle. N-indholdet ab dyr deles med 50% i dybstrøelsen og 50% i gyllen.For får er der regnet med en staldfodringsperiode på 100 dage, medens der for heste erregnet med en græsningsperiode på 183 dage. Der er for fjerkræ antaget en 14 dagestomgangsperiode pr. produktionscyklus. De udskilte mængder ved specielt fjerkræproduktionenvil afhænge en del af forhold, der kan variere mellem bedrifterne. Der er i afsnitE2 angivet et sæt af ligninger, der kan anvendes ved en konkret vurdering af denudskilte mængde N. Anvendelse af ligningerne fordrer dokumentation for 1) tilvækstensstørrelse, 2) ægproduktionens størrelse og produktionsperioden, 3) mængden afanvendt foder og 4) det indkøbte foders indhold af N. Disse oplysninger vil imidlertidofte være - eller kunne gøres tilgængelige for sagsbehandlingen.Kompleksiteten af beregningen stiger jo mere det ansøgte adskiller sig fra situationenfør, jo flere husdyr-, stald- og gødningstyper, der er tale om, ved dyr på græs og ved udkørselaf gødning direkte fra stalden. Beregningen vil kunne foretages af ansøgeren.Landbrugets Rådgivningscenter har udviklet et regneark, der er gratis tilgængeligt påderes hjemmeside, og som i de fleste tilfælde vil kunne anvendes. Hvis emissionsberegningenleveres af ansøgeren, bør nøgletallene og de væsentligste forudsætninger tjekkes.22

Tabel E1t1. Normtal for N ab dyr (Poulsen et al., 2001).Svin kg N dyr -1 Fjerkræ kg N dyr - 1Søer 26,72 Slagtekyllinger, 35 dage 0,04051Smågrise 0,65 Slagtekyllinger, 40 dage 0,05362Slagtesvin 3,14 Slagtekyllinger, 45 dage 0,06648FRATS 3,79 Skrabekyllinger, 56 dage 0,06336Kvæg Øko kyllinger, 81 dage 0,127Malkekøer, stor race 127,3 Kalkuner, høner 0,4811Kalve, 0 - 6 mdr., stor race 5,8 Kalkuner, haner 0,8782Kvier, 6 mdr-kælvning, stor race 30,8 Ænder 0,1726Ungtyre, 6mdr-382 dage, stor race 24,3 Gæs 0,5608Ammekøer, stor race 73,3 Konsumæg, bur 0,655Malkekøer, jersey 105,2 Konsumæg, skrabe 0,8572Kalve, 0 - 6 mdr., jersey 4,9 Konsumæg, fritgående 0,8001Kvier, 6 mdr-kælvning, jersey 22 Konsumæg, økologisk 0,8787Ungtyre, 6mdr-382 dage, jersey 18,2 Rugeæg 0,9073Hønniker, konsumæg 0,107Pelsdyr Hønniker, HPR 0,1394årstæve med hvalpe 4,588pr. skind produceret 0,879Tabel E1t2. Normtal for N ab dyr for kvæg på græs om sommeren (Poulsen et al., 2001).kg N dyr -1 , stald kg N dyr -1 , græsOpdræt, stor race, dyr over 6 mdr 165 mdr på græs 19,4 20,2Opdræt jersey, dyr over 6 mdr 165 mdr på græs 14,6 15,2Opdræt, stor race, 6 mdr til kælvning, sommergræs 1) 13,6 20,2Opdræt, jersey, 6 mdr til kælvning, sommergræs 2) 9,7 15,2Ammekøer. sommergræs 184 dage 28,3 45,01 Kødproducerende enhed 3) 55,0 77,01) 0,7852 årsopdræt Den udskilte mængde adderes med bidraget for 0-½ år for produktion af et årsopdræt.2) 0,7595 årsopdræt.Den udskilte mængde adderes med bidraget for 0-½ år for produktion af et årsopdræt.3) 1 ammeko incl. 1,02 kvie + 0,47 ungtyr på 470 kg.Tabel E1t3 Fordampningsfaktorer (%) for forskellige staldsystemer (Poulsen et al., 2001).Staldtype e s (%) Staldtype e s (%)SvinFjerkræDelspalte, løbe og drægtigheds, smågrise 10 Slagtekyllinger 20Delspalte, slagtesvin, FRATS 12 Skrabekyllinger, øko kyllinger (slagte) 25Fuldspalte, løbe og drægtigheds 14 Kalkuner, ænder, gæs (slagte) 20Fuldspalte, smågrise, slagtesvin 16 Æg, gulvdrift + gødningsk. +udeareal 30Fast gulv, løbe og drægtigheds 16 Æg, Øko. Gulvdrift + udeareal 28Fast gulv, smågrise 25 Æg, gulvdrift + gødningsk., skrabe 35Fast gulv, slagtesvin, FRATS 18 Æg, voliere + gødningsbånd, skrabe 14Strøet+spalter 12 Æg, bure + gødningskælder 12Strøet+fast gulv 14 Æg, bure + gødningsbånd, fast gødning 10Dybstr+spalter, løbe og drægtigheds 13 Æg, bure + gødningsbånd, gylle 10Dybstr+spalt, smågrise, slagtesvin, FRATS 13,5 Rugeæg, gulvdrift + gødningskum. 30Dybstr+fast gulv 14,3 Hønniker, konsum, netdrift, 119 dage 40Dybstrøelse 15 Hønniker, konsum, gulvdrift, 119 dage 25Friland 15 Hønniker, Rugeæg, gulvdrift, 119 dage, HPR 25Kassesti, delspalte 10Kassesti, fuldspalte 2023

Løsdrift, fast gulv 15 PelsdyrLøsdrift, delspalte 13 Gødningsrender 65Drænet gulv 14 Net 25Tabel E1t3 fortsat. Fordampningsfaktorer (%) for forskellige staldsystemer (Poulsen et al., 2001).KvægBindestald, grebning 5Bindestald, riste 3Sengestald, fast gulv 10Senge, spalter + linespil 6Senge, spalter + bagskyl 8Senge, spalter+ringkanal 8Dybstrøelse 6Dybstr. + fast gulv 7Dybstr., spalter+linespil 6Dybstr.,spalter+bagskyl 6,8Dybstr.,spalter+ringkanal 6,8Trædeudmugning 8Dybstr, k ædepl+fastgulv 6Dybstr, l ædepl.+fast 7,6Spaltegulvsbokse 8,0Tabel E1t4. Fordampnings- og denitrifikationsfaktorer for gødningsopbevaringGødningsart e l (%)Gylle 2Ajle 2Fast gødning, svin 25Fast gødning, kvæg 5Fast gødning, fjerkræ 5Dybstrøelse, svin+kvæg 25Dybstrøelse, fjerkræ 15Denitrifikation fra dybstrøelse 5Tabel E1t5. Fordampningsfaktorer for gødningsudbringning.Gødningstype teknik Afgrøde tidspunkt nedbragt 1 e u , e g (%)Gylle + ajle nedfældninig - vinter-forår umiddelbart 2+ sommer-efterår umiddelbart 2Gylle + ajle slæbeslanger - vinter-forår < 12 timer 7- vinter-forår > 12 timer 10- vinter-forår ikke 20+ forår-sommer ikke 6+ sommer-efterår ikke 2- sommer-efterår < 12 timer 10- sommer-efterår > 12 timer 20- sommer-efterår ikke 25Gylle + ajle bredspredning - vinter-forår < 12 timer 7- vinter-forår > 12 timer 10- vinter-forår ikke 20+ forår-sommer ikke 30+ sommer-efterår ikke 30- sommer-efterår < 12 timer 10- sommer-efterår > 12 timer 20- sommer-efterår ikke 251 Husdyrgødningsbekendtgørelsen fastsætter, at flydende husdyrgødning, der udbringes på ubevoksende arealer,skal nedbringes hurtigst muligt og inden 6 timer. Seneste revision af normtal og emissionsfaktorer (Poulsen et al,2001) omfatter ikke fordampningsfaktorer for flydendehusdyrgødning nedbragt inden 6 timer.24

Fast gødning bredspredning - vinter-forår < 12 timer 3,5- vinter-forår > 12 timer 5- vinter-forår ikke 10+ forår-sommer ikke 15+ sommer-efterår ikke 15- sommer-efterår < 12 timer 5- sommer-efterår > 12 timer 10- sommer-efterår ikke 12,5Dyr på græs - + forår-efterår ikke 8Fordeling af emissionerDe beregnede emissioner sammenstilles i en tabel med angivelse af, kildetype (punkt,lille (< 500 m) eller stor fladekilde og entydig kode (fx a, b, c, el. stald, gylletank, mark1.)for hver kilde. Der angives i en forklarende tekst, hvordan kilden er beskrevet i ansøgningen.For punktkilder lavere end 3 m. eller højere end 5 m. gives højden som kommentar.For fladekilder med meget asymmetrisk form angives dette som kommentar.Tabellen ledsages af et (GIS eller papir) kort med kilderne indtegnet og identificeret medkode. Emissioner fra stalde og opbevaringsanlæg fordeles på basis af den oplyste produktion,kapacitet og udnyttelse af ejendommens stalde og opbevaringsanlæg. For udbringningsarealerkan gødningsplaner jvf. ansøgningen lægges til grund ved vurderingaf, hvilke arealer, der vil modtage husdyrgødning.De anvendte emissionsfaktorer ved udbringning giver ca. dobbelt så store procentuelletab ved udbringning af flydende husdyrgødning sammenlignet med fast gødning (8,5mod 4,2%). Til gengæld vil de udbragte mængder af fast gødning typisk være størrepga. en forventet lavere førsteårs virkningsgrad. En godkendelse vil dække en længereårrække, hvor de enkelte marker vil modtage forskellige mængder husdyrgødning somfølge af sædskiftet og andre varierende forhold. Det kan derfor ikke anbefales at læggeet enkelt års gødningsplan til grund for en forventning om den fremtidige fordeling afhusdyrgødningen. Det anbefales jvf. afsnit 4.4.2. at anvende den største lovlige udbringningved vurdering af høj scenariet for den mulige belastning for de berørte områder.Hvis den samlede beregnede emission fra udbragt husdyrgødning delt med det samledehusdyrgødede areal på ejendommen er lavt, kan dette tages i betragtning, eventuelt ogsåved overvejelse af vilkår jvf. kapitel 6.VurderingUsikkerhederne på de beregnede emissioner vil være betragtelig bl.a. pga. den store indflydelsefra lokale forhold. Det anbefales, at der foretages en forholdsvis nøje overvejelseaf, om der findes specielle forhold på ejendommen. Specielle forhold kunne fx være:• Hvor der anvendes en fodringspraksis, der medfører væsentlige forskelle i N udskillelsenab dyr ift. normtallene.• Ved forhold i produktionen, der adskiller sig væsentligt fra normtallene, fx anderledesmælkeydelse, andre slutvægte for producerede dyr etc.• Ved anvendelse af staldtyper eller gødningsopbevarings/-behandlingssystemer, hvorde angivne normtal ikke forventes at kunne anvendes.• Ved anvendelse af specifikke tiltag til begrænsning af ammoniakemissionerne.I den samlede analyse anvendes et skønnet usikkerhedsinterval på +50% for de fundneabsolutte emissioner med anvendelse af E1 metoden. Det skal dog bemærkes, at emissionsopgørelsenfor før- og efter situationen ikke er uafhængige, så usikkerheden på denberegnede forskel eller emissionsforøgelse vil være mindre.25

E2: Der foretages en lidt mere detaljeret emissionsopgørelse med inddragelse af lokale forholdmed kendt betydning for den udskilte mængde N ab dyr og for emissionsfaktorernefor tab fra stald, lager og ved udbringning. Tekniske virkemidler til reduktion af ammoniakemissionerneer beskrevet bl.a. i rapporten ’Teknologiske muligheder for reduktionaf ammoniakfordampningen fra landbruget’ (Rom et al., 1999). Rapporten er tilgængeligpå Danmarks JordbrugsForsknings hjemmeside www.agrsci.dk.Den samlede udskilte kvælstofmængde og fordelingen på gødningstyper opgøres for deforskellige husdyrarter og gødningssystemer. Som grundlag anvendes en beregning afudskilt kvælstof ab dyr. Normtallene er primært baseret på årsdyr og producerede enheder.Ved slagtevægtsgrænser imellem de angivne for tyre og svin, og ved slagtealdreimellem de angivne for fjerkræ, kan den nærmeste omregningsfaktor anvendes, elleromregningsfaktoren kan findes ved interpolation eller ekstrapolation ud fra de angivnefaktorer. For arter af husdyr, der ikke nævnes og for afgasset gylle fra fællesbiogasanlæg,omregnes til dyreenheder ud fra N-indhold, idet et indhold på 100 kg N ab lagerinklusiv den mængde, der afsættes på marken, svarer til 1 dyreenhed.N ab dyrGødningens indhold ab dyr beregnes som udgangspunkt ved anvendelse af normtallenei tabel E1t1-2 eller tages fra ansøgningen, hvis der foreligger acceptabel dokumentation.For kvæg gælder, at de udskilte kvælstofmængder ab dyr kan korrigeres, hvis mælkeydelseeller afgangsvægt af de producerede dyr afviger fra de anvendte antagelser, ellerhvis foderets sammensætning afviger fra det normale. Korrektionen kan baseres på angivelsernei Bekendtgørelse om jordbrugets anvendelse af gødning og om plantedække.Der er opstillet to typer af ligninger (t1 og t2), hvor t1 anvendes, hvis foderets sammensætningikke er kendt. Bekendtgørelsen indeholder tillige normtal for indholdet af råproteini forskellige typer af foder. Følgende korrektioner kan anvendes (E2l1-8):E2l1-8Malkekøert1: For hver 100 kg mælk, som produceres mere eller mindre end 7659 kg mælk pr. årsko for storrace (5460 for jersey), tillægges eller fratrækkes 0,7% af kvælstoffet i gødningen (1,1% for jersey).t2: Ved opgørelse af fodermængde, indhold af råprotein i foderet, mælkeydelse og proteinprocenteni mælk skal korrektionsfaktoren beregnes ved hjælp af formlen:((fe pr. årsko x g råprotein pr. fe/6250) - (kg mælk pr. årsko x pct. protein i mælk/638)1,7)/127 (stor race)((fe pr. årsko x g råprotein pr. fe/6250) - (kg mælk pr. årsko x pct. protein i mælk/638)1,0)/105,2 (jersey)Fedekvægt1: Hvis afgangsvægten afviger fra 440 kg (328 kg for jersey), korrigeres med følgende faktor:1,825 x afgangsvægt + 0,00605 x (afgangsvægt)²695(stor race)12802,308 x afgangsvægt + 0,00676 x (afgangsvægt)²500(jersey)980t2: * Ved opgørelse af fodermængde fra 6 måneders alderen, indhold af råprotein i foderet og tilvækstskal korrektionsfaktoren beregnes ved hjælp af formlen:((fe pr. tyr i vægtintervallet x g råprotein pr. fe/6250) - (kg tilvækst x 0,0245))/24,3 (stor race)26

((fe pr. tyr i vægtintervallet x g råprotein pr. fe/6250) - (kg tilvækst x 0,0245))/18,2 (jersey)* Anvendes formlen, kan der også korrigeres for kvælstofindholdet i dybstrøelse fra småkalve. Hvis småkalvenesophold på dybstrøelse afviger fra 6 måneder, kan kvælstofindholdet korrigeres forholdsvist.For svin kan de udskilte kvælstofmængder ab dyr korrigeres, hvis antallet - eller fravænningsvægtenaf de producerede grise eller afgangsvægten af de producerede dyr afvigerfra de nævnte antagelser, eller hvis foderets sammensætning afviger fra det normale.Korrektionen kan baseres på angivelserne i Bekendtgørelse om jordbrugets anvendelseaf gødning og om plantedække. Følgende korrektioner kan anvendes (E2l9-13):E2l9-13Søert2: Ved opgørelse af fodermængde, indhold af råprotein i foderet, antal fravænnede grise og fravænningsvægtskal korrektionsfaktoren beregnes ved hjælp af formlen:((fe pr. årsso x g råprotein pr. fe/6250) - 1,5 - (antal fravænnede grise pr. årssox fravænningsvægt x 0,024 kg N pr. kg tilvækst))/26,6Smågriset1: Ved afvigende indgangs- og afgangsvægt korrigeres med følgende faktor:(afgangsvægt - indgangsvægt) x (21,4 + (0,18 x (afgangsvægt + indgangsvægt)))642t2: Ved opgørelse af fodermængde, indhold af råprotein i foderet, fravænningsvægt og afgangsvægtskal korrektionsfaktoren beregnes ved hjælp af formlen:((fe pr. produceret gris x g råprotein pr. fe/6250)- ((afgangsvægt - fravænningsvægt)x 0,026 kg N pr. kg tilvækst))/0,64Slagtesvint1: Ved afvigende indgangs- og afgangsvægt korrigeres med følgende faktor:(afgangsvægt - indgangsvægt) x (21,4 + (0,18 x (afgangsvægt + indgangsvægt)))3150t2: Ved opgørelse af fodermængde, indhold af råprotein i foderet, indgangsvægt og slagtevægt skalkorrektionsfaktoren beregnes ved hjælp af formlen:((fe pr. produceret svin x g råprotein pr. fe/6250) - ((slagtevægt x 1,31 - indgangsvægt)x 0,028 kg N pr. kg tilvækst))/3,15De udskilte mængder ved fjerkræproduktion vil afhænge en del af forhold, der kan varieremellem bedrifterne. Der er derfor opstillet et forholdsvis detaljeret sæt af ligninger,der kan anvendes ved en konkret vurdering af den udskilte mængde N. Når ligningerneanvendes er det nødvendigt med dokumentation for:1) tilvækstens størrelse,2) ægproduktionens størrelse og produktionsperioden,3) mængden af anvendt foder og4) det indkøbte foders indhold af N.Disse oplysninger vil imidlertid ofte være - eller kunne gøres tilgængelige for sagsbehandlingen.De anbefalede ligninger er angivet i nedenstående (E2l14-29).E2l14-22SlagtefjerkræVed opgørelse af fodermængde, indhold af råprotein i foderet og tilvækst skal korrektionsfaktorenberegnes ved hjælp af formlerne:((kg foder pr. produceret kylling x protein pct. i foder x 1,6)Slagtekyllinger, 35 dage:- (kg tilvækst pr. produceret kylling x 28,8))/40,5Slagtekyllinger, 40 dage: ((kg foder pr. produceret kylling x protein pct. i foder x 1,6)27

Slagtekyllinger, 45 dage:Skrabekyllinger, 56 dage:Slagtekyllinger, økol, 81dage:Kalkuner, hunner:Kalkuner, hanner:Ænder :Gæs:E2l23-29- (kg tilvækst pr. produceret kylling x 28,8))/53,6((kg foder pr. produceret kylling x protein pct. i foder x 1,6)- (kg tilvækst pr. produceret kylling x 28,8))/66,5((kg foder pr. produceret kylling x protein pct. i foder x 1,6)- (kg tilvækst pr. produceret kylling x 28,8))/63,4((kg foder pr. produceret kylling x protein pct. i foder x 1,6)- (kg tilvækst pr. produceret kylling x 28,8))/156,6((kg foder pr. produceret kalkun x protein pct. i foder x 0,16)- (kg tilvækst pr. produceret kalkun x 2,88))/48,1((kg foder pr. produceret kalkun x protein pct. i foder x 0,16)- (kg tilvækst pr. produceret kalkun x 2,88))/87,8((kg foder pr. produceret and x protein pct. i foder x 0,16)- (kg tilvækst pr. produceret and x 2,4))/17,3((kg foder pr. produceret gås x protein pct. i foder x 0,16)- (kg tilvækst pr. produceret gås x 2,4))/56,1Høns og hønnikerVed opgørelse af fodermængde, indhold af råprotein i foderet, produktion af æg og tilvækst skalkorrektionsfaktoren beregnes ved hjælp af formlerne:((kg foder pr. indsat høne x protein pct. i foder x 0,16)Fritgående høns:-(kg æg pr. indsat høne x 1,81) -(kg tilvækst pr. indsat høne x 2,88))/74,1((kg foder pr. indsat høne x protein pct. i foder x 0,16)Økologiske høns:- (kg æg pr. indsat høne x 1,81) -(kg tilvækst pr. indsat høne x 2,88))/82,8((kg foder pr. indsat høne x protein pct. i foder x 0,16)Skrabehøns:- (kg æg pr. indsat høne x 1,81)- (kg tilvækst pr. indsat høne x 2,88))/85,7((kg foder pr. indsat høne x protein pct. i foder x 0,16)Burhøns:- (kg æg pr. indsat høne x 1,81)- (kg tilvækst pr. indsat høne x 2,88))/70,0((kg foder pr. indsat høne x protein pct. i foder x 0,16)HPR-høner:- (kg æg pr. indsat høne x 1,81)- (kg tilvækst pr. indsat høne x 2,88))/88,7((kg foder pr. produceret hønnike x protein pct. i foder x 0,16)Hønniker, konsum:- (kg tilvækst pr. produceret hønnike x 2,88))/10,7((kg foder pr. produceret hønnike x protein pct. i foder x 0,16)Hønniker, HPR:- (kg tilvækst pr. produceret hønnike x 2,88))/13,9Mink:Ved opgørelse af fodermængde skal korrektionsfaktoren beregnes ved hjælp af formlen:(kg foder pr. årstæve)/196Emissioner fra staldStaldemissioner beregnes ved anvendelse af emissionsfaktorerne i tabel E1t3 og det beregnedeN-indhold ab dyr for den udskilte husdyrgødning for hver husdyr- og staldtypefor sig. Der forventes at være stor variation i emissionerne fra stald til stald, også indenforden samme husdyrart og staldtype, bl.a. som følge af 1) forskelle mellem staldtyperog dyrearter, der ikke dækkes af hovedgrupperne, 2) forskelle i staldindretning, 3)forskelle i staldklima, herunder ventilation, 4) forskelle i den menneskelige faktor, driftledelsemm. og 5) forskelle i dyrenes adfærd.En godkendelse vil dække en længere årrække, hvor der kan ske ændringer i den driftmæssigepraksis og andre forhold. Det kan derfor ikke anbefales at lægge en atypiskpraksis på bedriften til grund ved vurdering af ansøgningen. Der findes imidlertid tekniskevirkemidler med dokumenteret effekt på staldemissionerne. Hvis de tekniske forholdsåledes betinger lavere emissioner, bør dette inddrages i vurderingen. . Det skaldog bemærkes, at de væsenligste usikkerheder ved vurdering af natur- og miljøeffekterneaf en ansøgning kun i få tilfælde vil forventes at ligge på fastsættelse af emissionernesstørrelse. Tabel E2t6 opstiller en række af tekniske virkemidler og den forventede ændringi forhold til staldsystemer udpeget som reference (Rom et al., 1999).28

Tabel E2t6. Reduktionsmuligheder for emissioner fra stalde. Tallene angiver emissionsfaktorenrelativt til et referencestaldsystem.kvæg sengestald med spalter i gangarealerne 1vindnet, minimering af luftstrøm i kanaler mm. 0,87-0,93hyppig udslusning og smudsafvisende overflader 0,73-0,80riflet gulv og hyppig skrabning 0,47-0,53svin fuldspaltegulv med betonspalter 1delvis spaltegulv m. betonspalter (40% spalteareal) 1 0,75flere daglige tømninger af gyllekanaler 0,79reduktion af gyllens temperatur 0,66-0,71reduceret emissionsareal og smudsafvisende overflader 0,63fjerkræ burdrift med flydende gødning 1burdrift med flydende gødning; hyppig daglig udmugning 0,50burdrift: tørring på bånd, 2 daglige udmugninger 0,33-0,42gulvdrift: fast staldgødning eller dybstrøelse 1gulvdrift: fast staldgødning og hyppig udmugning 0,35-0,411 forudsat at overfladen på det faste gulv friholdes for ajle og gødning.Emissioner fra lagerEmissioner fra gødningslagre beregnes ved anvendelse af emissionsfaktorerne i tabelE1t4 og et beregnet N-indhold ab stald for den udskilte husdyrgødning for hver husdyrogstaldtype for sig. I nogle tilfælde vil gødningens N-indhold ab stald være veldokumenteret,specielt ved køb og salg af gødning. Indholdet kan tages fra ansøgningen, hvisdokumentationen findes acceptabel, fx baseret på målinger.Hvis de nødvendige oplysninger findes, kan de udskilte mængder N ab dyr bruges somudgangspunkt ved beregning af N ab stald. N ab dyr reduceres med det fundne tab vedammoniakemission fra stalden, der tillægges N i form af strøelse (ca. 5 g N pr kg tørstof)og fratrækkes et tab på 10% point for denitrifikation af dybstrøelse fra svin i stalden.Endelig beregnes omlejringen som 5% af fæces ab dyr omlejret til urin, en opsugning afurin i svinefæces på 0,5 kg pr kg fæces ab dyr og en opsugning af urin i strøhalm på 2,5kg pr kg strøhalm. For gyllesystemer er denne beregning relativt uproblematisk.Hvis N-indholdet ab lager er veldokumenteret, og lageret ikke tilføres væsentligemængder af kvælstof fx i form af ensilagesaft, kan emissionen fra lageret beregnes påbaggrund af N ab lager ved anvendelse af ligning E2l30:E2l30:emission fra lager = N ab lager * ef / (1-ef),hvor ef er emissionsfaktoren fundet fra tabel E1t4. Denne ligning kan også anvendes påbasis af tal for N ab lager fundet på baggrund af normtal evt. suppleret med ligningerneE2l1-29.De faktiske tab fra gødningslagre vil være meget afhængig af de aktuelle forhold. Ammoniaktabetreduceres forholdsvis effektivt ved overdækning af lagrene, men effektenaf fx et flydelag afhænger meget af, at det er korrekt etableret, hvilket kan være vanskeligtfor svinegylle. Der kan regnes med mere end en halvering ved overdækning af lagreaf fast gødning, hvor der ikke er daglig adgang til gødningslageret. 90% reduktion ermulig.Emissioner ved udbringningEmissioner fra udbragt husdyrgødning beregnes ved anvendelse af emissionsfaktorernei tabel E1t5 og N-indhold for gødning ab lager for hver husdyr- og staldtype for sig. Forgødning afsat af dyr på græs anvendes en emissionsfaktor på 8 % af N ab dyr. GødningensN indhold ab lager tages fra ansøgningen, hvis der findes acceptabel dokumentati-29

on i form af målinger. Alternativt kan N-indholdet ab lager baseres på normtallene i bilag1 i bekendtgørelse om jordbrugets anvendelse af gødning og om plantedække.Normtallene kan efter behov korrigeres ved anvendelse af ligning E2l1-29. Principieltkunne der tages højde for eventuelle afvigelser fra normen i de fundne tab fra stald oglager, således at et forventet tab fra stald og lager, der ligger under normen, alt andet ligeskulle give et højere forventet N-indhold i gødningen ab lager. Det er imidlertidtvivlsomt, om dette ville give en højere præcision i de beregnede markemissioner, og detanbefales derfor at anvende normen for gødning ab lager som grundlag for beregning afmarkemissionerne.Mulighederne for reduktion af emissionerne fra udbragt husdyrgødning ligger primærti en optimering af kombinationen af udbringningsstrategi og udstyr og den almindeligedriftledelse. Ingen af udbringningsmetoderne er optimale under alle forhold, og emissionernevil kunne reduceres væsentligt ved at vælge udbringningsmetode efter den aktuellesituation, eventuelt kombineret med andre dyrkningstekniske foranstaltningersom ukrudtsharvning og vanding. Som tidligere bemærket vil en godkendelse dække enlængere årrække, hvor der kan ske ændringer i den driftmæssige praksis og andre forhold,og det kan derfor ikke anbefales at lægge en atypisk praksis på bedriften til grundved vurdering af ansøgningen.Fordeling af emissionerDe beregnede emissioner sammenstilles i en tabel med angivelse af emission, kildetypeog entydig kode for hver kilde. Der angives i en forklarende tekst, hvordan kilden er beskreveti ansøgningen. For punktkilder lavere end 3 m. eller højere end 5 m. gives højdensom kommentar. For fladekilder med meget asymmetrisk form angives dette somkommentar. Tabellen ledsages af et (GIS eller papir) kort med kilderne indtegnet ogidentificeret med kode. Emissioner fra stalde og opbevaringsanlæg fordeles på basis afden oplyste produktion, kapacitet og udnyttelse af ejendommens stalde og opbevaringsanlæg.For udbringningsarealer kan gødningsplaner jvf. ansøgningen lægges til grundved vurdering af, hvilke arealer, der vil modtage husdyrgødning. Det anbefales at foretageen fordeling af husdyrgødning ud fra et konstrueret typisk sædskifte og en skønnetnormal tildeling til arealer udenfor omdriften. Arealer, der ikke forventes at modtagehusdyrgødning holdes ude af betragtning.UsikkerhederDer er ganske væsentlige usikkerheder forbundet med opgørelsen af ammoniakemissioner,ikke mindst på ejendomsniveau. Usikkerhederne på emissioner fra stald og lagerforventes primært at ligge på de anvendte emissionsfaktorer. Det anbefales at anvendeet usikkerhedsinterval på +50%. Det samme gælder emissionsfaktorerne ved udbringningog for dyr på græs. Den væsentligste usikkerhed vedr. emissioner fra udbragt gødningvil være gødningens fordeling på arealerne, der principielt ikke kan kendes. Deneksisterende lovgivning sætter forholdsvis vide rammer for den tilladelige udbringningpå enkelt arealer. For rene husdyrbrug med en husdyrtæthed tæt på harmonikravet vilder dog være en øvre grænse for, hvor skævt gødningen kan fordeles på ejendommensareal. Det anbefales at foretage en konkret vurdering, hvis vurderingen i trin 1 (S1) viser,at der kan være problemer omkring udbringningsarealerne.4.4.2 Spredning og afsætningEffekter af ammoniakemissioner fra en given landbrugsproduktion optræder, hvor emissionengiver et væsentligt bidrag til den samlede belastning af et følsomt naturområde, og den30

samlede belastning af området overskrider områdets tålegrænse. Bestemmelse af bidraget fraenkelte lokale kilder til den samlede deposition af ammoniak og ammonium på et naturområdeer ikke nogen simpel opgave. Bidraget vil afhænge af en række lokale forhold, dermangler veletablerede værktøjer til beregning af afsætningen, og usikkerheden i vurderingerneer derfor også betydelig.En skitse af en mulig situation ved beregning af lokal-skala spredning og afsætning er vist ifigur 4.4.2. Til venstre på figuren er illustreret et kildeområde med punkt- og fladekilder; tilhøjre ligger et naturområde (overdrev), hvor depositionen som følge af emissioner fra kilderneønskes bestemt. Området mellem kilderne og naturområdet er her benævnt oplandet.VindVertikal og horisontalopblandingturbulenskildehøjdedepositiondepositionhegnoverdrevpunktkildefladekilderuhed, orografikantruhed, orografiKilde områdeoplandnaturområdeFigur 4.4.2. mulig situation ved beregning af lokal-skala spredning og afsætning. Nogle af de væsentligsteparametre i beregningen er illustreret.Der kan ved lave koncentrationer, regnes med en lineær sammenhæng mellem koncentrationernei luften tæt ved jorden og tørdepositionen, der dominerer afsætningen på lokal skala.Depositionshastigheden vil bl.a. afhænge af ruheden af overfladen, hvor skov har stor ruhed,medens fx landbrugsafgrøder har lavere ruhed. Helt tæt på kilden, hvor ’røgfanen’ ikke harnået jorden, er afsætningen lav. Denne zone vil dog være meget smal for de relativt lavelandbrugskilder. Luftkoncentrationerne og dermed afsætningen falder meget hurtigt medafstanden til kilden. Den væsentligste årsag hertil er fortyndingen af ’røgfanen’ som følge afopblanding i et stadigt større luftvolumen. Denne effekt er mest udtalt for punktkilder ogaftager med størrelsen af kildeområdet. Afsætning på jordoverfladen vil medføre et koncentrationsfaldi luften tæt ved jorden og dermed lavere deposition, men også en vertikal tilstrømningaf stof fra højere luftlag ved diffusion, eller, mere effektivt, som følge af turbulens.En række faktorer vil påvirke den lokale afsætning:31

• Der vil kun ske en forureningspåvirkning af et naturområde som følge af en given emission,når vinden blæser fra kilden til naturområdet. Belastningen af et naturområde fraen given kilde vil derfor være proportional med hyppigheden af vindretningen fra kildentil naturområdet.• Koncentrationerne i røgfanen er overalt omvendt proportionale med vindhastigheden,og en højere gennemsnitlig vindhastighed vil derfor tendere til at give lavere afsætning.Forholdet er dog ikke fuldt proportionalt, fordi højere vindhastighed også giver øget turbulens.Vindhastighederne kan variere lokalt afhængigt af, om naturområdet fx liggerved foden af eller på toppen af en bakke.• Ruheden af naturområdet spiller en stor rolle for afsætningen. Større ruhed, fx som følgeaf opvækst af træer og buske, vil give højere afsætning. Ved ruhedsspring fx ved kantenaf et naturområde kan afsætningen desuden være væsentligt forhøjet.• Ruheden af oplandet spiller den modsatte rolle. Større ruhed af oplandet vil forøge tykkelsenaf det lag, forureningen blandes op i, og dermed medvirke til at fortynde forureningen.Der vil endvidere ske en større afsætning på oplandet, men dette har på lokalskala mindre betydning for koncentrationerne.En konkret vurdering af belastningen af et naturområde må således inddrage en række lokaleforhold. De væsentligste parametre benævnes u 10m , der angiver den gennemsnitligevindhastighed i 10 meters højde, z 0 , der er ruhedshøjden af overfladerne og R c , der er overflademodstandenfor deposition af ammoniak.S1: En første afgrænsning foretages af det muligt berørte område. Grænsen fastsættes såemissioner fra udbragt husdyrgødning udenfor det afgrænsede område maksimalt kanbidrage med 1 kg N ha -1 år -1 til den samlede belastning. Emissionerne fra stald/lager,gødningslagre placeret frit på ejendommen og fra udbringningsarealer behandles særskilt(bidragene adderes ikke, men arealafgrænsningen foretages som foreningsmængdenaf de afgrænsede områder for de enkelte kilder). Afgrænsningen foretages for et højdepositionsscenario (u 10 m = 3,3 m s -1 , z 0 = 1,4 m, R c = 15 sm -1 , hyppighed af vindretning= 0,21). De beregnede depositioner tæt på kilden vil dermed ligge højt sammenlignetmed mere gennemsnitlige danske forhold. Der er endvidere taget højde for, at blandingslagetstykkelse primært vil afhænge af oplandet, og depositionerne på større afstandaf kilden dermed vil kunne være større end resultatet af en modelberegning meddet angivne sæt af parametre.Afstandsgrænserne aflæses for de enkelte udbringningsarealer fra figur S1f1 ved indsættelseaf et skønnet niveau for de mulige ekstra emissioner fra arealet. På dette trin afvurderingen foretages der udelukkende en screening af, om det ansøgte kan give anledningtil problemer, medens den konkrete vurdering af væsentligheden af et muligt problemforetages senere. Der skal derfor anlægges en worst case betragtning, der tager højdefor, at der ikke nødvendigvis sker en jævn fordeling af husdyrgødningen på ejendommen,hverken før eller efter udvidelsen. Det vil sige, at der kan tages udgangspunkt iemissioner svarende til gødningsnormen for en forholdsvis kvælstofkrævende afgrødedivideret med en typisk virkningsgrad for den aktuelle gødningstype ganget med en typiskemissionsfaktor (jvf. E2). Dette kunne fx være en gødningsnorm på 230 kg N ha -1 år -1for et sædskifte med foderafgrøder, en virkningsgrad på 0,5-0,6 og en emissionsfaktor på10% for gylle svarende til en emission på ca. 40 kg N ha -1 år -1 , eller en afstandsgrænse på50 – 420 m afhængigt af udbringningsarealets størrelse.Størrelsen af udbringningsarealerne har forholdsvis stor betydning. De anvendte størrelsesklasserskal fortolkes således, at den største størrelse på 2000 m anvendes, hvor et naturarealstøder op til et opland, der er domineret af dyrket land, medens størrelsen på 200m anvendes, hvor et naturareal støder op til en enkelt mark på få ha i et opland der i øv-32

igt domineres af natur eller andre arealer, hvor der ikke forventes større emissioner. Deøvrige størrelseklasser repræsenterer mellemformer mellem disse situationer. For oplandder består af en mosaik af mindre dyrkede arealer og natur o.lign kan den store arealstørrelseanvendes, medens emissionstætheden reduceres svarende til andelen af dyrketland.Omkring punktkilder foretages en tilsvarende afgrænsning baseret på afstandsgrænsernei figur S1f2. Kurven er baseret på det samme parametersæt som S1t1, dvs. der er anvendtet sæt af parametre, der giver relativt stor lokal afsætning (u 10 m = 3,3 m s -1 , z 0 = 1,4 m, R c= 15 sm -1 , hyppighed af vindretning = 0,21). Afgrænsningen afsættes som en cirkel medradius svarende til den aflæste afstand omkring de enkelte punktkilder. I praksis vilhyppigheden af de enkelte vindretninger (opgjort på vindsektorer) kunne variere medmere end en faktor 5, og depositionerne indenfor den afsatte radius vil dermed være betydeligtlavere, specielt for de mindre hyppige vindretninger (områder S og V for kilden,jvf. S2t1). Betydningen heraf vurderes i trin 2.160014001200afstand10008006002000 m område1000 m område400500 m område200200 m område00 25 50 75 100emission (kg N / ha / år)Figur S1f1. Afstandsgrænser omkring forskellige udbringningsarealer. Inden for grænsen kanemissioner fra udbragt husdyrgødning bidrage med 1 kg N ha -1 år -1 til den samlede belastning. .Kurven er beregnet for et højdepositions scenario, dvs. der er anvendt et sæt af parametre, der giverrelativt stor lokal afsætning (u 10 m = 3,3 m s -1 , z 0 = 1,4 m, R c = 15 sm -1 , hyppighed af vindretning= 0,21). Den mulige deposition er endvidere forøget for at tage højde for, at blandingslagets tykkelseprimært bestemmes af oplandet.Punktkilder med en indbyrdes afstand mindre end 50 m behandles som én kilde (jvf. afsnit4.3,e.). Den samlede kilde placeres ved massemidtpunktet mellem kilderne. Der vil33

være mulighed for et vist overlap i de aftegnede arealer, specielt hvis ejendommen har etstørre antal gødningslagre. Det samlede areal, hvor naturområder kan berøres, afgrænsessom foreningsmængden af de enkelte arealer. Dette kan medføre en undervurdering afbelastningen, hvis den samlede emission er fordelt på flere mindre kilder. Hvis det samledeantal kilder er større end 4, anbefales det at supplere med en afgrænsning, hvorejendommens samlede emissioner fra stald og lager placeres ved den største enkeltkilde(normalt staldanlægget). Naturarealerne, der skal indgå i den videre vurdering findesstadig som foreningsmængden.For kilder med en større kildestyrke end 20.000 kg N år -1 kan der ekstrapoleres ud fra deangivne kurver. Det anbefales dog at anvende 3000 m som en fast øvre grænse for detbetragtede areal.Der tegnes et kort over det potentielt berørte område.40003500afstand (m)30002500200015001000> 0,5 kg> 1 kg> 2 kg> 4 kg50000 50 100 150 200emission * 100 kg N / årFigur S1f2. Afstandsgrænser omkring punktkilder. Inden for grænsen kan kilden bidrage med mereend 0,5 kg N ha -1 år -1 (øverste kurve) og 4 kg N ha -1 år -1 (nederste kurve). Beregningerne dækkeren 4 m høj kilde med en udstrækning på 50x50 m 2 . Der er anvendt et højdepositions scenario, dvs.der er anvendt et sæt af parametre, der giver relativt stor lokal afsætning (u 10 m = 3,3 m s -1 , z 0 = 1,4m, R c = 15 sm -1 , hyppighed af vindretning = 0,21). Den mulige deposition er endvidere forøget forat tage højde for, at blandingslagets tykkelse primært bestemmes af oplandetS2: Den ekstra deposition fra de enkelte punktkilder på de potentielt berørte naturområderfindes ud fra kurver over sammenhængen mellem afstand fra kilden og afsætningen fraen enhedsemission på 100 kg N år -1 (S2f1). For fladekilder anvendes tilsvarende kurverbaseret på en enhedsemission på 100 kg N ha -1 år -1 (S2f3). De aflæste depositioner skaleresefter den faktiske emission og den lokale hyppighed af vindretninger (vindrose). Derantages et lineært forhold, så skaleringen foretages som:S2l1 deposition = aflæst deposition * S e * S v ;S2l2S e = faktisk emission/100 kg.S2l3 S v = hyppighed af vindretning (%) * 0,12.34

Der er regnet med 12 vindsektorer på 30 o . For punktkilder findes vindsektoren ved atindtegne den kortest mulige afstand mellem kilden og naturområdet. Punktet, hvor forbindelseslinjenrører naturområdet tages som centrum for vindrosen. For udbringningsarealerfindes den primære vindsektor ved at indtegne dels den kortest mulige afstandmellem naturområdet og udbringningsarealet, dels forbindelslinjen mellem de to områders(skønnede) massemidtpunkter. Hvis de to linjer falder i forskellige vindsektorerforetages en opdeling af udbringningsarealet. Afstanden findes som den kortest muligeafstand mellem de to områder. Hyppigheden af vindsektoren findes ved at vælge dennærmeste repræsentative station fra tabel S2t1..35

Tabel S2t1. Gennemsnitlig vindhastighed (u10m) og hyppighed af vind fra forskellige vindsektorerfor 9 danske stationer. Vindretningerne er 0 = N, 90 = Ø, 180 = S og 270 = V (Troen & Petersen,1989).Sektoru 10m 0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330Ålborg 5,8 4,4 5,4 8,2 8,6 10,6 6,4 8,1 9,7 12,9 13,2 8,7 3,8Karup 5,1 4,5 4,4 6,0 8,3 8,9 7,0 8,2 13,0 12,6 13,0 9,0 5,0Tirstrup 4,1 4,6 4,8 5,6 6,9 9,1 7,8 8,8 10,9 13,0 15,0 9,6 4,1Skrydstrup 4,5 4,3 4,3 7,2 9,6 11,0 5,0 6,9 9,5 12,1 15,0 10,6 4,6Beldringe 4,8 3,6 4,9 6,4 8,0 10,1 5,6 8,6 12,4 15,6 13,4 7,3 4,1Værløse 4,4 4,3 4,4 5,2 10,5 9,3 8,5 7,8 9,8 12,8 14,0 8,1 5,4Kastrup 6,0 6,7 5,0 8,5 7,5 7,7 7,7 7,9 9,2 14,5 15,4 6,7 4,1Rønne 5,9 3,9 5,7 9,4 8,7 8,1 5,8 5,7 7,8 14,1 18,0 7,9 4,9Horns rev 7,8 * 4,7 3,6 8,8 7,1 6,1 11,1 5,9 5,9 15,7 9,4 6,7 14,8UTM32E UTM32N UTM33E UTM33NÅlborg 552508 6828993 Værløse 331653 6183507Karup 508255 6237761 Kastrup 353107 6167877Tirstrup 600045 6240782 Rønne 484033 6102371Skrydstrup 516959 6120923Beldringe 584598 6148599Horns rev 409225 6140373Depositionerne findes for hhv. et høj- og lav-deposition scenario, der nogenlunde dækkerden naturlige variation. Parametrene for høj-depositions scenariet er u 10 m = 3,3 m s -1 , z 0 =1,4 m og R c = 15 sm -1 , medens parametrene for lav-depositions scenariet er u 10 m = 9,2 m s -1, z 0 = 0,025 m og R c = 25 sm -1 . For høj-depositions scenariet er det yderligere antaget, atblandingslagets tykkelse er bestemt af et opland med z 0 = 0,1 m og den beregnede depositioner forøget med en faktor på 2,3. Depositionerne for høj-depositions scenariet vildermed kunne være for høje for de første 500-1000 m fra kilden.10,000010,00deposition (kg N/ha/år) v. 100 kg emission1,00000,10000,01000,0010lav dep scenariohøj dep scenario1,000,10lav dep scenariohøj dep scenario0,00010 1000 2000 3000afstand (m)0,010 100 200 300 400 500afstand (m)Figur S2f1. Sammenhængen mellem afstand til kilden og deposition på et naturareal som følge afen emission på 100 kg N år -1 . Beregningen dækker en 4 m høj kilde med en udstrækning på 50x50m 2 . Parametrene for lav-depositions scenariet er u 10m = 9,2 m s -1 , z 0 = 0,025 m og R c = 25 sm -1 ; parametrenefor høj-depositions scenariet er u 10 m = 3,3 m s -1 , z 0 = 1,4 m og R c = 15 sm -1 ; Højdepositionsscenariet er forøget med faktor 2,3 svarende til, at blandingslagets tykkelse er bestemtaf et opland med z 0 = 0,1 m.33

deposition (kg N/ha/år) v. 100 kg / ha emission10,0001,0000,1000,0102000m500 mhøjlavhøjlav200 m højlav0,0010 1000 2000 3000afstand (m)10,001,000,10højlav2000m500 mhøjlav200 mhøjlav0,010 100 200 300 400 500afstand (m)Figur S2f2. Sammenhængen mellem afstand til kilden og deposition på et naturareal som følge afen emission på 100 kg N ha -1 år -1 . Beregningen dækker kvadratiske fladekilder med en størrelse påhhv. 200x200m 2 , 500x500 m 2 og 2000x2000 m 2 . Parametrene for lav-depositions scenariet er u 10m =9,2 m s -1 , z 0 = 0,025 m og R c = 25 sm -1 ; parametrene for høj-depositions scenariet er u 10 m = 3,3 m s -1 ,z 0 = 1,4 m og R c = 15 sm -1 ; Høj-depositions scenariet er forøget med faktor 2,3 svarende til, at blandingslagetstykkelse er bestemt af et opland med z 0 = 0,1 m.Depositionen fra hver kilde i e (jvf. afsnit 4.3,e) til hvert naturområde i n2 (jvf. afsnit4.3,n2) bestemmes for hhv. høj- og lav-depositions scenarierne og bidragene for de enkeltekilder summeres. For større naturområder foretages en opdeling i afstandsklasserog retningssektorer (50 m radier, 30 o sektorer). For højdepositions scenarierne anvendesemissioner svarende til den høje ende af usikkerhedsintervallerne for de enkelte emissioner(jvf. afsnit 4.4.1,E1). For lavdepositions scenarierne anvendes tilsvarende emissionersvarende til den lave ende af usikkerhedsintervallerne.S3: For de relevante områder foretages et mere detaljeret skøn over afsætningen, hvor dertages hensyn til lokale meteorologiske forhold (vindretninger, vindstyrke), lokale terrænforhold,ruheden mellem kilden og det betragtede naturområde og naturområdets overflade,herunder karakteren af kanten.En lokal vindrose konstrueres. Hvis der ikke er målte meteorologiske data til rådighedfor lokaliteten (den typiske situation), anvendes et afstandsvægtet gennemsnit af data frade tre nærmeste vejrstationer. Stationernes repræsentativitet vurderes i forhold til de lokaleforhold (orografi, afstand til kysten). Data kan tages fra DMI, teknisk rapport nr. 99-13 (Cappelen & Jørgensen, 1999). Rapporten er tilgængelig på DMI’s hjemmeside:www.dmi.dk. Alternativt kan programmet WAsP anvendes. Programmet forhandles afForskningscenter RISØ.Der foretages en karakterisering af overfladen for området mellem kilderne og de berørtenaturområde, og for naturområderne selv. Overfladeruheden af et terræn kan karakteriseresud fra en simpel empirisk relation (Troen & Petersen, 1989):S3l1: z 0 = 0,5*(1-P)*h*S/A H ,34

hvor P er porøsiteten -, h er højden - og S er tværsnitsarealet af ruhedselementerne i landskabet.A H er det betragtede areal. Anvendelsen af formlen kan illustreres for læbælter.Hvis L er længden af et læbælte og l afstanden mellem to læbælter, vil S ∼ hL, og A H ∼ lL;heraf følger z 0 = 0,5*(1-P)*h 2 /l. For en højde af læbælterne på 10 m, en afstand mellembælterne på 200 m og en porøsitet på 0,5 bliver z 0 = 0,5*0,5*(10 m) 2 /200 m = 0,125. Bygningerog andre elementer i landskabet vil forøge z 0 . Porøsiteten af bygninger er 1, medensporøsiteten af træer og buske normalt sættes til 0,5. Tabel S3t1 giver en sammenstillingaf ruhedshøjder for forskellige typer af terræn og arealanvendelse.Tabel S3t1. Ruhedshøjder for forskellige arealer.z 0 (m)Vand: sø, fjord, hav 0,0002Bar jord (glat) 0,005Slået græs 0,02Landbrugsland med meget få træer, bygninger etc. 0,03Åbent landbrugsland 0,05Landbrugsland med læhegn med ca. 1000 m afstand og nogen bebyggelse 0,1Landbrugsland med mange læhegn, naturområder og/eller bebyggelse 0,4Forstæder 0,5Byer 1Nåleskov og blandet skov: 0,085 * træhøjden (*) 1,4Løvskov: 0,08 * træhøjden (*) 1,4(*) (Bleeker et al, 2000)Ruhedshøjden for naturtyper som heder, moser og overdrev kan ikke fastsættes generelt,men vil dels afhænge af bevoksningens højde, forekomst af træer etc., dels af omgivelserne.Specielt moserne er ofte omgivet af småskove. De turbulente forhold omkring en lillelysning i en skov gør, at ruheden for lysningen bør sættes til mindst det samme som skoven.Hvis oplandet i vindsektoren (op til ca. 3 km fra naturområdet) er karakteriseret afmeget uens forhold, fx en blanding af åbne arealer, småskove eller bebyggelse, kan derforetages en mere detaljeret vurdering. Vurderingen kan fx baseres på vejledningen i deteuropæiske vindatlas (Troen & Petersen, 1989).Depositionen fra hver kilde i e (jvf. afsnit 4.3,e) til hvert naturområde i n2 (jvf. afsnit4.3,n2) bestemmes ved aflæsning fra figur S3f1 (punktkilder) og S3f2 (fladekilder). Forstørre naturområder foretages en opdeling i afstandsklasser og retningssektorer (50 mradier, 30 o sektorer, jvf. afsnit 4.4,S2). Kurverne beskriver afsætningen omkring punkt- ogfladekilder baseret på et sæt af standard parametre. De aflæste depositioner skaleres efterden faktiske emission, den lokale hyppighed af vindretningen (vindrose), afsætningen påoplandet og depositionshastigheden til naturområdet. Der antages et lineært forhold, såskaleringen foretages som:S3l2 deposition = aflæst deposition * S e * S v * S lS3l3 S e = faktisk emission/100 kg.S3l4 S v = hyppighed af vindretning (%) * 0,12;S l : Skaleringsfaktor baseret på de lokale forhold; tabel S3t2.Skaleringsfaktoren S l beskriver sammenhængen mellem oplandets ruhed, naturområdetsruhed, vindhastigheden og afsætningen på naturområdet for forskellige afstandsklasserfra kilden. Afsætningen er relativt til depositionerne aflæst af S3f1 og S3f2. For små fladekilderanvendes den samme skalering som for punktkilder. For store fladekilder (d > 500m) anvendes skaleringen for afstandsklassen (> 1000 m) for alle afstandsklasser. Skaleringsfaktorenaflæses fra tabel S3t2. Der kan interpoleres mellem de angivne værdier.35

Tabel S3t2. Skaleringsfaktor S l for aflæste depositioner til et naturområde afhængigt af afstandenfra kilden, vindhastigheden u 10m , overfladederuheden af oplandet, z 0,opland og overfladeruheden afnaturområdet, z 0 .Afstand (m)u 10m z o opland z 0 0-50 50-100 100-200 200-400 400-1000 >10004 0,055 0,2 1,22 1,19 1,27 1,41 1,53 1,560,4 1,44 1,27 1,39 1,65 1,85 1,900,8 1,59 1,20 1,43 1,87 2,23 2,321,6 1,30 0,92 1,30 2,07 2,69 2,840,2 0,2 1,22 1,19 1,18 1,17 1,17 1,170,4 1,44 1,27 1,30 1,36 1,42 1,430,8 1,59 1,20 1,31 1,53 1,70 1,741,6 1,30 0,92 1,16 1,65 2,03 2,136 0,055 0,2 1,00 1,00 1,07 1,20 1,30 1,330,4 1,17 1,04 1,18 1,47 1,70 1,760,8 1,25 0,97 1,19 1,63 1,98 2,071,6 1,00 0,72 1,06 1,74 2,28 2,420,2 0,2 1 1 1 1 1 10,4 1,17 1,04 1,06 1,12 1,16 1,170,8 1,25 0,97 1,05 1,21 1,35 1,381,6 1,00 0,72 0,90 1,25 1,54 1,618 0,055 0,2 0,85 0,86 0,91 1,02 1,10 1,120,4 0,96 0,88 0,97 1,14 1,28 1,320,8 1,02 0,81 0,95 1,23 1,45 1,511,6 0,81 0,59 0,81 1,26 1,62 1,710,2 0,2 0,85 0,86 0,86 0,85 0,84 0,840,4 0,96 0,88 0,90 0,95 0,98 0,990,8 1,02 0,81 0,87 1,00 1,10 1,131,6 0,81 0,59 0,73 1,00 1,22 1,28Præmisserne for denne beregning er, at blandingslagets højde primært vil være bestemtaf kildeområdet, der typisk vil være et landbrugsopland med begrænset ruhed. Naturområdernehar typisk en højere ruhed eller ligger i en del af landskabet, hvor fx småskovegiver en højere ruhed. Ruheden af naturområdet vil bestemme depositionshastigheden.S l er derfor større end 1 for de fleste angivne kombinationer. Antagelsen om, atblandingslagets højde primært afhænger af oplandet vil holde for de første 300-1000 m afnaturområdet, hvorefter usikkerheden stiger.Der er regnet med 12 vindsektorer på 30 o . For punktkilder findes vindsektoren ved atindtegne den kortest mulige afstand mellem kilden og naturområdet. Punktet, hvor forbindelseslinjenrører naturområdet tages som centrum for vindrosen. For udbringningsarealerfindes den primære vindsektor ved at indtegne dels den kortest mulige afstandmellem naturområdet og udbringningsarealet, dels forbindelslinjen mellem de to områders(skønnede) massemidtpunkter. Hvis de to linjer falder i forskellige vindsektorerforetages en opdeling af udbringningsarealet. Afstanden findes som den kortest muligeafstand mellem de to områder. Hyppigheden af vindsektoren findes fra den lokale vindrose.Hvis udstrækningen af udbringningsarealet er stor i forhold til afstanden til naturområdet,vil naturområdet modtage depositioner fra flere vindretninger. Den samledevindhyppighed findes da som et vægtet gennemsnit af bidragene fra forskellige vindretninger.Tabel S3t3 beskriver sammenhængen mellem udbringningsarealets størrelse, afstandenmellem udbringnings- og naturarealet, og bidraget fra de forskellige vindretninger.Vindsektoren ’0’ angiver her den primære vindsektor, medens vindsektorerne +30,+60 og +90 angiver de tilstødende vindsektorer.36

Tabel S3t3. Sammenhængen mellem udbringningsarealets størrelse, afstanden mellem udbringnings-og naturarealet, og bidraget fra de forskellige vindretninger. 0 angiver den primære vindsektor,+30 de to nabosektorer osv. Beregningen er foretaget for kvadratiske udbringningsarealermed en sidelængde på d=200-2000 m.Afstand (m) mellem udbringningsareal og naturarealUdbringningsområdsektorvind-20 40 60 100 150 200 400 600 1000d=200 m 0 0,30 0,35 0,40 0,51 0,65 0,78 1 1 1+30 0,25 0,27 0,27 0,24 0,18 0,11 0 0 0+60 0,10 0,05 0,03 0 0 0 0 0 0+90 0,02 0 0 0 0 0 0 0 0d=500 m 0 0,25 0,28 0,30 0,35 0,40 0,46 0,67 0,86 1+30 0,24 0,25 0,26 0,27 0,27 0,27 0,16 0,07 0+60 0,12 0,11 0,10 0,06 0,03 0,01 0 0 0+90 0,11 0,01 0 0 0 0 0 0 0d=1000 m 0 0,24 0,25 0,26 0,29 0,32 0,35 0,46 0,56 0,78+30 0,23 0,23 0,24 0,25 0,26 0,27 0,27 0,22 0,11+60 0,13 0,12 0,12 0,11 0,08 0,06 0,01 0 0+90 0,03 0,02 0,01 0 0 0 0 0 0d=2000 m 0 0,23 0,24 0,24 0,26 0,27 0,29 0,35 0,40 0,51+30 0,22 0,22 0,23 0,24 0,24 0,25 0,27 0,27 0,24+60 0,13 0,12 0,12 0,12 0,12 0,10 0,06 0,03 0+90 0,04 0,02 0,02 0,02 0,01 0 0 0 0Det er ikke muligt på en simpel måde fuldt ud at tage højde for den lokale orografi. Orografienkan have stor indflydelse på lokal spredning og afsætning. Vindhastigheden vedfoden af en bakke kan være reduceret med 20-40% sammenlignet med åbent land, medensvindhastigheden tilsvarende kan være forøget med op til 70% ved toppen af bakken.Vindhastigheden kan tilsvarende forøges, hvis vinden blæser på langs af en dal, ogsænkes ved dalbunden, hvis vinden blæser på tværs af dalen. Placering af kilder i en terrænlavningvil sænke den effektive kildehøjde. Hvis dette skønnes at være væsentligt,kan kurven for lave kilder på figur S3f1 og S3f2 anvendes. Der kan regnes med en sænketvindhastighed ved foden af bakker og skrænter på 20%. Betydningen af orografien kanbedst kvantificeres ved anvendelse af programmet WAsP.Der vil være en øvre grænse for, hvor store mængder af ammoniak, der kan afsættes påen overflade. Begrænsningen indtræder ved niveauer, der overskrider de følsomme områderstålegrænse og har dermed ikke så stor betydning for den samlede vurdering, menberegnede niveauer der overskrider faktisk forekommende niveauer bør korrigeres. Derkan for depositioner over 50 kg N ha -1 år -1 anvendes et (meget) simpelt udtryk baseret pådata fra (Fowler et al., 1998) og en gennemsnitlig depositionshastighed på 33 mm s -1 :(dep - 50)S3l3 dep’ = 50 +1 + 0,15 ⋅ (dep - 50)hvor dep. er depositionen (kg) fundet fra S3l2 og dep’ den reducerede deposition.Effekten af skovkanter eller andre ruhedsspring kan være meget stor. Draijers (1993)fandt, at depositionsforøgelsen for ammoniak er bedst korreleret til ’crown silhuet areadensity’ (r=0,94). Korrelationen til højden af kanten er r=-0,74, medens dette studie ikkeviste nogen signifikant korrelation til ruheden af oplandet. Der er ikke tilstrækkeligepublicerede data til at kvantificere sammenhængen mellem karakteren af kanten og forøgelsenaf depositionen ved kanten. Det anbefales at, kanteffekter inkluderes i vurderingenaf depositionen, hvis z 0 for naturområdet vurderes at være 0,8 eller større. Der an-37

vendes en fast faktor på 1,9 for forøgelsen i selve kanten (indtil x=h, dvs. en afstand frakanten svarende til kantens højde) og 1,2 som gennemsnit for hele kanten (indtil x=5h).Der foretages en vurdering af kvaliteten af de anvendte data og usikkerheden af defundne depositioner vurderes på baggrund af et højt/lavt scenario fundet ved indsættelseaf realistiske intervaller for S e , S v og S l i S3l2 (se kapitel 5).10,000010,00deposition (kg N/ha/år) v. 100 kg emission1,00000,10000,01000,0010højkildelav kilde1,000,10lav kildehøjkilde0,00010 1000 2000 3000afstand (m)0,010 100 200 300 400 500afstand (m)Figur S3f1. Sammenhængen mellem afstand til kilden og deposition på et naturareal som følge afen emission på 100 kg N år -1 . Beregningen dækker en hhv. 4 og 0,5 m høj kilde med en udstrækningpå 50x50 m 2 . Parametrene for det anvendte scenario er u 10m = 6 m s -1 , z 0 = 0,2 m og R c = 20 sm -1deposition (kg N/ha/år) v. 100 kg / ha emission1,0002000 m område1000 m område0,100500 m område0,010200 m område0,0010 1000 2000 3000afstand (m)1,002000 m område1000 m område500 m område0,10200 m område0,010 100 200 300 400 500afstand (m)Figur S3f2. Sammenhængen mellem afstand til kilden og deposition på et naturareal som følge af enemission på 100 kg N ha -1 år -1 . Beregningen dækker fladekilder med en udstrækning på hhv 200x200m 2 , 500x500 m 2 ,1000x1000 m 2 ,og 2000x2000 m 2 . Parametrene for det anvendte scenario er u 10m = 6 m s -1 , z 0 = 0,2 m og R c = 20 sm -1 ;38

4.4.3 TålegrænserTålegrænsen er et mål for et naturområdes følsomhed for luftforurening. Tålegrænsen kandefineres som ’En kvantitativ vurdering af den belastning med et eller flere forurenende stoffer,hvorunder effekter på udvalgte følsomme elementer af natur og miljø ikke forekommervurderet med den bedste nuværende viden’. Tålegrænsekonceptet blev først udviklet af denCanadiske regering i ’70erne og senere videreudviklet af de nordiske lande under NordiskMinisterråd. Anvendelsen af tålegrænser har været meget succesfuld i det internationalesamarbejde om begrænsning af den grænseoverskridende luftforurening, både underUN/ECE (FN’s Økonomiske Kommission for Europa) og i EU regi. En tålegrænse er et simpeltmål for et områdes følsomhed og bør primært ses som en erstatning for egentlige dosis/effektrelationer, der stort set ikke eksisterer på området. Som definitionen angiver, forventesder ikke effekter ved belastningsniveauer under tålegrænsen. Det er ikke eksplicit angivet,hvad der kan forventes ved belastningsniveauer over tålegrænsen. For de fleste naturtypervil effekter forårsaget af luftforurening optræde med store tidsforsinkelser, hvorluftforureningen ofte har virket prædisponerende for skader udløst af andre stressfaktorer.Overskridelser af tålegrænsen kan bedst anvendes som en indikator for risiko for skader forårsagetaf luftforurening, evt. som et element i en probabilistisk risikovurdering. Risikoen forskader forventes at forøges med størrelsen og varigheden af overskridelsen (Løkke et al.,2000). Det skal dog understreges, at det ikke er tilstrækkeligt at sikre en belastning af luftforureningunder tålegrænsen for at sikre gunstig bevaringsstatus for et naturområde, andrefaktorer og andre påvirkninger vil også være af betydning. For plejekrævende naturtyper,hvilket gælder en stor del af de danske naturtyper, kan fravær af relevant pleje i sig selv væreen væsentlig påvirkning. Disse forhold er nærmere beskrevet i afsnit 4.4.5.Kvælstof virker både forsurende og eutrofierende, og effekterne kan både berøre naturområdernesstruktur og funktion, karakteristiske arter og påvirke grundvand og overfladevand.For kvælstoffattige naturtyper, der er i en gunstig bevaringsstatus, vil der typisk være etindhold af følsomme arter, hvis tilstedeværelse på lokaliteten vil være betinget af et lavt belastningsniveau,dvs. en lav tålegrænse. Der er i princippet to mekanismer, der kan medføreændringer af artssammensætningen af (semi)naturlige økosystemer som følge af kvælstofdepositioner:1) Forøget tilgængelighed af kvælstof kan føre til dominans af hurtigtvoksende arter, hviskvælstof er begrænsende for væksten af disse arter,2) Øget surhedsgrad af jorden kan medføre tilbagegang eller udryddelse af surhedsfølsommearter, specielt på jorder med lille bufferevne.Den forsurende effekt må ses i sammenhæng med belastningen med svovl, idet både kvælstofog svovl virker forsurende (figur 4.3). Populært sagt udtrykker figuren, at der bliverplads til mindre deposition af kvælstof ved større depositioner af svovl.Forsuring af jorden vil, ud over påvirkningen af forsuringsfølsomme arter, medføre en øgetudvaskning af basekationer (K, Mg, Ca) fra jorden og en øget mobilisering af aluminium(Al). Dette kan medføre næringsstofubalancer og toksiske effekter af Al på planternes rødderog en øget følsomhed for stress fra tørke, frost og insektangreb. I sidste ende vil effekten væreet fald i naturområdernes stabilitet. Den ændrede kemiske sammensætning af afstrømningsvandetvil kunne påvirke søer og vandløb i afstrømningsområdet. Ved kraftig jordforsuringvil mobilisering - og udvaskning af Al og fald i pH kunne påvirke kvaliteten afgrundvandet og kunne påvirke jordstrukturen. Et overskud af kvælstof kan akkumuleresover en årrække. For skove forventes denne akkumulering at medføre kvælstofmætning medefterfølgende udvaskning af kvælstof og jordforsuring og tab af basekationer. En tredjedel afde danske skove anslås at være kvælstofmættede. For heder kan den akkumulerede kvælstofmedføre, at græsser kan udkonkurere dværgbuskene, når vegetationen åbnes fx som følge afangreb af lyngens bladbille.39

S depCL nut (N)CL max (S)S depCL(N⏐S dep )N depCL min (N)CL max (N)Figur 4.3. Sammenhængen mellem depositioner af svovl og kvælstof (S og N) og tålegrænser (CL) forden forsurende effekt af S og N samt for N-eutrofiering for et tænkt område. Kombinationer af depositioneraf S og N inden for det afgrænsede område vil ikke overskride tålegrænserne. Der er en nedregrænse (CL min (N)), hvorunder kvælstof ikke virker forsurende. En sådan grænse findes ikke for svovl.Fastsættelsen af en betinget tålegrænse for N (CL(N⏐S dep )) er endvidere illustreret.Et naturområdes følsomhed vil afhænge af en række biotiske og abiotiske faktorer som områdetsforhistorie, den aktuelle drift og pleje, jordbunds- og nedbørsforhold, tilstedeværelsenaf følsomme arter, målsætningen for området, specielt i.f.m. naturgenopretning, etc. Følsomhedenafhænger endvidere væsentligt af den betragtede tidsskala, idet effekter af luftforureningtypisk optræder som følge af den akkumulerede virkning af lang tids belastning. Ligesomet beskyttet naturområde kan vokse ud af beskyttelse, kan tålegrænsen forandres overtid, specielt for plejekrævende naturområder, der ikke plejes hensigtsmæssigt. En tålegrænseer dermed principielt en karakteristisk egenskab for et enkelt naturområde, og der kan ikkefastsættes én generel værdi for al natur eller for hele naturtyper. Danske søer er fx genereltikke følsomme for atmosfærisk belastning med kvælstof, men der findes et begrænset antalmeget følsomme søer (lobeliesøer), der hører til den mest følsomme del af dansk natur. Derer dog generelle forskelle i naturtypernes følsomhed, og selvom tålegrænserne for forskelligenaturtyper udgør tildels overlappende intervaller, kan naturtypen give en indikation af etområdes følsomhed, specielt for de mest følsomme naturtyper. I bilag 3 er der givet en summariskgennemgang af de forventede intervaller for danske naturtypers følsomhed for belastningmed atmosfærisk N, samt nogle retningslinjer for karakterisering - og vurdering afkvaliteten af naturtyperne. De angivne grænser er primært baserede på empirisk baseredetålegrænser for N (se nedenstående).Danmarks Miljøundersøgelser, Afd. for Terrestrisk Økologi er ’national focal point’ forkortlægning af tålegrænser og arealer med overskridelser af tålegrænserne i Danmark i forbindelsemed det internationale samarbejde om begrænsning af luftforureningen underUN/ECE. Der er foretaget en national kortlægning med en opløsning på 25 ha af tålegrænserfor forsuring og eutrofiering af skovjorder og for forsuring af permanente, ekstensivegræsarealer. Dette datagrundlag vil være tilgængeligt for sagsbehandlingen, men det anbefalesat foretage konkrete beregninger og vurderinger for de muligt berørte områder. Tabel4.3 giver en oversigt over størrelsen af de modelberegnede tålegrænser for forsuring ogeutrofiering. Depositionen af svovl varierede i 1999 mellem 0,3 og 0,9 keq ha -1 år -1 i Danmark.40

Tabel 4.3. Beregnede tålegrænser for danske skove og permanente, ekstensive græsarealer. De angivneintervaller dækker 5-95 percentilen af de beregnede tålegrænser. (1 keq N ∼ 14 kg).Naturtype Egeskov Bøgeskov Granskov Fyrreskov GræsAreal i beregningen, ha 9.200 75.800 188.400 44.500Tålegrænse for forsuring (keq ha -1 år -1 ) 1 0,8-2,2 0,9-2,7 1,4-4,1 1,0-2,4 0,9-2,4Tålegrænse for N (kg ha -1 år -1 ) 17-28 17-27 8-15 7-101 tålegrænser for ’faktisk’ forsuring, dvs. uden vækstoptag og kvælstofprocesser.T1: Tålegrænserne for de potentielt berørte områder fastsættes ved anvendelse af et sæt afforholdsvis simple metoder. De anbefalede metoder omfatter empirisk baserede tålegrænser(intervaller) og beregnede tålegrænser for eutrofiering og forsuring baseret påforskellige kriterier. De anbefalede metoder afhænger af naturtypen og af, hvad der ønskesbeskyttet.Tabel T1t1 giver en oversigt over de anbefalede metoder og forventede intervaller for tålegrænserfor de enkelte naturtyper. Tallene i parentes angiver en øvre grænse, hvor naturområdetstilstand kan fastholdes i en periode ved intensiveret pleje. De angivne intervallerdækker beskyttelse af områdernes struktur og funktion og tildels beskyttelse af følsommearter. I forhold til tidligere publicerede tålegrænser for dansk natur (fx angivelsernefor empirisk bestemte tålegrænser i Bak et al., 1999) er de angivne intervaller ensmule bredere, hvis den øvre grænse, der fordrer intensiveret pleje, inkluderes. Tålegrænsenskal imidlertid fastsættes konkret for de betragtede områder, og de opstilledeintervaller er primært medtaget til illustration af forskellene mellem naturtyperne. Forenkelte områder vil den betingede tålegrænse for N for forsuring kunne være lavere endde angivne nedre grænse i tabel T1t1. Med det nuværende belastningsniveau for svovlkan den betingede tålegrænse for N for forsuring være tæt på 0 eller negativ for de mestfølsomme naturområder, specielt i områderne med højest svovlbelastning. Tålegrænsernefor beskyttelse af grundvand og jordstruktur er specielt relevante, hvor der ikke er følsommenaturværdier at beskytte.Tabel T1t1. Intervaller af tålegrænser for danske naturtyper samt anbefalede metoder til fastsættelseaf tålegrænsen for naturområder. CL(A) angiver tålegrænser for forsuring; CL(N) tålegrænserfor eutrofiering. Den betingede tålegrænse for N for forsuring kan være lavere end intervallerneangivet for CL(N) afhængigt af depositionerne af S og basekationer (K, Ca, Mg). SMB, N ogSMB, A er simple massebalancemodeller for hhv. kvælstof og forsuring.CL(A) CL(N) empirisk SMB, N SMB, Akeq ha -1 år -1 kg N ha -1 år -1 baserethøjmoser 5 (7,5) 3lobeliesøer 5 - 7,5 (10) 3ekstremfattigkær 5 – 7,5 (12) 3hedemoser 5 – 7,5 (12) 3fersk natureng 1 0,9 – 2,4 2 10 – 17 (22) 3 (3) 3ekstremrigkær 10 – 15 (20) 3heder 10 – 15 (22) 3 3lichenrige heder 7 – 12 (17) 3overdrev 0,9 – 2,4 2 10 – 25 (35) 3 (3) 3løvskov 0,8 – 2,7 2 10 – 20 (30) 3 3 3nåleskov 1,0 – 4,1 2 7 – 20 (30) 3 3 3grundvand 31-55 3 3jordstruktur >> 1,3 4 31 ferske naturenge på kvælstoffattig jord, uden gødskning.2 tålegrænser for ’faktisk’ forsuring, dvs. uden vækstoptag og kvælstofprocesser.41

3 overskridelse af 50 mg l -1 i afstrømningsvandet fra rodzonen.4 svarende til ∆Al(OH) 3 = 0.Empirisk baserede tålegrænserFor højmoser, lobeliesøer, ekstremfattigkær, hedemoser, paludellavæld og lichenheder erde angivne intervaller for acceptabel N-belastning hovedsagelig baseret på empiriskedata for vegetationsændringer, og de angivne intervaller er meget lave. Det kan ikkeudelukkes, at nogen af disse naturtyper også er forsuringstruede, men en reduktion afkvælstofbelastningen til de angivne niveauer skulle også beskytte områderne mod effekteraf forsuring. For disse naturtyper anbefales det at anvende de empirisk baserede værdierefter anvisningerne i bilag 3. Usikkerheden i fastsættelse af tålegrænsen ligger herprimært i klassificeringen af områderne, idet de angivne intervaller er forholdsvis snævre.Anvendelse af den nedre del af intervallerne fordrer en acceptabel bevaringstilstandeller en plan for naturgenopretning på områderne. Tilstanden bør bestemmes ud fra feltdatajvf. afsnit 4.4.5,P1 og bilag 3.Ferske enge og strandenge er generelt ikke særligt følsomme for atmosfærisk belastningmed kvælstof, idet bidraget fra atmosfæren kun vil udgøre et mindre bidrag til den samledetilførsel. Den her beskrevne naturtype: fersk eng på kvælstoffattig jord, uden gødskning,er forholdsvis sjælden, og klassificeringen bør ikke anvendes uden adgang til feltdata.Ved anvendelse af empirisk baserede tålegrænser, hvor de angivne intervaller er forholdsvisbrede, kan den konkrete værdi for et naturområde fastsættes ved inddragelse afforskellige kriterier, jf. tabel T1t2. Den konkrete værdi vil afhænge af1) hvad der er at beskytte2) hvad der ønskes beskyttet (arter, struktur/funktion) og3) hvad det er muligt at beskytte. Normalt vil beskyttelse af de følsomme arter (struktur)give lavere grænser end beskyttelse af den overordnede funktion (fx hedelyngensevne til naturlig regenerering). Figur T1f1 skitserer elementerne i vurderingen.Tabel T1t2. Mulige kriterier for differentiering af empirisk baserede tålegrænser. Kriterierne falderi tre grupper: kriterier vedr. bevaringsstatus og kvalitet, kriterier vedr. områdernes målsætning ogkriterier vedr. trusler mod områdernes bevaring.Lave ende af angivne intervalGunstig bevaringsstatusIngen indikation på forstyrrelser af områdetsfunktionFå minus arterStort antal og - dækning af typiske arterAreal over naturtypens kritiske størrelseLang kontinuitetHøjt målsatNaturgenopretningsplan med høj målsætningFredet område, habitatområdeForekomst af kvælstoffølsomme arter på rødellergullistenPlejeplan, der sikrer hensigtsmæssig pleje (plejekrævendenaturområder)Sikret skånsom driftHøje ende af angivne intervalUgunstig bevaringsstatusVæsentlige indikationer på forstyrrelser af områdetsfunktionDominans af minus arterIngen eller få typiske arterAreal under naturtypens kritiske størrelseKort kontinuitetLavt målsatPlejekrævende, men ingen aktuelle plejeplaner; områdetforventes at gro til.Plejeplan, der sikrer hensigtsmæssig pleje (plejekrævendenaturområder)Problematisk eller usikker fremtidig driftTvivl om lateral tilstrømningDræning (våde naturtyper)Tvivl om tidligere gødskning42

Som det fremgår, udgør plejen af de plejekrævende naturtyper et element, der kan trækkebåde op og ned i vurderingen. For områder, der har en høj kvalitet vurderet ud fraprimært artssammensætningen, vil tålegrænsen som udgangspunkt skulle placeres i denlave ende af de angivne intervaller. Denne vurdering styrkes, hvis områdets fremtidigegunstige tilstand i øvrigt er sikret, bl.a. gennem plejen. For områder, hvis bevaringsstatuser ugunstig, og hvor der allerede er sket et tab af de mest følsomme arter, vil tålegrænsenvære middel til høj. Hvis områdets målsætning er lav, vil intensiv pleje medføre,at der kan anvendes en høj tålegrænse. Anvendelse af de empirisk baserede tålegrænsermå ses i sammenhæng med vurdering af områdernes påvirkningsgrad af kvælstof,jvf. afsnit 4.4.5.Bevaringsstatus målsætning trusler tålegrænsegunstigmiddelugunstiglavlavhøjhøjhøjlavfåmangefåmålrettetplejemangelavmiddelhøjmeget højFigur T1f1. Fastsættelse af områdespecifikke tålegrænser på baggrund af intervaller for empiriskbaserede tålegrænser.Den simple massebalancemetode for forsuringFor skove, enge og overdrev anbefales det, at tålegrænsen for forsuring fastsættes vedanvendelse af den simple massebalancemetode. For deciderede kalkjorder kan det dogantages, at områderne ikke er forsuringsfølsomme. Tålegrænsen for forsuring er densamlede belastning med forsurende stoffer, området kan tåle. Den samlede forsurendebelastning fra luften er summen af svovl og kvælstof fratrukket tilførslen af basekationer(på ækvivalentbasis). Ammoniak tæller som syre i denne forbindelse, idet det antages, atudvaskningen af ammonium er forsvindende (komplet nitrificering). Ud fra ladningsogmassebalancebetragtninger (se også T2) kan følgende balance mellem til- og fraførslerfra jorden opstilles:T1l1SO 4 dep + NO 3 dep + NH 4 dep – BC * dep = BC w – BC u + N u + N de + N i,crit – ANC l,crithvor SO 4 dep , NO 3 dep og NH 4 dep er den atmosfæriske belastning med S og N; BC * dep er tilførslenaf syreneutraliserende kapacitet ved deposition af basekationer (BC * dep= K dep +Ca dep + Mg dep + Na dep – Cl dep ); BC w er produktionen af syreneutraliserende kapacitet ijorden ved mineralforvitring; BC u og N u er nettooptaget af basekationer og kvælstof fraområdet målt som indholdet i materiale, der fjernes over en periode; N de er denitrificeringog N i,crit er permanent immobilisering af kvælstof og ANC l,crit er tabet af syreneutraliserendekapacitet ved udvaskning. Alle størrelser indsættes som keq ha -1 år -1 (eq ∼mol c ).Den acceptable størrelse af ANC l,crit er fastsat ved anvendelse af et kemisk kriterie. Derer i den danske kortlægning af tålegrænser anvendt et forhold mellem Al 3+ og basekationeri jordvæsken på 1.43

Indføres en definition for tålegrænsen for ’faktisk’ forsuring: CL(Ac act ) = BC w - ANC l,crit ,kan den acceptable deposition af S og N (CL(S+N)) skrives som:T1l2 CL(S+N) = BC * dep – BC u + N u + N de + N i,crit + CL(Ac act )Fraførsel eller immobilisering af N kan ikke kompensere depositioner af S, men effektenaf S kan betragtes separat, hvis alt deponeret N fjernes. Der kan derfor defineres maksimaleog minimale grænser for S og N, der tilsammen afgrænser de kombinationer af depositioneraf S og N, der ikke virker forsurende (jvf. figur 4.3):T1l3 CL max (S) = BC * dep – BC u + CL(Ac act )T1l4T1l5CL min (N) = N u + N de + N i,critCL max (N) = CL(S+N) = CL min (N) + CL max (S)Relationerne beskrevet ved T1l3-5 er dog udtryk for en tilnærmelse, idet nogen af deindgående størrelser, specielt N de vil være depositionsafhængige.Til brug for en indledende vurdering af områdernes følsomhed for forsuring kan deranvendes størrelser baseret på den landsdækkende kortlægning af tålegrænser (Bak,1996, Bak et al., 1999) og nye beregninger for det gennemsnitlige depositionsniveau for Sog basekationer (Hertel, 2001). Den acceptable belastning med N kan beregnes ved anvendelseligning T1l3-5 og depositioner af S og N fra tabellen i bilag 1. Tabellen angiverdet gennemsnitlige depositionsniveau opgjort kommunevis som gennemsnit for perioden1989-1999.Det anbefales at anvende en acceptabel permanent immobilisering på 5 kg N ha -1 år -1 forskov og 2 kg N ha -1 år -1 for enge og overdrev. I den landsdækkende kortlægning af tålegrænserer der anvendt en værdi på 3 kg N ha -1 år -1 for skov. Disse værdier er forholdsvishøje sammenlignet med den forventede gennemsnitlige immobilisering i jorderne sidenistiden, men lav sammenlignet med værdier, der faktisk kan observeres i områdermed høj deposition i dag. Optaget af N og basekationer bestemmes ud fra produktionsklassenfor skov og en fraførsel svarende til et forholdsvis lavt græsningstryk for overdrevog enge. Der er anvendt et gennemsnitligt indhold i det fjernede materiale. Anbefaledeværdier er givet i Tabel T1t3.Tabel T1t3. Anbefalede værdier for optag af N og basekationer samt for denitrificeringaf N (keq ha -1 år -1 ).BC u (keq ha -1 år -1 ) N u (keq ha -1 år -1 ) N de (keq ha -1 år -1 )Bøgeskov 0,054*pk 1 0,104*pk 1 0,26Egeskov 0,068*pk 1 0,104*pk 1 0,46Granskov 0,037*pk 1 0,039*pk 1 0,04Fyrreskov 0,018*pk 1 0,034*pk 1 0,04Eng 0,51 0,30 3,0Overdrev 0,51 0,30 0,1pk = produktionsklassen m -3 ha -1 år -1CL(Ac act ) afhænger primært af jordbunden. Tabel T1t4 og T1t5 giver et sæt af anbefaledeværdier baseret på en statistisk bearbejdning af data fra den landsdækkende kortlægningaf tålegrænser. For jordtyper, der ikke dækkes, anvendes metode T2.Tabel T1t4. CL(Ac act ) for eng og overdrev for forskellig jordbund (keq ha -1 år -1 ).SandLerSaale moræne 1,39 2,1044

Weischel moræne 1,23 2,16Hedeslette, hævet havbund 1,13 1,86Æoliske aflejringer 1,07 1,35Marsk 1,47 3,14Tabel T1t5. CL(Ac act ) for skov for forskellig jordbund (keq ha -1 år -1 ).BøgEgSand Ler Sand LerSaale moræne 1,67 2,57 1,63Weischel moræne 1,32 2,12 1,14 1,78Hedeslette, hævet havbund 1,15 1,74 1,04GranFyrSand Ler Sand LerSaale moræne 2,31 4,15 1,80Weischel moræne 2,35 3,56 1,41 3,05Hedeslette, hævet havbund 1,99 3,29 1,66 2,27Æoliske aflejringer 1,69 1,79Den simple massebalancemetode for eutrofieringFor skove og heder anbefales det, at tålegrænsen for eutrofiering fastsættes ved anvendelseaf den simple massebalancemetode som supplement til de empirisk baserede metoder.Metoden kan også anvendes for enge og overdrev, men her vil grænsen afhængemest af, om der er følsomme arter at beskytte. Metoden bør derfor primært anvendes tilat differentiere efter den anvendte pleje på områder med lav tålegrænse. Massebalanceligningenfor N er:T1l6 N dep + N fi = N u + N i,crit + N de + N le,crithvor N dep er (den kritiske) deposition af N; N U , N i,crit og N de er nettooptag, permanentimmobilisering og denitrificering; N fi er kvælstoffiksering, der kan negligeres i de flestetilfælde. Effekten kan forsøges kvantificeret, eller medtages i vurderingen af områdetssamlede påvirkningsgrad af kvælstof (jvf. P1). På områder, hvor der ikke er udbredtforekomst af el, forventes fikseringen at ligge under 3 kg N ha -1 år -1 . N le,crit er den kritiskeudvaskning af N. Der regnes som ved anvendelse af den simple massebalanceligning forforsuring med en permanent immobilisering på 5 kg N ha -1 år -1 for skov og optagelse ogdenitrificeringsrater fra tabel T1t3. For hede antages en immobilisering på 2 kg N ha -1 år -1 og en denitrificering på 0,1 kg N ha -1 år -1 . Den mest udbredte plejeform for danske hederer slåning. Hvis der antages et indhold i lyngvegetationen på 150 kg N ha -1 og etindhold i litterlaget på 50 kg N ha -1 , og der ved pleje fjernes den stående vegetation +20% af litterlaget svarende til ca. 160 kg N ha -1 , kan der ved pleje hvert 15. år fjernes ca.11 kg N ha -1 år -1 eller 0,76 keq N ha -1 år -1 . Denne fraførsel må antages at være maksimum,og mere typiske værdier vil ligge omkring det halve. Der er dog et potentiale for merevidtgående plejeindgreb, idet det totale indhold af N i morlaget kan være over 1000 kgN ha -1 . Tørveskrælning efter hollandsk mønster vil dermed kunne fjerne betydeligt størreN mængder. For græssede arealer, der ikke gødskes, vil der ske en nettofraførsel iform af det indholdte N i den producerede tilvækst. Der kan for ungkreaturer regnesmed 25 g N (kg tilvækst) -1 og en tilvækst på 1 kg dag -1 .Der mangler i nogen udstrækning datagrundlag for fastsættelse af N le,crit mhp. beskyttelseaf artsdiversiteten eller enkeltarter. Anbefalede værdier fra UN/ECE’s kortlægningsmanual(UBA, 1996) ligger i intervallerne 0-0,5 kg N ha -1 år -1 for hede, 0,5-3 kg N ha -1 år -145

for nåleskov og 2-4 kg N ha -1 år -1 for løvskov. I den landsdækkende kortlægning af tålegrænserer der anvendt en værdi på 2 kg N ha -1 år -1 for skov. Mangelen på velunderbyggedekriterier sætter en grænse for metodens anvendelighed. Udvaskningen udgørimidlertid kun en begrænset del af den samlede kvælstofbalance, og metoden er velegnettil at differentiere indenfor de angivne intervaller for de empirisk baserede tålegrænser.Usikkerheder mm.Det anbefales, hvor vurderingen bygger på flere kriterier og metoder, at anvende denlaveste værdi i den videre vurdering. Hvor der ikke er et væsentligt naturindhold anvendesen grænse på 35 kg N ha -1 år -1 til beskyttelse af grundvandsressourcer og/elleren grænse på 50 kg N ha -1 år -1 til beskyttelse af jordens struktur mod ekstrem jordforsuring.Det anbefales ved usikkerhedsvurderinger at anvende de højeste og laveste værdierfundet med de anvendte metoder ved vurdering af den samlede usikkerhed. Hvis detteinterval er snævrere end +15 % anvendes et usikkerhedsinterval på +15 %.T2: Der foretages en mere detaljeret modelberegning for forsuring og for N-eutrofiering tilsupplement af de empirisk fastsatte tålegrænser fundet ved anvendelse af T1. Den anbefaledemetode er anvendelse af PROFILE modellen, der er en forholdsvis detaljeret jordbundskemisk(ligevægts) model udviklet på Lunds universitet. Modellen findes i en forholdsvisbrugervenlig udgave til anvendelse på både Mac og PC, se www.chemeng.lth.se.Alternativt kan der foretages en lidt mere detaljeret beregning på baggrund af degrundlæggende metoder beskrevet i T1.Denitrificeringen kan beregnes med et udtryk baseret på en Michaelis-Menten reaktion:T2l1Nde⎧ k(N⎪K + (N= ⎨⎪⎪⎩ 0depdep− Ni− N− Niu)− Nu)hvis Nellersdep> Ni+ NuT2l2 k = 1,710 keq ha -1 år -1 * 5,96(Θ/Θ s )/(0,96 + (Θ/Θ s ))Denitrificeringen afhænger også af pH og jordtemperatur, men der er her regnet med enjordtemperatur på 8 o og en pH på 5. Θ/Θ s er jordens relative vandindhold, og K er enmætningskonstant på 2,9 keq ha -1 år -1 .Tilførslen af basekationer ved mineralforvitring kan bestemmes ud fra jordtypen vedanvendelse af en statistisk bearbejdning af data fra den landsdækkende kortlægning aftålegrænser. De anbefalede værdier er givet i tabel T2t1 og T2t2.Tabel T2t1. BC w for eng og overdrev for forskellig jordbund (keq ha -1 år -1 ). Opdelingen af jordernebygger på den danske jordklassificering (Landbrugsministeriet, 1976).JB1 JB2 JB3 JB4 JB5 JB6Saale moræne 0,052 0,059 0,19 0,19 0,38 0,38Weischel moræne 0,062 0,069 0,22 0,51 0,82 0,82Hedeslette 0,048 0,056 0,18 0,38 0,38 0,38Hævet havbund 0,072 0,072 0,24 0,44 0,44 0,44Inddæmmet 0,060 0,072 0,24 0,43 0,43 0,43Æoliske aflejringer 0,039 0,049 0,14 0,14 0,14 0,14Marsk 0,070 0,083 0,25 0,50 0,78 0,7846

Tabel T2t2. BC w for skov for forskellig jordbund (keq ha -1 år -1 ). Sand ∼ JB1-3, ler ∼ JB4-6.BøgEgSand Ler Sand LerSaale moræne 0,48 1,30 0,60 1,76Weischel moræne 0,72 2,25 0,91 3,36Hedeslette, hævet havbund 0,53 1,41 0,63 1,74Æoliske aflejringer 0,20 0,34GranFyrSand Ler Sand LerSaale moræne 0,14 4,15 1,80Weischel moræne 0,28 3,56 1,41 2,40Hedeslette, hævet havbund 0,13 3,29 1,66 0,88Æoliske aflejringer 0,07 1,69 0,51ANC l,crit kan bestemmes ved anvendelse af følgende udtryk:BcT2l3 ANC l,crit = 1,5 *dep+ Bcw(Bc/Al)− Bccritu+ Q2/3⎛ Bcdep+ Bc w − Bc u⎞* ⎜1,5 *⎟(Bc/Al) crit * K⎝gibb ⎠1/3Hvor den anbefalede værdi for (Bc/Al) crit = 1; og K gibb = 1500 m 6 eq -2 ; Bc = K + Ca + Mg.Afstrømningen fra rodzonen (Q) kan findes ved anvendelse af en hydrologisk model.For enge og overdrev kan det landsdækkende kortgrundlag for nettonedbør anvendes.Afstrømningen kan for skov tilnærmelsesvis bestemmes fra nedbørsmængden minus enevapotranspiration på 450 mm og et interceptionstab på 122 mm for løvskov og 222 mmfor nåleskov. Interceptionstabet forventes dog at udgøre maksimalt 20% af nedbøren ogafstrømningen forventes at udgøre mindst 25% af bruttonedbøren.Det anbefales endvidere at anvende en beregnet værdi for Q til beregning af tålegrænsenfor nitratbelastning af grundvandet, hvis denne værdi er relevant. Et udvaskningskriteriumpå 50 mg NO 3 l -1 svarer til en kvælstoudvaskning på 0,11 kg ha -1 år -1 pr mm afstrømning.4.4.4 Overskridelser af tålegrænsenOverskridelser af tålegrænsen beregnes som forskellen mellem den samlede deposition afforsurende (S + N tot –BC) eller eutrofierende (N tot ) stoffer og tålegrænsen. Ekstrabidraget fradet ansøgte er vurderet under S1 – S4, tålegrænsen under T1 – T2. Baggrundsbelastningenmed S og N kan vurderes ud fra landsdækkende beregninger. Gennemsnitlige depositionsniveauerpå kommuneniveau for perioden 1989-1999 er givet i bilag 1.47

O1: Der foretages en beregning af overskridelser af tålegrænserne for forsuring og kvælstofeutrofieringmed inddragelse af den ekstra belastning fra det ansøgte. Overskridelserneaf tålegrænserne for forsuring (Exc(A)) og eutrofiering (Exc(N)) kan beregnes som:O1l1 CL(N⏐S dep ) =⎧CL⎪⎨⎪CL⎪⎩minmax(N),(N)CL(N) − CLCL (S)(N)≥ CLmaxmin− *Sdep,Sdep 1000 m. Korrektionsfaktorerne er beregnet for ammoniak, og dervil være forskelle til NO X og SO 2 . Bl.a. forventes modstanden af grænselaget (r b ) for NO Xog SO 2 at afhænge mere af friktionshastigheden end den anvendte afhængighed forNH Y . Det forventes imidlertid, at forskellene vil ligge indenfor usikkerheden på tallene.Publicerede målinger af depositioner til skov og skovkanter viser generelt ikke signifikanteforskelle stofferne imellem for depositionens afhængighed af afstanden til kanten.Baggrundsbelastningen af ammoniak vil i høj grad afhænge af lokale forhold, primærtemissionstætheden og overfladen af det berørte naturområde, og er dermed sværere atbasere på landsdækkende beregninger. Hvis det findes nødvendigt, kan belastningen franaboejendommene bestemmes konkret ved anvendelse af metoderne beskrevet i S1-S4.Hvis der ikke foreligger godkendelser for naboejendommene, kan det imidlertid ikkegaranteres, at forholdene forandres i fremtiden. Hvis der er foretaget VVM-vurderingerfor naboejendommene kan materialet fra disse vurderinger anvendes.Hvis der ikke er foretaget konkrete vurderinger for naboejendommene anbefales det atanvende det beregnede gennemsnitlige belastningsniveau for kommunen (bilag 1) ogkorrigere for områdets overfladeruhed (jvf. ovenstående) og for den gennemsnitligehusdyrtæthed i nærområdet. Nærområdet defineres her som et cirkulært område meden radius på 2,5 km ∼ 19,6 km 2 . Korrektionen baseres på, at ca. 16% af ammoniakemissioneni området vil afsættes indenfor området, hvis der antages en jævn fordeling afemissionerne (baseret på data fra afsnit 4.4.2 og numerisk integration). Den gennemsnitligeemission fra en dyreenhed (DE) antages at udgøre ca. 29 kg N år -1 . Den samlede korrektionfor NH Y,baggrund,dep bliver:O1l5 NH Y,baggrund,dep = (NH Y,kommune + ((DE opland /1964 ha) – (DE/ha) kommune ) * 4,6 kg/(DE ha -1 )) * S lhvor NH Y,kommune og (DE/ha) kommune findes fra bilag 1 og S l findes fra tabel S3t2.UsikkerhederDen samlede usikkerhed på de beregnede overskridelser af tålegrænserne er diskuteret ikapitel 5. Usikkerheden på baggrundsbelastningen i et punkt vil svare nogenlunde tilusikkerheden på den beregnede deposition til et målepunkt i et baggrundsområde, dvs.fjernt fra lokale kilder. Data fra målestationer i baggrundsområder (fx EMEP målenettet)anvendes ved kalibrering og validering af regional og meso-skala modeller, og der eksisterersåledes et datagrundlag til vurdering af usikkerhederne. Usikkerhederne forven-48

tes at være af størrelsesorden +30% for SO 2 og NO X og +40% for ammoniak. Afvigelserpå op til en faktor 2 vil kunne forekomme for enkelte kvadrater (Ellerman et al., 2000).Usikkerheden på det lokale bidrag fra oplandet og på forskellene i depositionshastighedforventes at være større og svare til mindst usikkerheden på beregninger foretaget meddetaljerede lokal-skala modeller, dvs. af størrelsesorden +70%. For skaleringsfaktoren S lgælder usikkerheden dog (S l – 1).4.4.5 PåvirkningsgradOmrådernes samlede påvirkningsgrad af kvælstof vurderes. Kvælstofbelastningen kanstamme fra gødskning, græsning, mineralisering, kvælstoffiksering, lateral tilstrømning fratilstødende landbrugsarealer, og fra atmosfærisk belastning med kvælstof. Den atmosfæriskebelastning kan opdeles i bidrag fra lokale ammoniakkilder, baggrundsbelastning med ammoniakog baggrundsbelastning med kvælstofoxider. Den atmosfæriske belastning vurderesi S1-4 og O1-2.P1: Der foretages en vurdering af områdets samlede påvirkningsgrad af kvælstof. Vurderingenbaseres dels på indikatorer på kvælstofbelastning, der kan observeres på områderne,dels på en vurdering af den mulige størrelse af de forskellige kilder til kvælstofbelastning.En total analyse af samtlige mulige kilder til kvælstofbelastning af et område kanvære ganske omfattende, specielt hvor der er mange mulige kilder. Det anbefales derforat koncentrere vurderingen om de forhold, der ud fra en konkret vurdering forventes atkunne spille en væsentlig rolle. Det anbefales at foretage en konkret vurdering for kilder,der forventes at kunne bidrage med mere end 3 kg N ha -1 år -1 . Der bør tages udgangspunkti en vurdering af kvælstofpåvirkning ud fra indikatorer. Hvis området ikke fremtræderkvælstofpåvirket, er sandsynligheden for væsentlige påvirkninger begrænset, ogvurderingen kan begrænses til en forholdsvis hurtig kvalitativ vurdering. Man skal dogvære opmærksom på evt. nye belastninger. Ved belastninger, der kun er forekommet i etbegrænset tidsrum, vil synlige effekter måske først optræde på længere sigt. Det forventederesultat af vurderingen er kvalitativ: påvirkningen vurderes som stor, moderat,ukendt eller lille.IndikatorerGraden af kvælstofpåvirkning kan vurderes ud fra biologiske og kemiske indikatorer.Generelt skal indikatorer anvendes med en vis forsigtighed, idet et områdes nuværendestruktur og funktion altid vil være et resultat af et komplekst samspil mellem de naturgivneforudsætninger, de nuværende påvirkninger, og områdets forhistorie.Der vil for de naturligt kvælstoffattige naturtyper i stor udstrækning være overensstemmelsemellem typernes typiske arter og de mulige indikatorarter for lav kvælstofpåvirkning.Tilsvarende vil forekomst af naturtypernes minusarter i stor udstrækning være betingetaf kvælstofpåvirkning. Det anbefales derfor at bruge listerne over typiske – og minusartergivet i bilag 3 som indikatorer på hhv. lav og høj kvælstofpåvirkning. Vurderingener semikvantitativ. Der kan ikke angives et artsindeks, der kan anvendes til en entydigbestemmelse af graden af kvælstofpåvirkning. Der kan ved vurderingen tages udgangspunkti bevaringsmålsætningerne for naturtyperne fastsat i.f.m. udpegning af områder,der beskyttes som følge af Habitatdirektivet. Artssammensætningen af danskenaturtyper er endvidere beskrevet i ’DANVEG’ databasen (Nygaard et al., 1999).Nitratkoncentrationen i jordvæsken lige under rodzonen kan anvendes som indikator påkvælstofudvaskning og dermed på graden af kvælstofpåvirkning. En koncentration påmere end 0,1 meq l -1 ∼ 1,4 mg NO 3 -N l -1 kan anvendes som indikator. Denne grænse er af49

flere lande anvendt som indikator på ændring af artssammensætningen for følsommenaturområder. Det skal dog erindres, at højere udvaskninger kan forekomme naturligt, fxefter pleje, brand eller insektangreb. Højere udvaskninger kan desuden forventes fra skovved gamle, ensaldrede bevoksninger og efter renafdrift. Koncentrationen svarer ca. til enudvaskning på 14 g N ha -1 år -1 pr. mm afstrømning eller 2,8 kg N ha -1 år -1 ved 200 mm afstrømning.Indikatoren er imidlertid ikke anvendelig på meget sure eller forsurede jorder.Ved pH værdier under 4,2-4 kan det forventes, at nitrificeringen reduceres kraftigt,og nitratkoncentrationen i jordvæsken falder.Nitratkoncentrationen i jordvæsken bør måles sidst i september eller først i oktober. Målingerneforetages på puljede jordprøver fra ca. hver ha. af det berørte område. Prøverneudtaget i 30-40 cm dybde. Hver prøve puljes fra ca. 10 nedstik.Det er vanskeligere at angive et simpelt kriterium som indikator på jordbundsforsuring.Forholdet mellem basekationer og Al i jordvæsken er anvendt som kriterium ved beregningaf tålegrænserne, men denne størrelse er ikke helt simpel at måle. En del jorder vil isamspil med naturtyper, der fremmer jordforsuringen, naturligt kunne forsures til ret lavepH værdier - ned tilO H 2pH 4 til 3,5 eller endnu lavere for blegsandslaget i podsoljorderunder hede eller nåletræer. Den naturlige variation er således betydelig, og selvompH i naturjorderne formentlig er faldet med 0,5-1 enhed siden ’50’erne som følge af surnedbør, kan der vanskeligt opstilles et generelt kriterium baseret på pH. Ved pH værdiermellem 4 og 4,4 er jorden i Al bufferområdet. Opløseligheden af Al stiger kraftigt medfaldende pH ved værdier under 4,5. Høje koncentrationer af Al sammenlignet med basekationeri jordvæsken under rodzonen kan normalt ikke forventes som følge af naturligejordbundsprocesser, og høje koncentrationen af uorganisk Al i afstrømningsvandet frarodzonen (over 0,2 meq l -1 ) kan derfor anvendes som indikator på jordbundsforsuring.Gødskning, afgræsningOmrådernes forhistorie, specielt tidligere landbrugsdrift, vil kunne have meget stor betydningfor den forventede følsomhed for kvælstof. Dels vil en tidligere intensiv driftforventes at have påvirket områdernes struktur, så de mest følsomme arter kan være forsvundet.Dels vil en tidligere landbrugsdrift forventes at have påvirket jordens kvælstofogfosforpuljer. På §3 områder er det generelt tilladt at fortsætte den drift af områderne,der fandt sted før registreringen. En tidligere gødskning kan dermed også betyde, at dervil være mulighed for gødningsanvendelse i fremtiden.Normalt vil oplysninger om den tidligere og påtænkte fremtidige gødningsanvendelsevære til rådighed fra lodsejeren. Oplysningerne kan endvidere være registrerede i.f.m. §3registreringen. Hvis de berørte naturarealer omfatter kvælstoffølsomme naturtyper i godbevaringstilstand, og det vurderes, at gødskning af områderne vil kunne udgøre en væsentligpåvirkning, kan de foreliggende oplysninger om gødskning kontrolleres ved atforetage en undersøgelse af områdernes næringsstofpåvirkning. Det vil være både lettestog billigst at undersøge jordens fosforindhold. Det kan antages, at jorder med et fosfortal(Pt) under 1-1,5 ikke har været gødskede eller intensivt afgræssede, eller kun har modtagetmeget beskedne mængder af gødning. Teoretisk kan jorderne være tilført ren N gødning,men det er forholdsvis usandsynligt. Fosfortallet undersøges ved analyse af enpuljet prøve fra ca. hver ha. af det berørte område. Prøverne udtages fra de øverste 20-25cm af jordsøjlen, efter at den organiske horisont (2-3 cm) er fjernet. Hver prøve puljes fraca. 10 nedstik. Overvågning af fosfortallet fx hvert 5. år vil kunne anvendes som kontrolaf, at områderne ikke gødskes. pH kan inddrages i vurderingen. Hvis pH ligger væsentligtover typiske niveauer for naturtypen og jordbunden, kan jorden være kalket, og detvil dermed også være sandsynligt, at jorden har været gødsket.50

Græsning er en ønskværdig plejeform på en del (semi)naturarealer. En nærmere gennemgangaf muligheder mm. for naturpleje er givet i ’Naturplejebogen’ (Helweg Ovesen(red.), 1993). Afgræsning vil primært tilføre næringsstoffer til arealet, hvis der gives tilskudsfoder.Dette kan vurderes ud fra nogle simple balancebetragtninger. Den udnytteligeproduktion af tørstof forventes at variere fra ca. 300 kg tørstof ha -1 år -1 på hede til 1200kg ha -1 år -1 på næringsfattige enge og overdrev. Ved helårsgræsning er den udnytteligemængde ca. 50-70% mindre. Næringsbehovet for kvæg er ca. 5 kg tørstof/dag v. 600 kglegemsvægt svarende til et behov på 1100 kg tørstof ved 220 græsningsdage. Typiskegræsningstryk ved pleje er vist i tabel P1t1. Ved græsningstryk over de angivne intervaller,kan det antages, at områderne gødskes. Der vil være en balance mellem de gavnligeeffekter af afgræsning og de negative effekter ved næringsstoftilførsel, hvis der tilskudsfodreseller gødskes. Tilskudsfodring kan være ønskværdig af dyrevelfærdsmæssige årsager.Ved gødningsudbringninger på over 50 kg N ha -1 år -1 vil gødskningen på de flesteområder dominere kvælstofbalancen, også selvom områderne ikke gødskes hvert år.Tabel P1t1. Græsningstryk ved pleje (antal dyr ha -1 ved sommergræsning), efter (Helweg Ovesen(red.), 1993).moderfår ungkvæg ammekøer hestehede 1,5-2 0,5 0,3 0,5sur tøreng 2,4-3,0 0,6-0,8 0,3-0,5 0,6-0,8sur eng 4,0-6,0 1,0-1,5 0,5-0,8 1,0overdrev 1,2-6,0 0,2-1,0Den udskilte gødningsmængde vil ved et græsningstryk svarende til pleje ligge mellem 9og 36 kg N ha -1 år -1 for ammekøer. Hvis områderne ikke gødskes, vil nettoeffekten væreen fjernelse af kvælstof pga. den producerede tilvækst. Hvis der regnes med et optag på25 g N (kg tilvækst) -1 og en tilvækst på 1 kg dag -1 , vil der fx kunne fjernes ca. 5,6 kg N år -1pr ungtyr på græs.KvælstoffikseringEn række arter kan fiksere kvælstof fra luften. Der vil dog kræves en vis dækningsgradfor, at fiksering af kvælstof kan give en væsentlig påvirkning af kvælstofbalancen på etområde. Mest betydende er formentlig forekomst af el, der er almindelig i fugtige skoveog moser. På enge og tildels overdrev kan der findes forekomster af kløver og lucerne i etomfang, der kan have betydning, specielt hvis der er udsået kløver i et forsøg på at forbedregræsningen. Lokalt på mindre områder kan der findes dækningsgrader af gyvel,ulex, porse eller visse, der kan have betydning.Lateral tilstrømningTilførsler af kvælstof med overfladenært grundvand kan være en betydelig kilde tilkvælstofbelastning af specielt fugtige naturtyper som moser, kær og enge. En indledendevurdering kan foretages ved at definere de berørte områders topografiske opland.Området kan fx findes ved at indtegne en række 10 o radier ud fra (centrum af) det berørteområde på et topografisk kort. Med udgangspunkt i centrum findes langs hver radie denafstand, hvor indenfor højdekurverne er monotomt stigende væk fra det berørte område.Det topografiske opland findes ved at forbinde de afsatte afstande på de enkelte radier.Områdets areal beregnes (fx ved forholdstalregning i forhold til arealet af en cirkel) ogandelen af landbrugsarealer opgøres. Kvælstoftabet ved overfladenær afstrømning kanpå baggrund af data fra landovervågningsprogrammet (Svendsen et al., 2000) opgøres til51

ca. 4 kg N ha -1 år -1 for sandjordsoplande og 14 kg N ha -1 år -1 for lerjordspolande. Denmaksimale belastning af naturområdet kan skønsmæssigt opgøres til de nævnte tab gangelandbrugsarealet i oplandet. Belastningen skal sammenholdes med naturområdetsareal.En stor del af den overfladenære afstrømning vil imidlertid blive ledt via dræn og grøftertil vandløbene. Specielt i lerjordsoplande vil det være nødvendigt at tage højde for effektenaf dræning ved vurdering af den mulige belastning ved lateral tilstrømning. Det kanantages, at der ikke sker væsentlige tab til naturarealerne fra effektivt drænede arealereller fra områderne beliggende over drænede arealer.Samlet vurderingOmrådets samlede påvirkningsgrad af kvælstof vurderes på en relativ skala som stor,moderat, ukendt eller lille. Tabel P1t2 anviser en systematik til vurdering af påvirkningsgradenud fra indikatorer på kvælstofpåvirkning og et skøn over, om en eller flere af denævnte kvælstofkilder sammen med den atmosfæriske baggrundsbelastning (O1) overskriderområdets tålegrænse.Tabel P1t2. Vurdering af påvirkningsgraden af kvælstof. ? angiver manglende data,- angiver , at værdien ikke behøver at inddrages.området fremtræder overskridelse afpåvirkningsgradkvælstofpåvirket tålegrænsen- > 50% storja 0-50% stornej 0-50% moderatja nej moderatnej nej lille? - ukendt4.4.6 Beskyttelse, bevaringsstatus, værdiPå trin 1 foretages udelukkende en afgrænsning af beskyttede naturtyper. På trin 4 foretagesendvidere en vurdering af de muligt berørte områders bevaringsstatus og værdi.B1: Bilag 3 indeholder en gennemgang af danske naturtyper i det åbne land, der forventes atkunne være følsomme for atmosfærisk belastning med kvælstof. De følsomme naturtyperomfatter højmoser, lobeliesøer, ekstremfattigkær, hedemoser, fersk natureng på kvælstoffattigbund uden gødskning, ekstremrigkær, paludellavæld, heder, overdrev og skov.Følsomheden kan variere meget. Danske enge og søer er generelt ikke særligt følsommefor atmosfærisk belastning med kvælstof, men enkelte enge og søer forventes at væremeget følsomme. Ud over de nævnte naturtyper kan klitvegetation være følsom for bådeforsuring og eutrofiering, men klitområderne vil oftest ikke være voldsomt påvirkede fralokale kilder, og baggrundsbelastningen er forholdsvis lav. Atmosfærisk transport afkvælstof giver et væsentligt bidrag til belastningen af fjorde og kystnære farvande, derkan inddrages i vurderingen af den samlede belastning. Der er ikke i denne vejledninganvist metoder til vurdering af miljøeffekterne i fjorde og marine områder.Ved vurderingen af VVM-pligtige anlæg skal amtsrådet foretage en vurdering af anlæggetsmiljømæssige konsekvenser, herunder hensynet til de landskabelige, kulturhistoriskeog biologiske værdier. Anlæggets samlede virkning på miljøet skal vurderes, og detskal sikres, at anlægget er foreneligt med regionplanens retningslinier og målsætningerfor miljø- og naturinteresserne i det givne område. Ved udarbejdelse af VVM-52

edegørelser skal bl.a. påvirkninger i forhold det omgivende landskab, beskyttede naturtyper,og potentielle og planlagte naturgenopretningsprojekter belyses. Såfremt VVMredegørelsenviser, at tilstanden af beskyttede biotoper efter naturbeskyttelsesloven,hvad enten de ligger inden eller uden for de særligt udpegede beskyttelsesområder, vilkunne ændres af det VVM-pligtige anlæg, kan amtsrådet afslå at vedtage regionplantillæggetendeligt. Det er således muligt at inddrage effekter på naturarealer, der ikke er beskyttedei kraft af naturbeskyttelsesloven eller anden regulering, i VVM redegørelser ogkapitel 5 godkendelser. Områdernes manglende beskyttelse bør i så tilfælde indgå i densamlede vurdering. Der er en række forskellige love og reguleringer, der tilsigter beskyttelseaf naturtyper, og/eller enkeltarter generelt eller på konkrete, udpegede naturområder.Naturbeskyttelseslovens §3 (jvf. Lovbekendtgørelse nr. 85 af 4. februar 2002) sikrer en bevarelseaf tilstanden af heder, moser og lignende, strandenge og strandsumpe samt ferskeenge og overdrev, når sådanne områder enkeltvis, sammen eller sammen med søer udgørsammenhængende arealer på mere end 2500 m 2 . Områderne er registrerede iht. Cirkulærenr. 128 af 13. juli 1993.Skove med fredsskovpligt er sikret beskyttelse i kraft af skovloven (Lov nr. 447 af 31/5,2000, jvf. Lovbekendtgørelse nr. 959 af 2. november 1996). Fredsskovpligtige arealer ersikret en driftform (god og flersidig skovdrift) m.h.p. at forøge og forbedre træproduktionenog varetage landskabelige, naturhistoriske, kulturhistoriske og miljøbeskyttendehensyn samt hensynet til friluftlivet.Bekendtgørelse nr. 477 af 7. juni 2003 fastlægger afgrænsningen og administrationen afinternationale naturbeskyttelsesområder, der omfatter 1) EF-fuglebeskyttelsesområder, 2)EF-habitatområder og 3) Ramsarområder. Målsætningen for områderne er at sikre oggenoprette en gunstig bevaringsstatus for de arter og naturtyper, området er udpeget for.De omfattede naturtyper dækker de fleste af de ovennænvte typer. Det skal dog bemærkes,at nåleskove ikke er omfattet. En række af de omfattede naturtyper er kvælstoffølsomme.En række arter er fredede i medfør af lov om naturfredning, Bern Konventionen mv. (jvf.Bekendtgørelse nr. 430 af 2. juni 2002, Lovbekendtgørelse nr. 85 af 4. februar 2002). Frededeplanter må hverken fjernes fra – eller beskadiges på voksestedet, og fredningen beskytterdermed også i nogen udstrækning voksestedet.Ud over de nævnte love og reguleringer kan enkeltarealer være sikret beskyttelse gennemfredning.Der udarbejdes en liste over potentielt berørte naturområder, der tilhører en af de kvælstoffølsommenaturtyper. For hvert område undersøges det, om området er beskyttet iht.en eller flere af de nævnte reguleringer. Det undersøges desuden, om der er opstillet målsætningeri regionplanerne for de berørte områder, eller planlagt naturgenopretningsprojekter,der vil berøre områderne.B2: Der foretages en vurdering af de muligt berørte områders bevaringsstatus og værdi.Vurderingen af bevaringsstatus følger retningslinjerne udarbejdet til vurdering af områderudpeget i forbindelse med habitatdirektivet (Winther et al., 2001). Der er for hver naturtypeopstillet en række målbare kriterier og indikatorer for vurdering af bevaringsstatus.Bevaringsstatus vurderes på en relativ skala (gunstig, usikker, ugunstig). For hverindikator er det specificeret, hvilke egenskaber de beskriver, hvilken måleenhed som an-53

vendes, og hvilke kriterier som skal være opfyldt, for at naturtypen har gunstig bevaringsstatus.Der skelnes mellem bevaringsstatus på nationalt niveau og bevaringsstatuspå forekomstniveau. På forekomstniveau repræsenterer indikatorerne forhold som kanbeskrives på en standardiseret måde ved tilsyn på lokaliteten. Bevaringsmålsætningernesindikatorer opdeles i obligate indikatorer som skal måles for at kunne foretage en troværdigvurdering, og supplerende indikatorer som kan medvirke til en mere nuanceretog fuldstændig beskrivelse af naturtypens tilstand. Eftersom de obligate indikatorer er enudmøntning af habitatdirektivets forudsætninger for gunstig bevaringsstatus, gælder detat naturtypen eller arten har ugunstig bevaringsstatus hvis bare et af indikatorernes kriterierer overtrådt.De væsentligste indikatorer omfatter områdernes areal, struktur og funktion samt karakteristiskearter. Naturtypens areal er en vigtig indikator. Bevaringskriteriet er per definition,at arealet skal være stabilt eller i fremgang. Indskrænkning af arealet kan finde stedsom konsekvens af ændret arealanvendelse, naturlige forstyrrelser eller succession. Arealetmåles i forhold til en kritiske arealstørrelse for naturtypen.Naturtypens struktur og funktion beskrives gennem de væsentligste trusler mod naturtypen,fx eutrofiering, forsuring, tilgroning og vandstandsændringer (Pihl m.fl. 2000), ellergennem anvendelse af indikatorarter. Følgende forhold kan inddrages:1) driftform (art: græsning, høslet, hugst, tilgroning, rekreativ slitage; grad: ingen, ringe,moderat, kraftig; effekt: positiv, negativ),2) påvirkninger af funktion (dræning/vandbalance, lateral næringsberigelse, pesticidafdrift,forstyrrelse/slid/erosion). Påvirkning af kvælstof indgår også i vurderingen afpåvirkningsgrad (P1-2).Naturtypens karakteristiske arter er som udgangspunkt dem, der er nævnt i fortolkningsmanualen(ref.). Der vil være et vist overlap til de arter, der er angivet som karakteristiskei bilag 3. Nogen af de karakteristiske arter er sjældne, og der er ved opstilling af bevaringsmålsætningerlagt vægt på:1) bestandsudviklingen for de sjældne karakteristiske arter og2) habitatkvaliteten (regenerativ niche og etableret niche) for de sjældne karakteristiskearter.Der kan foretages en vurdering af de berørte områders værdi. Dette kan ikke gøres udelukkendepå et teknisk/naturvidenskabeligt grundlag, idet værdien bl.a. vil afhænge afområdets kvalitet i forhold til den påtænkte anvendelse. For områder der primært ønskesbevaret af hensyn til naturværdierne vil en værdi- eller kvalitetsansættelse desuden afhængeaf det anlagte natursyn. Der er på DMU udviklet en metode til måling af naturkvalitetbaseret på fire kriterier: Vildhed, oprindelighed, kontinuitet og autencitet (Nygaardet al., 1999). En værdiansættelse bør endvidere ses i sammenhæng med målsætningenfor området, såvel internationalt ved udpegning af habitatområder som nationalt fxgennem regionplanerne. Værdien kan vurderes på en relativ skala: (uerstattelig, høj,middel, lav).54

5 VurderingMellem hvert trin i vurderingen og som afslutning af den samlede vurdering foretages deren evaluering af kvaliteten af det foreliggende beslutningsgrundlag. Vurderingen indeholderbåde kvantitative elementer, hvis usikkerheder tildels kan vurderes numerisk, og mere kvalitativeelementer. Evalueringen dækker det teknisk/naturvidenskabelige beslutningsgrundlag.Som nævnt i indledningen gælder vurderingen, om det ansøgte vil udgøre en væsentlig påvirkningaf natur og miljø. Der er foretaget en afgrænsning ved et niveau, hvor effekten forventesat ville kunne eftervises indenfor en rimelig tidshorisont (30-40 år) ved anvendelse afaccepterede naturvidenskabelige metoder. Hensynet til de overordnede mål for natur- ogmiljøhensyn i planlægningen er inddraget ved en differentiering af tålegrænserne, der tagerhensyn til målsætningen for de enkelte naturområder og områdernes beskyttelse. Der foretagesendvidere en vurdering af den samlede usikkerhed og bidraget hertil fra de enkelte elementer.Det er valgt at bruge begrebet usikkerhedsvurdering, fordi det er forholdsvis udbredt,men vurderingen kunne med lige så god ret være kaldt en vurdering af resultaternesnøjagtighed og pålidelighed.5.1 Vurdering af usikkerhederVurdering af pålideligheden/usikkerheden af integrerede modeller er et forholdsvis nyt felt,der er blevet væsentligt udvidet de seneste år, bl.a. som følge af den stigende anvendelse afkomplicerede modeller til beslutningsstøtte og scenarioanalyser fx på klimaområdet (globalchange). Ved global skala anvendelse af integrerede modeller (eng: integrated assessmentmodelling) er usikkerhederne og hullerne i det eksisterende videngrundlag ofte meget store.På den anden side medfører karakteren af de vurderede problemer ofte, at en beslutning ikkekan udskydes til et ’perfekt’ vurderingsværktøj måtte blive udviklet. Det er derfor vigtigtaf hensyn til kvaliteten af de trufne beslutninger, at usikkerhederne i vurderingerne i videstmuligt omfang synliggøres, så de kan indgå i beslutningsgrundlaget. Specielt ved anvendelseaf integrerede modeller, der beskriver en hel kæde af årsags-/virkningssammenhænge,kan der være en fare for, at usikkerheder akkumuleres. Dette vil også gælde ved anvendelseaf komplicerede modeller på lokal skala.Usikkerheder opstår primært som følge af ukomplet viden og ufyldestgørende forståelse afde grundlæggende processer. Der findes mange forskellige måder at beskrive og klassificerede forskellige kilder til – og typer af usikkerhed. I integrerede modeller og vurderinger kankilderne til usikkerhed opdeles i 1) statistisk variation, 2) subjektive vurderinger, 3) sprogligfortolkning, 4) variabilitet, 5) uenighed mellem eksperter og 6) tilnærmelser (Morgan & Henrion,1990). Subjektive vurderinger og uenighed mellem eksperter stammer typisk fra forskelligefortolkninger af de ’blinde pletter’, dvs. ukomplet viden. At der forekommer forskelligefortolkninger af den samme viden skyldes tildels, at der anvendes forskelligt perspektiverved vurderingen – og at heller ikke naturvidenskaberne er værdineutrale.Der kan skelnes mellem tre forskellige typer af usikkerheder: 1) Tekniske usikkerheder (systematiskeog tilfældige fejl i empiriske data, observationer og målinger), 2) Metodologiskeusikkerheder (vedrørende pålideligheden eller troværdigheden af den anvendte analytiskemetode i.f.t. det beskrevne systems kompleksitet) og 3) Erkendelsesmæssige usikkerheder(uvidenhed, der fx kan medføre, at vigtige processer er overset) (Funtowitch & Ravetz, 1989).5.2 Samspil mellem de enkelte elementer i vurderingen55

I sidste ende er det ønskede resultat af vurderingen en binær afgørelse: vil det ansøgte medføreen væsentlig påvirkning af værdifulde naturområder – eller vil det ikke. I afgørelsenindgår der (jvf. kapitel 4 og oversigten i figur 4.1) konkrete vurderinger for muligt berørtenaturområder af følgende forhold:1) Områdets bevaringsstatus og værdi,2) Beskyttelse mod andre påvirkninger,3) Belastningen fra andre kvælstofkilder,4) Belastningen som følge af baggrundsniveauet for atmosfærisk deposition i området,5) Den relative betydning af det ansøgte, dels i lyset af ovenstående, dels vurderet ud fraom det ansøgte vil medføre en (væsentlig forøgelse af en evt.) overskridelse af områdetstålegrænse. Tålegrænsen afhænger af områdets bevaringsstatus/værdi, målsætning ogøvrige trusler mod områdets tilstand, og de enkelte led i vurderingen er dermed ikkeuafhængige.En skitse af afhængighederne mellem de elementer, der indgår i vurderingen af væsentlighedenaf en påvirkning af et naturområde som følge af en ansøgt udvidelse af husdyrholdetpå en ejendom er vist i figur 5.2. Der er fokuseret på forholdet mellem belastningen fra enenkelt kilde og effekter på et enkelt naturområde og kun medtaget elementer, hvor der ervæsentlige afhængigheder. Andre afhængigheder som fx mellem tålegrænsen og jordbundsforholdmv. og mellem den lokale afsætning af N og lokale meteorologiske forhold er ikkeillustreret eksplicit på figuren.naturområdets værdi(v)botaniske registreringerandre data..andre påvirkningerandre data..baggrundsbelastningmed atm. N(b2)emissioneropgjortpå baggrund afansøgningen(e)samlet N deposition(b1)ekstra N-deposition somfølge af det ansøgte(t)tålegrænse(b1+b2)overskridelse aftålegrænsenstørrelsen af detekstra bidragift. baggrundbevaringsstatus(d8) målsætningtrusler(b2+p)samlet kvælstoftilførselinden det ansøgteVurdering afpåvirkningensvæsentlighed(problem)(b1/b2)Figur 5.2. Afhængighederne mellem de elementer, der indgår i vurderingen af væsentligheden af denpåvirkning af et naturområde, der vil følge af en ansøgt udvidelse af husdyrholdet i nærområdet. Betegnelsernepå pilene refererer til databeskrivelserne i afsnit 4.3, jvf. figur 4.4.2.Væsentligheden af påvirkningen af området som følge af det ansøgte vil afhænge af, om tålegrænsenoverskrides, om det ansøgte bidrager væsentligt til den samlede belastning, og afdet påvirkede områdes værdi. Tålegrænsen for et område afhænger af, hvad der findes atbevare (bevaringsstatus), hvad der ønskes bevaret (målsætning) og af, hvad det vil væremuligt at bevare ved begrænsning af luftforureningen (trusler). Der vil, hvis der findes anvendeligemetoder, altid skulle beregnes en tålegrænse, der beskytter naturområdets funktion.Hvis der findes meget følsomme arter, der i kraft af målsætningen for området ønskesbeskyttet, kan det være relevant at fastsætte en tålegrænse, der beskytter de følsomme arter.Denne grænse kan pt kun baseres på empiriske data.De væsentligste afhængigheder mellem de forskellige elementer i vurderingen er:(o)56

1) En højere vurderet deposition som følge af det ansøgte (b1) vil øge sandsynligheden for,at tålegrænsen overskrides (o) og relativt forøge betydningen af depositionen ift. baggrundsbelastningen(b1/b2).2) Botaniske registreringer, der medfører, at bevaringsstatus vurderes som mere gunstig,kan medføre en lavere fastsættelse af tålegrænsen (t) og dermed en større sandsynlighedfor overskridelser (o). Samtidig vil en gunstig bevaringsstatus ofte hænge sammen meden relativt høj vurdering af områdets værdi (v).3) En højere vurderet baggrundsbelastning (b2) vil formindske den relative betydning afbelastningen som følge af det ansøgte (b1/b2), men øge sandsynligheden for, at tålegrænsenoverskrides (o).4) En højere vurdering af andre trusler, herunder andre kilder til kvælstofpåvirkning (p),kan medføre en højere tålegrænse og dermed en mindre sandsynlighed for, at tålegrænsenoverskrides (o).5.3 VurderingerV1: Trin 1 omfatter en screening af sager, hvor der udelukkende foretages en vurdering af,om der er behov for yderligere undersøgelser og vurderinger, eller om det kan konkluderes,at effekter af ammoniak ikke udgør et problem. Vurderingen baseres på tre elementer:• En opgørelse af den ekstra emission fra stald, gødningslagre og udbringning af husdyrgødningsom følge af det ansøgte. Opgørelsen baseres på normtal ved anvendelse afmetode E1.• En afgrænsning af det nærområde, hvor emissionen fra det ansøgte kan give anledningtil væsentlige effekter på natur og miljø. Der anvendes ’worst case’ betingelser for spredningog afsætning og en depositionsgrænse på 1 kg N ha -1 år -1 . Afgrænsningen foretagesmed metode S1.• En undersøgelse af, om der indenfor det afgrænsede område findes kvælstoffølsommenaturområder, der er omfattet af en eller anden beskyttelse. Kvælstoffølsomme naturtyperog love og reguleringer, der kan sikre beskyttelse af et naturområde, er beskrevet imetode B1.Hvis der findes kvælstoffølsomme og beskyttede naturområder inden for det afgrænsedeområde, kan der forekomme væsentlige effekter på natur og miljø som følge af det ansøgte.Denne vurdering er baseret på ’worst case’ betingelser, og værdien og påvirkningsgradenaf de berørte områder er ikke undersøgt. Den forventede påvirkning somfølge af andre trusler mod tilstanden på de berørte områder er endvidere ikke undersøgt.Der er derfor behov for en nærmere vurdering af det ansøgte, dvs. i første omgang envurdering på niveau 2 (V2). Niveau 1 (V1) vurderingen kan ikke alene anvendes somgrundlag for at indstille et afslag af det ansøgte. Resultatet af vurderingen kan derfor være,at det ansøgte er uproblematisk mht. effekter af ammoniak, eller at der skal foretagesen mere dybgående vurdering. Grunden til, at der anvendes ’worst case’ betingelser påniveau 1 er, at konsekvenserne af fejlagtigt at konkludere, at det ansøgte udgør et problempå niveau 1 kun består i det ekstra arbejde, der ligger i at foretage en vurdering påniveau 2. Konsekvensen af fejlagtigt at konkludere, at det ansøgte ikke udgør et problemer derimod, at der bliver givet en tilladelse, der ikke burde være givet.Hvis der ikke findes kvælstoffølsomme naturområder inden for det afgrænsede område,kan det med rimelig sikkerhed konkluderes, at ammoniakemissionerne som følge af detansøgte ikke vil forårsage væsentlige natur- og miljøeffekter.57

Vurderede usikkerhederUsikkerhedsvurderingen på niveau 1 gælder kun sandsynligheden (risikoen) for at konkludere,at en sag er uproblematisk, selvom det ansøgte vil forårsage væsentlige natur- ogmiljøeffekter. Sandsynligheden for at sende en sag til videre behandling, der kunne væreafsluttet på trin 1, er ikke kvantificeret. Det kan som nævnt ikke anbefales at indstille sagertil afslag alene på grundlag af niveau 1 vurderingen. Figur 5.3 illustrerer to muligesituationer, hvor der kan træffes en forkert beslutning. Det afgrænsede område kan værefor lille, enten pga. en undervurdering af emissionerne eller unøjagtigheder i spredningsberegningen(naturområdet mærket ’A’) eller følsomme naturområder inden for det afgrænsedeområde kan være overset, fx pga. mangler i kortgrundlaget (naturområdetmærket ’B’).Aafgrænset områderadierBmarkstaldlagergrænse v.markkantFigur 5.3. Mulige situationer, hvor der kan træffes en forkert beslutning på niveau 1. Det afgrænsedeområde kan være for lille ( ’A’) eller følsomme naturområder inden for det afgrænsede områdekan være overset (’B’).Afsætning omkring stald og lagerDer regnes med en gennemsnitlig usikkerhed på emissionerne fra stald og lager på +50%for niveau 1. Fordelingsfunktionen er ikke kendt, men det anslås, at det angivne intervalvil dække et 90% konfidensinterval. Det må lægges til grund for vurderingen, at gældendelove og regler og vilkår for produktionen forventes efterlevet, men en evt. usikkerhedpå effekten af et givent tiltag kan inddrages i vurderingen. Effekten af overdækning aflagre med fast gødning er fx forholdsvis dårligt dokumenteret. Følsomheden for vurderingenafhænger af emissionsniveauet, jvf. Figur S1f2. Ved en beregnet emission på 10+5 tN år -1 vil afstandsgrænsen variere mellem 1400-2500 m eller 2000-2500 m, hvis der sesbort fra den lave ende af intervallet. I dette interval svarer en 50% forøgelse af emissionentil en godt 50% forøgelse af det betragtede areal. Det anbefales at basere vurderingen påden høje ende af intervallet for emissioner (+50 %). Den anvendte spredningsberegningskulle være tæt på ’worst case’ forstået på den måde, at det er relativt usandsynligt, atden lokale afsætning som gennemsnit over flere år vil være større end for det anvendtescenario. Beregningerne bygger på modelberegninger, der i nogen udstrækning manglervalidering. Der er dog en rimelig overensstemmelse med publicerede udenlandske målingerog modelberegninger.Afsætning omkring udbringnings- og græsningsarealerUsikkerheden på emissioner, spredning og afsætning fra udbringningsarealer kan værebetydeligt større end for stald og lager. En væsentlig del af udbringningen kan ske påforpagtede arealer eller arealer med gødningsaftaler, hvor det i praksis vil være umuligtat vurdere, om udbringningen vil forårsage natur- og miljøeffekter. Denne usikkerhedkan forsøges vurderet ved en betragtning af, hvad der findes af følsom natur inden for enrimelig køreafstand, men der vil næsten altid findes noget.58

Også de udbragte mængder er en væsentlig usikkerhedsfaktor. Tabel 5.1 viser den gennemsnitligegødningsnorm og gødningstildelinger for seks afgrødegrupper for de 6landovervågningsoplande i 1999.Tabel 5.1. Gennemsnitlig gødningsnorm og gødningstildelinger for seks afgrødegrupper for de 6landovervågningsoplande i 1999 (Grant et al., 2000).kg N ha -1 år - vårkorn vinterkorn rodfrugt frøafgrøder græs omd. vedv. græs1norm 107 160 119 135 161 223total tildel. 132 208 180 167 256 150husdyrg. 45 81 95 69 173 81De gennemsnitlige tildelinger af husdyrgødning ligger langt under de niveauer, der eranvendt ved beregning af afstandsgrænser. Gødningstildelingerne dækker imidlertidover en betydelig variation, idet de angivne tal udgør et gennemsnit for marker, derudelukkende modtager handelsgødning, marker der modtager både husdyr- og handelsgødning,og marker, der udelukkende modtager husdyrgødning. Husdyrgødningen fordelesnormalt ikke jævnt på husdyrbrugenes arealer, men de fleste arealer modtager envis mængde handelsgødning (Andersen et al., 1992). Det er anbefalet ved vurderingen påtrin 1 at regne med, at udbringningsarealerne udelukkende modtager husdyrgødning, ogat anvende en forholdsvis høj kvælstofnorm. Den nævnte værdi på 230 kg N ha -1 år -1 forarealer indenfor omdriften kunne fx svare til et sædskifte med grovfoder (græs, foderroerog majs). Normen er 5-10% højere for sandjorder end for lerjorder og noget lavere, hvisder indgår kløvergræs i sædskiftet. Sammenfattende skulle de anvendte værdier i rimeliggrad at dække en ’worst case’ betragtning.Den anvendte spredningsberegning skulle være tæt på ’worst case’ forstået på den måde,at det er relativt usandsynligt, at den lokale afsætning som gennemsnit over flere år vilvære større end for det anvendte scenario. Usikkerheden i beregningen vurderes at værelidt større end for stald og lager.Følsomme områderVurderingen af forekomsten af følsomme områder inden for det afgrænsede område,foretages primært på baggrund af eksisterende kort over §3 områder, habitatområder,fredede områder etc. Kvaliteten af dette kortgrundlag varierer en del mellem amterne.Der bør derfor foretages en vurdering af kvaliteten af datagrundlaget. Sikkerheden i klassificeringenaf naturtyper afhænge af den anvendte metode. I nogen tilfælde er klassificeringenudelukkende foretaget på baggrund af luftfotos og vil dermed være forholdsvisusikker. Der kan være naturområder, der bør inddrages i en VVM-vurdering eller kapitel5 godkendelse, men som ikke er omfattet af §3 registreringen, fx fordi områderne er forsmå. For meget små områder kan betydningen af andre påvirkninger dog også være stor,og der må i alle tilfælde foretages en konkret vurdering. Alderen af kortgrundlaget kanogså være af betydning. Selvom der er foretaget en omhyggelig registrering af beskyttedenaturområder, kan situationen have forandret sig siden. Forandringer på naturområdersker gradvist og som regel forholdsvis langsomt, men der kan være sket betydende ændringerpå blot nogen få år, specielt hvis der har været en uhensigtsmæssig drift af områderne.Normalt vil det være hurtigere at ødelægge et område end at opnå en radikal forbedring.Dette gælder dog ikke forekomsten af beskyttede arter, hvor etableringen kanske fra et år til et andet.59

På trin 1 vil det normalt ikke være muligt at foretage feltundersøgelser. Hvis det anvendtekortgrundlag af den ene eller anden grund vurderes som usikkert, kan det anbefalesat foretage en sammenligning med nyere luftfotos. Hvis der er en stor diversitet afnaturtyper eller der forventes at kunne være specielt værdifulde naturområder i nærområdet,anbefales det at foretage en vurdering på niveau 2.V2: Trin 2 omfatter en vurdering af den aktuelle påvirkningsgrad af kvælstof og betydningenaf den forøgede belastning fra det ansøgte for hvert af de muligt berørte naturarealerog skove fundet i trin 1. Ved vurdering af områdernes påvirkning af kvælstof vurderesbåde den aktuelle belastning med atmosfærisk kvælstof og belastningen som følge af detansøgte set i forhold til naturområdernes tålegrænser (overskridelser af tålegrænserne)og påvirkningsgraden vurderet ud fra feltobservationer. Vurderingen omfatter fire elementer:• En beregning af den ekstra afsætning på de muligt berørte områder som følge af detansøgte. Beregningen foretages ved anvendelse af kurver og simple korrektionsfaktorerved anvendelse af metode S2.• En beregning og/eller vurdering af de muligt berørte områders tålegrænser (T1).• En beregning af eventuelle overskridelser af tålegrænserne, både som følge af baggrundsbelastningen(før situationen) og som følge af den ekstra belastning fra det ansøgte(O1).• En vurdering af områdernes påvirkningsgrad af kvælstof (P1).Beregningerne og vurderingerne foretages for de muligt berørte områder udpeget på trin1. Der anvendes endvidere tal for emissioner fundet på trin 1, både for bedriften som helhedog for den ekstra emission som følge af det ansøgte. Hvis der på trin 1 udelukkendeer anvendt faste afstandsgrænser omkring udbringningsarealerne, findes emissionernefra udbragt husdyrgødning og fra dyr på græs ved anvendelse af metode E1 (tabelopslagbaseret på normtal). Resultatet af vurderingen på trin 2 falder i tre grupper:1) Det ansøgte er uproblematisk mht. effekter af ammoniak2) Der bør foretages en mere vidtgående vurdering,3) Det kan allerede på det foreliggende grundlag konkluderes, at det ansøgte vil påvirkenatur- og miljø i væsentlig grad og derfor kan være i strid med de overordnede målfor natur- og miljøhensyn i planlægningen.Vurderingen baseres på ’best case’, ’worst case’ scenarier. Hvis det ansøgte er problematiski både ’best-’ og ’worst case’ anses det for rimeligt sikkert, at det ansøgte vil udgøreet problem. Omvendt, hvis det ansøgte er uproblematisk i både ’best-’ og ’worst case’,anses det for rimeligt sikkert, at det ansøgte ikke vil udgøre et problem. For de resterendesager, hvor det ansøgte kun er problematisk i ’worst case’, anbefales det at foretage envidere vurdering (trin 3).Vurderede usikkerhederUsikkerhedsvurderingen på niveau 2 gælder både sandsynligheden (risikoen) for at konkludere,at en sag er uproblematisk, selvom det ansøgte vil forårsage væsentlige natur- ogmiljøeffekter og sandsynligheden (risikoen) for at konkludere, at en ansøgning stridermod natur- og miljøhensyn i planlægningen, selvom det ansøgte ikke vil forårsage væsentligeeffekter. I det ene tilfælde kan konsekvensen være uønskede skadevirkninger pånatur- og miljø, i det andet tilfælde måske et forkert begrundet afslag på en ansøgning.Endelig kan det vurderes, at der bør foretages en mere detaljeret vurdering, indhentesekstra data, eller foretages yderligere undersøgelser. Konsekvenserne heraf er et større60

tidsforbrug og større omkostninger i sagsbehandlingen. Sandsynligheden for at sende ensag til videre behandling, der kunne være afsluttet på trin 2 er ikke kvantificeret, men kanløbende vurderes.Generelt vil muligheden for fejl aldrig kunne elimineres fuldstændigt, og der vil altidskulle foretages en afvejning af de tre mulige typer af fejl. Der ligger allerede i valget afanbefalede metoder og kriterier for vurderingen et valg vedr. vægtning af usikkerheder,der dels bygger på en fortolkning af lovgivningen, dels på begrænsningerne i den eksisterendeviden.PåvirkningsgradDet vurderes, om de muligt berørte områder er følsomme for kvælstofpåvirkning, omområderne allerede er kvælstofpåvirkede, og om de kan forventes at blive (yderligere)påvirkede som følge af det ansøgte. Hvis den samlede deposition af forsurende og eutrofierendestoffer hverken før eller efter det ansøgte vil overskride områdernes tålegrænser,kan der ikke forventes væsentlige natur- og miljøeffekter som følge af den forøgedekvælstofdeposition. Hvis tålegrænserne overskrides, må væsentligheden vurderes delsved vurdering af den relative betydning for områdernes samlede kvælstof- og syrebalance,dels ved vurdering af betydningen set i forhold til andre trusler mod -/belastninger afde berørte områder.Vurderingerne er ikke uafhængige, idet den aktuelle påvirkningsgrad af kvælstof kanindgå i fastsættelsen af tålegrænser og overskridelser af tålegrænsen kan indgå i vurderingenaf den aktuelle påvirkningsgrad af kvælstof. Ved anvendelse af de empirisk baseredetålegrænser for eutrofiering vil en høj aktuel påvirkningsgrad af kvælstof (ugunstigbevaringsstatus) og mange øvrige trusler mod områdernes bevaringsstatus give en højeretålegrænse. En højere tålegrænse vil betyde en lavere beregnet overskridelse af tålegrænsenog dermed også potentielt en lavere vurdering af den aktuelle påvirkningsgrad afkvælstof. Dette hænger sammen med, at der skelnes mellem tilgængelighed – og påvirkningsgradaf kvælstof. Et område betragtes ikke som kvælstofpåvirket, hvis der er balancemellem tilgængeligheden af kvælstof, naturtypen og områdets struktur og funktion(artssammensætning, næringsstofkredsløb, surhedsgrad). I områder med konstant højkvælstofbelastning vil der således være en glidende overgang, hvor de kvælstoffølsommenaturtyper gradvist tilpasses et højere kvælstofniveau. Der bør dog udvises en vis forsigtighedi vurderingerne. Specielt for de plejekrævende naturtyper vil tilstanden ofte værecyklisk og afhænge af plejen. På hedearealer, der er overgroet med græsser, vil lyngensåledes ofte kunne reetableres ved hensigtsmæssig pleje. Det kan imidlertid være sværteller umuligt at sikre reetableringen af de mest følsomme arter som fx laver. Tålegrænsenvil derfor alt andet lige være højere end for heder med en gunstig bevaringsstatus ogforekomst af følsomme arter, medmindre der iværksættes naturgenopretning med henblikpå at opnå en ønsket tilstand.Ud over, at vurderingen af aktuel påvirkningsgrad som nævnt kan indgå som et elementi fastsættelsen af tålegrænser, er vurderingen væsentlig af to årsager: En konstatering af,at områderne allerede har en moderat til stor påvirkningsgrad af kvælstof, kan underbyggeen vurdering af, at områdernes tålegrænser er overskredet ved det aktuelle belastningsniveau– og dermed også vil være det ved en forøget belastning. Dette er væsentligt,fordi belastninger under tålegrænsen ikke forventes at forårsage væsentlige natur- ogmiljøeffekter. Omvendt reduceres den relative betydning af en ekstra belastning medstørrelsen af baggrundsbelastningen. Der er foretaget en kvantitativ vurdering af størrelsenaf den atmosfæriske baggrundsbelastning (O1), men ikke af størrelsen af andre kilder.Påvirkningsgraden er vurderet semikvantitativt (stor, moderat, lille, ukendt) (P1).61

Samlet vurderingDe to afgørende betingelser for, at den ekstra belastning vil medføre en væsentlig påvirkningaf natur og miljø er, at tålegrænsen overskrides, og at den ekstra belastning udgøren betydende del af den samlede belastning. Hvad der i denne sammenhæng skal ansesfor betydende kan der ikke gives noget fuldstændigt objektivt svar på. Der kan sombeskrevet i indledningen (kapitel 1) foretages en afgrænsning til et niveau, hvor der medkendte naturvidenskabelige metoder vil forventes at kunne eftervises en effekt inden foren tidshorisont på 30-40 år. Grænsen vil da gå ved en belastning, der udgør i størrelsesorden10% af den samlede belastning eller ca. 1 kg ekstra N ha -1 år -1 , hvis baggrundsbelastningener under 10 kg N ha -1 år -1 . Det skal dog understreges, at disse tal er skøn baseretpå den aktuelle viden. Det kan vælges ud fra et forsigtighedsprincip at anvende enmindre andel end 10% af den samlede belastning som kriterium, specielt hvis de muligtberørte områder anses for meget værdifulde. Betingelserne for, at det ansøgte udgør etvæsentligt problem kan skrives som (jvf. afsnit 4.4.4):V2l1 NH Y,ekstra,dep >⎧CLnut(N)⎪⎨⎪⎩CL(N | S- (Ndep),baggrund,dep- (N,baggrund,dep+ NV2l2 NH Y,ekstra,dep > 0,1*(N ,baggrund,dep + N andet )andet+ N),andet),CLnutellers(N) < CL(N | Sdep)Begge betingelser skal være opfyldt. N andet er belastningen med kvælstof fra andre kilderend atmosfærisk belastning. N baggrund,dep er den samlede baggrundsbelastning med NO Xog NH Y . Vurderingen på trin 2 baseres som nævnt på best case, worst case scenarier, hvorworst case i denne sammenhæng skal forstås som en realistisk øvre grænse for den relativebetydning af det ansøgte. Den naturlige variation og de forventede usikkerheder i deenkelte elementer af vurderingen er så store, at intervallet mellem best- og worst case ikkekan dække alle mulige situationer, men det er tilstræbt, at intervallet skal dækkemindst et 95% konfidensinterval, selvom dette i nogen udstrækning må bero på et skøn.Det er umiddelbart klart, at worst case for tålegrænserne er de lave værdier, medensworst case for den ekstra deposition er den høje værdi. For baggrundsbelastningen og tilførslenfra andre kilder er det en smule mere kompliceret, idet begge betingelser (V2l1 ogV2l2) skal være opfyldt, dvs. der skal være et problem, og den ekstra belastning skal forårsageen betydende del af problemet. Hvis baggrundsbelastningen er lav, vil der i en deltilfælde ikke være noget problem. Hvis baggrundsbelastningen er meget høj, vil denekstra belastning omvendt betyde relativt mindre. Hvilken værdi, der skal anvendes somworst case må derfor vurderes i det enkelte tilfælde. Hvis tålegrænsen med sikkerhed eroverskredet, er worst case den lavest mulige baggrundsbelastning.Best- og worst case værdier kan direkte udledes af de fundne værdier for tålegrænserne,den ekstra belastning og baggrundsbelastningen. For den ekstra belastning som følge afdet ansøgte er der fundet to værdier for hhv. et høj- og lavdepositions scenario, der skulledække den forventede variation og usikkerhed. For de beregnede tålegrænser for eutrofieringanvendes et usikkerhedsinterval på +15%, eller usikkerheden beregnes ud frausikkerheden på de enkelte elementer i massebalancen. Hvis der anvendes metoder, dersupplerer hinanden, skal det anvendte usikkerhedsinterval mindst dække variationenmellem de anvendte metoder. Hvis de anvendte tålegrænser udelukkende er baseret påempirisk baserede tålegrænser anvendes usikkerhedsintervaller i forhold til de differentieredeværdier. Det er generelt anbefalet at differentiere mellem lave -, middel – og højeværdier indenfor de angivne intervaller. For en naturtype med empirisk baseret tålegrænsemellem 10-15 kg N ha -1 år -1 vil den lave ende af intervallet dække fra 9,4-13,1 kg62

N ha -1 år -1 , det mellemste interval vil dække 10,6-14,4 kg N ha -1 år -1 og det høje interval vildække 11,9-15,6 kg N ha -1 år -1 . De angivne intervaller er skønnede ud fra en central værdifor lav -, middel – og høj tålegrænse på hhv. 11,25, 12,5 og 13,75 kg N ha -1 år -1 og et usikkerhedsintervalpå ca. +15%.For den betingede tålegrænse for kvælstofforsuring er situationen en smule mere kompliceret,fordi depositionerne af svovl og basekationer (Ca, Mg, K) indgår i den betingedetålegrænse (jvf. afsnit 4.4.3,T1 og 4.4.4,O1):V2l3CL(N|S dep ) ≈ CL min (N) + CL max (S) - S dep = CL min (N) + BC * dep – BC u + CL(Ac act ) - S dep22 *222V2l4 σ(CL(N|S dep )) ≈ σ (CL (N)) + σ (BC ) + σ (BC ) + σ (CL(Ac )) + σ (S )minUdtrykket for spredningen forudsætter, at de enkelte elementer er uafhængige, hvilketikke helt er tilfældet, men er en acceptabel tilnærmelse. Hvis S dep > CL max (S), erCL(N|S dep )) = CL min (N) og σ(CL(N|S dep )) = σ(CL min (N)). Variationskoefficienterne for deindgående størrelser forventes at være ca. 15% for CL min (N), 20% for BC u , 30% forCL(Ac act ), 30-40% for S dep og 50% for BC * dep. Usikkerheden på S dep forventes at værestørst, hvor depositionens størrelse er mest influeret af lokale forhold. Den samlede variationog usikkerhed på CL(N|S dep ) vil afhænge en del af, hvor stor en del af den syreneutraliserendekapacitet, der stammer fra hhv. jordbundsprocesser og deposition af basekationer.Usikkerheden på bagrundsbelastningen er sammensat af usikkerheder på den gennemsnitligedeposition på kommuneniveau, - på korrektionen for den lokale husdyrtæthedog - på den anvendte korrektion for lokal afsætningshastighed. Variationskoefficientenfor den gennemsnitlige deposition på kommuneniveau forventes at være ca. 30% for SO 2og NO X og 40% for NH X . Variationskoefficienten for det lokale bidrag og for forskellene idepositionshastighed forventes at være ca. 70%. Spredningen på baggrundsbelastningenkan beregnes som (jvf. afsnit 4.4.4,O1):depuactdep22 22 22V2l5 σ(NH Y,baggrund,dep ) ≈ σ (NH )* S + σ (S )* NH + σ (NH )*σ (S ) ,Y,blhvor NH Y,b er den samlede baggrundsdeposition af NH Y , dvs. summen af NH Y,kommune ogbidraget (korrektionen) for den lokale husdyrtæthed. S l er korrektionsfaktoren for (lokale)forskelle i depositionshastighed.lY,bY,bl63

6 VilkårMuligheden for at stille vilkår i forbindelse med en godkendelse bør specielt overvejes i tosituationer: 1) hvor vurderingen af, at det ansøgte kan gennemføres uden væsentlige skadevirkningerpå natur- og miljø er afhængig af en praksis på ejendommen, som det vil værelovligt at fravige og 2) hvor det ansøgte kun kan gennemføres uden væsentlige skadevirkninger,hvis der pålægges restriktioner på driften. Det kan generelt ikke anbefales at basereen godkendelse på anvendelse af en atypisk praksis, der forventes at reducere emissionerne,medmindre denne praksis fastsættes som vilkår for godkendelsen, og det vurderes at væremuligt at gennemføre kontrol.Der findes imidlertid enkelte effektive metoder til reduktion af ammoniakfordampningen.En hensigtsmæssig udformning af det nye anlæg kombineret med et målrettet sæt af vilkårvil således i nogen tilfælde kunne sikre en reduceret belastning af følsomme naturområder,samtidig med at produktionen udvides på en rentabel måde.• Belastningen fra en konkret kilde aftager meget hurtigt med afstanden, og det vil derforvære oplagt at overveje placeringen af de enkelte kilder i.f.t. de mest følsomme og/ellerbelastede naturområder. På en del ejendomme vil det være muligt at friholde enkeltearealer for udbringning af husdyrgødning. Mindre udbringninger vil dog evt. kunne tillades.Restriktioner på udbringning og mængden af dyr på græs på tilgrænsende arealervil være mere effektivt i forhold til at sikre beskyttelsen af konkrete naturområder end etgenerelt vilkår om udbringningsmetode. I nogen tilfælde kan der ved nyanlæg være fleremuligheder for placering af stalde og gødningsopbevaringsanlæg. Hvis belastningen herfraforventes at skade konkrete naturområder, kan alternative placeringer overvejes.• Ansøgninger, hvor en væsentlig del af arealkravet opfyldes ved forventede tilkøbog/eller udbringningsaftaler, er problematiske, fordi de mulige effekter på natur og miljøomkring udbringningsarealerne reelt ikke kan vurderes. Det kan overvejes at krævekommende udbringningsarealer godkendt.• Valget af staldtype og gødningssystem har meget stor betydning for ammoniakfordampningen.Tabene er generelt mindst for rene gyllesystemer, men hensynet til dyrevelfærdenbør indgå i den samlede vurdering. Forskellene skyldes endvidere primært forskellei forventet lagertab, fordi lagre af fast gødning med daglig tilførsel ikke forventes at væreoverdækkede.• En udformning af stalde og udmugningssystemer, der kombinerer forskellige midler tilreduktion af ammoniakfordampningen vil kunne reducere staldtabet med 20-30% forsvin, op til 50% for kvæg og mere end 60% for fjerkræ og pelsdyr. Mulighederne gælderprimært gyllesystemer. Endnu større reduktioner er mulige ved optimeringen af ventilationenog evt. rensning af udsugningsluften..64

7 Mere vidtgående metoderHvis usikkerhederne i et eller flere af de vurderede elementer på trin 1-4 anses for at være forstore til en afgørelse af sagen, kan der inddrages mere komplicerede metoder og indhentesyderligere oplysninger eller foretages yderligere undersøgelser. Der er i dette kapitel kungivet en forholdsvis summarisk gennemgang af mulighederne, idet de anvendte metoderdels må afhænge af de lokale forhold, og dels vil kræve en betydelig ekspertise at gennemføre.En detaljeret gennemgang af de anbefalede metoder ville desuden være ret omfattende.Der findes anvendelige metoder til mere vidtgående beregninger eller undersøgelser foremissioner (E3), spredning og afsætning (S4), overskridelser af tålegrænsen (O2) og naturområdernespåvirkningsgrad for luftforurening (P2). Hvad angår fastsættelse af tålegrænserneer der allerede i den anbefalede metode på trin 4 (T2) peget på muligheden for anvendelseaf mere komplicerede jordbundskemiske modeller kombineret med egentlige undersøgelsertil bestemmelse af de nødvendige inputdata.E3: Der findes flere muligheder for en mere nøjagtig bestemmelse af emissionerne i forbindelsemed den aktuelle landbrugsdrift og –praksis og i forbindelse med det ansøgte. Detskal dog bemærkes, at usikkerheder på de beregnede emissioner kun i et begrænset antalsager forventes at have afgørende betydning for den samlede usikkerhed i vurderingen(jvf. kapitel 5); primært fordi usikkerheden på de øvrige elementer i vurderingen forventesat være større. De anviste metoder på trin 4 (E2) er allerede forholdsvis detaljerede –måske også mere detaljerede end der kan retfærdiggøres ud fra en prioritering af indsatsenmhp. at nedbringe den samlede usikkerhed. Det er imidlertid fundet ønskværdigt i såstor udstrækning som muligt at anvende den information, der allerede findes om forholdenepå ejendommene. Den anvendte detaljeringsgrad afspejler således detaljeringsgradeni opgørelser af N-indholdet i husdyrgødning ab lager iht. gældende bekendtgørelse.Som tidligere nævnt kan det ikke anbefales at lægge lave emissioner som følge af en evt.meget atypisk praksis til grund for en godkendelse. Omvendt bør der tages hensyn tilimplementerede virkemidler med kendt eller dokumenterbar effekt. Det er muligt (jvf.afsnit 4.4.1,E2) at reducere emissionerne fra stalde ganske betragteligt ved ændring afstaldindretning og ændring af praksis, specielt for fjerkræ- og pelsdyrstalde. Tilsvarendekan etablering af fast afdækning over gylletanke og afdækning af lagre med fast gødninggive væsentlige reduktioner af ammoniakfordampningen. Disse reduktioner vil det tildelsvære muligt at dokumentere i form af målinger. Der findes udenlandske certificeringssystemer,hvor emissionsreduktionerne ved anvendelse af et givent system skullekunne dokumenteres, som vil kunne bidrage til en konkret vurdering i de enkelte tilfældeaf den tilgængelige dokumentation. Det samme gør sig tildels gældende for udbringningaf husdyrgødning. Det vil imidlertid være meget svært at dokumentere et fald iemissioner som følge af et skift i udbringningsmetode. Det kan derfor overvejes at knytteet vilkår om en udbringningsmetode med lave ammoniaktab til et vilkår om højere udnyttelseaf husdyrgødningen.Ammoniaktab fra stalde kan dels vurderes ud fra direkte målinger, dels vurderes indirektesom forskellen mellem den beregnede kvælstofudskillelse ab dyr og et målt indholdaf N i gødningen ab stald. Ammoniaktabet fra stalden kan måles direkte ved kontinuertmåling af ammoniakkoncentrationerne i ventilationsluften sammenholdt med en registreringaf luftskiftet som følge af ventilationen. Koncentrationerne kan måles kontinuertmed fx et denudersystem, men dette kan være forholdsvis dyrt og arbejdskrævende. Acceptableresultater kan opnås med passive samplere, der fx er tilgængelige fra IVL i Sverige(ex Fern et al., 1993). Luftskiftet kan beregnes fra en logning af ventilatorernes rotati-65

on. For hovedparten af staldsystemerne ligger de forventede tab mellem 10 og 20% af denudskilte mængde ab dyr. Hvis usikkerheden i de beregnede emissioner skal reduceresved en balanceberegning, hvor N-indholdet i gødning ab stald måles, vil måleusikkerhederover nogle få procent af N-indholdet ab dyr ikke kunne accepteres. En så nøjagtigmåling vil kræve udtagelse af et meget stort antal prøver og analyse af et stort antal puljedeprøver. Dette vil i praksis formentlig kun være muligt for systemer med flydendegødning.For gødningslagre ligger de forventede tab mellem ca. 2% for gyllebeholdere med flydelagog 30% for uafdækkede lagre af fast staldgødning. Det er muligt at måle emissionernefra gødningslagre ved en kombination af koncentrationsmålinger og mikrometeorologiskemålinger. Dette er dog næppe praktisk realisabelt i forbindelse med en konkret sagsbehandling.Mulighederne indskrænker sig dermed til målinger af gødningens N-indhold hhv. ab stald og ab-lager. Disse målinger vil kræve en meget høj grad af nøjagtighedog vil dermed formentlig kun være praktisk mulige ved lagre af flydende gødning.S4: Som illustreret af kurverne i afsnit 4.4.2,S1 og S2, vil store lokale kilder af ammoniakkunne forårsage relativt store depositioner tæt på kilden. Bidraget til den samlede belastningreduceres kraftigt med stigende afstand til kilden. Hvis der er behov for en meredetaljeret vurdering, kan betydningen af det ansøgte vurderes på baggrund af en meredetaljeret vurdering af spredning- og afsætning som følge af de aktuelle emissioner fraejendommen.Afsætningen på et naturområde kan vurderes på baggrund af gennemdrypsmålinger,hvis der findes højere bevoksning. Ved meget lav vegetation kan vurderingen baseres påmåling af bulk-deposition. Der bør anvendes mindst 10 opsamlere, og analyseres mindstmånedsvis. I princippet bør opsamlingen dække et helt år, men i det mindste periodenfra april til september bør omfattes. Der bør anvendes en accepteret metode til kompensationfor kroneudveksling. Forøgelsen af depositionshastigheden som følge af en størreruhed af naturarealet ift. oplandet kan vurderes ved sammenligning med bulk-målingerforetaget i oplandet, fx 10 meter fra naturområdets kant.Andelen af den samlede deposition fra en given lokal kilde kan vurderes på baggrund afen kombination af målinger og modelberegninger. Principielt kan andelen af depositionenfra et antal nærtliggende lokale kilder findes på baggrund af kontinuerte målinger afammoniakkoncentrationer og detaljerede mikrometeorologiske data. Dette vil imidlertidnæppe være praktisk realisabelt i en konkret godkendelsessag. Det anbefales derfor atanvende målinger fra passive fluxsamplere til kalibrering/validering af modelberegninger.Der kan foretages målinger fx 20, 40, 60, 80, 100, 150, 200, 300, 500 og 1000 m fra kildenlangs en transekt mellem kilden og det mest udsatte naturområde. Målingerne kansuppleres med målinger for tre andre vindretninger fx 50 meter fra kilden.Der findes et hollandsk modelsystem til brug ved integrerede vurderinger i områder,hvor de hollandske amter udarbejder naturgenopretningsplaner (hollandsk: reconstructieplan).Systemet hedder ABS-GIS og er udviklet af TNO-MEP på baggrund af eksisterendeværktøjer som emissionsmodellen Augias og lokal-skala spredningsmodellen OPS(version 2). Systemet inkluderer endvidere GIS-kort over beregnede tålegrænser, målsætningerfor naturbeskyttelse, grundvandsinteresser mm. baseret på Arc-View. Beregningernekan foretages med relativ høj opløsning (25 m). Systemet er principielt åbent foranvendelse af danske inputdata for meteorologi, tålegrænser mm, idet alle inputdata givesi form af filer. Anvendelse i en dansk sammenhæng vil dog formentlig kræve en del66

arbejde med opsætning og tilpasning. En mere generel anvendelse vil desuden kræve, atsystemet opdateres til anvendelse af version 3 af OPS, der tillader modellering af betydningenaf ruhedsspring. Denne opdatering foretages i øjeblikket. En kort beskrivelse afABS-GIS systemet er gengivet i bilag 5.P2: Der foretages en lidt mere vidtgående vurdering af områdernes påvirkningsgrad medinddragelse af en mere systematisk flooraregistrering (om nødvendigt) og supplerendekemiske målinger. Vurderingen foretages efter retningslinjerne opstillet i P1 suppleretaf mere detaljerede vurderinger, hvor det findes nødvendigt. Behovet for yderligereeller mere systematiske floraregistreringer vurderes ud fra 1) kvaliteten af deallerede indhentede oplysninger og 2) betydningen for den samlede vurdering (se ogsåV2).Ud over de indikatorer på kvælstofpåvirkning, der er nævnt i P1, kan kvælstofindholdetog ratier til andre næringsstoffer og til kulstof anvendes som indikator på enhøj kvælstofpåvirkning. Tabel P2t1 giver en oversigt over forskellige muligheder formåling af kvælstofpåvirkning af forskellige naturlige og seminaturlige økosystemer.Det totale kvælstofindhold i rensdyrlav, sphagna og hedelyng kan anvendes som indikator.En eller flere af disse arter vil kunne findes på en forholdsvis stor andel af dekvælstoffattige naturområder. Der bør anvendes almindeligt acceperede metoder vedprøveudtagelse og analyse, og de udtagne prøver bør dække en rimelig aldersspredning.På hede og for nåleskove vil C/N forholdet i det øverste organiske jordbundslagkunne anvendes som indikator, og ratierne mellem NH 4 og K og mellem NH 4 og Mgvil kunne anvendes som indikator i nåleskove.Tabel P2t1. Indikatorer på høj kvælstofpåvirkning af naturlige økosystemer.Rensdyrlav, N-indhold > 0,6%Sphagnum, N-indhold > 0,8-1,0%hedelyng, N-indhold i blade > 1,2%hede, C/N-forhold i det organiske lag < 30Nåleskov; N-indhold i nåle > 1,5-1,6%Nåleskov, NH 4 /K (mol mol -1 ) i nåle > 5Nåleskov, NH 4 /Mg (mol mol -1 ) i nåle > 10Nåleskov, C/N-forhold i det organiske lag < 2567

8 Rapportering og dokumentationDet anbefales at den foretagne vurdering sammenfattes i en kort rapport med følgende elementer:1) Konklusionen af vurderingen. Vil den forøgede ammoniakfordampning som følge af detansøgte give anledning til en så væsentlig påvirkning af miljøet i nærområdet, at det eruforeneligt med de overordnede mål for varetagelsen af natur- og miljøhensyn i planlægningen.2) De væsentligste præmisser for vurderingen. Hvis det vurderes, at den forøgede emissionikke vil give anledning til væsentlige miljøproblemer, gives en kort redegørelse for andelenaf beskyttet natur i det betragtede nærområde og de væsentligste præmisser for konklusionen:• Ingen beskyttede naturtyper, eller områderne er for små til at være beskyttede.• Generelt belastningsniveau under tålegrænsen for de berørte områder, eller atmosfæriskbelastning ikke den væsentligste kilde til kvælstofbelastning.• Relativt lille forøgelse af belastningen i forhold til baggrundsbelastningen (< 10%).• Belastning med kvælstof (eutrofiering, forsuring) forventes at være af relativ lille betydningi forhold til øvrige belastninger af/trusler mod de berørte områder.• Der kan stilles vilkår, der vil forhindre væsentlige problemer.Hvis det vurderes, at den forøgede emission vil give anledning til væsentlige miljøproblemer,gives et kort resume af vurderingen for hvert af de berørte områder:• Områdernes tålegrænse, aktuelle påvirkningsgrad af kvælstof, bevaringsstatus, værdi,aktuelle plejeplaner mv.• Typen af beskyttelse.• Regionplaner, målsætninger mv., der berører områderne.• En vurdering af øvrige trusler mod områdernes fremtidige tilstand.• Den beregnede baggrundsbelastning og ekstra belastning som følge af det ansøgte.• Overvejede muligheder for at stille vilkår.3) Usikkerhederne i den foretagne vurdering, herunder datagrundlag, metodiske usikkerhederog usikkerheder i den videnskabelige baggrund.4) Eventuelle bilag. Hvis arbejdsbeskrivelsen i afsnit 4.2 følges, kan de udarbejdede arbejdspapirer(produkter) anvendes som dokumentation af de udførte beregninger ogvurderinger.69

Bilag 1Gennemsnitlige depositioner på kommuneniveau for 1999, 2000 og 2001 beregnet med ACDEP.Kommune KNR NH y NO x Total N S deposition (keq/ha) DE/haAlbertslund 165 6,70 12,52 19,21 0,52 0,000Allerød 201 7,58 12,94 20,52 0,62 0,128Allinge-Gudhjem 401 4,33 8,83 13,16 0,39 0,420Arden 801 13,74 10,03 23,77 0,47 0,775Assens 421 10,21 10,60 20,81 0,5 0,723Augustenborg 501 10,02 9,88 19,90 0,43 1,018Aulum-Haderup 651 13,05 9,79 22,85 0,46 0,594Ballerup 151 7,39 12,85 20,23 0,59 0,027Billund 551 13,66 10,09 23,75 0,5 0,600Birkerød 205 7,46 12,91 20,37 0,62 0,006Bjergsted 301 8,03 9,83 17,86 0,51 0,538Bjerringbro 761 12,84 9,90 22,74 0,46 0,738Blåbjerg 553 10,74 10,38 21,12 0,5 0,898Blåvandshuk 555 7,83 10,02 17,85 0,44 0,094Bogense 423 9,67 10,93 20,59 0,44 0,709Bov 503 13,10 10,53 23,63 0,53 0,431Bramming 557 12,18 10,00 22,19 0,49 1,028Bramsnæs 251 8,90 11,10 20,00 0,53 0,334Brande 653 12,70 9,48 22,18 0,45 0,390Bredebro 505 12,48 10,72 23,19 0,51 0,848Broager 507 9,72 10,35 20,07 0,43 0,819Broby 425 10,59 11,10 21,69 0,57 0,798Brovst 803 8,93 8,00 16,93 0,38 0,446Brædstrup 601 12,46 9,78 22,25 0,44 0,640Brøndby 153 6,70 12,52 19,21 0,52 0,000Brønderslev 805 10,79 8,47 19,25 0,42 0,969Brørup 559 13,68 10,06 23,74 0,5 0,807Børkop 603 11,94 10,69 22,63 0,48 0,638Christiansfeld 509 14,09 10,16 24,24 0,49 0,768Dianalund 303 8,50 9,84 18,34 0,53 0,920Dragsholm 305 5,74 10,05 15,80 0,43 0,291Dragør 155 4,38 11,92 16,31 0,5 0,026Dronninglund 807 11,71 10,30 22,01 0,48 0,802Ebeltoft 701 7,53 11,03 18,56 0,42 0,299Egebjerg 427 9,29 10,07 19,36 0,49 0,595Egtved 605 12,39 10,04 22,43 0,47 0,649Egvad 655 11,96 10,44 22,40 0,52 0,657Ejby 429 10,33 10,77 21,10 0,51 0,670Esbjerg 561 9,65 10,08 19,73 0,49 0,438Fakse 351 8,85 11,72 20,57 0,53 0,236Fanø 563 6,54 9,95 16,48 0,45 0,083Farsø 809 14,07 9,46 23,53 0,45 0,883Farum 207 7,58 12,94 20,52 0,62 0,054Fjends 763 13,30 9,69 23,00 0,46 0,788Fjerritslev 811 9,99 8,58 18,57 0,39 0,611Fladså 353 6,79 9,21 16,00 0,44 0,342Fredensborg-Humlebæk 208 6,94 12,32 19,26 0,59 0,053Fredericia 607 11,71 11,03 22,74 0,49 0,427Frederiksberg 147 4,45 11,94 16,39 0,5 0,000Frederikshavn 813 8,02 9,94 17,96 0,5 0,452Frederikssund 209 7,58 12,94 20,52 0,62 0,259Frederiksværk 211 6,47 11,73 18,20 0,52 0,142Fuglebjerg 307 8,37 9,70 18,07 0,48 0,42171

72Kommune KNR NH y NO x Total N S deposition (keq/ha) DE/haFåborg 431 9,41 10,12 19,53 0,5 0,562Galten 703 11,67 9,95 21,62 0,44 0,585Gedved 609 12,09 10,49 22,58 0,46 0,793Gentofte 157 5,80 12,69 18,49 0,6 0,000Give 611 12,95 9,35 22,30 0,43 0,645Gjern 705 11,65 9,88 21,53 0,44 0,761Gladsaxe 159 7,38 12,91 20,29 0,61 0,000Glamsbjerg 433 10,52 10,99 21,50 0,54 0,749Glostrup 161 6,70 12,52 19,21 0,52 0,000Gram 511 13,62 10,00 23,62 0,5 0,695Grenå 707 7,59 9,49 17,09 0,35 0,486Greve 253 6,70 12,52 19,21 0,52 0,060Grindsted 565 13,16 9,80 22,96 0,48 0,422Græsted-Gilleleje 213 4,95 9,91 14,86 0,47 0,223Gråsten 513 13,09 10,52 23,62 0,53 1,050Gudme 435 8,13 9,42 17,54 0,38 0,579Gundsø 255 7,10 12,71 19,81 0,56 0,188Gørlev 309 8,44 9,77 18,21 0,52 0,470Haderslev 515 13,44 10,32 23,76 0,5 0,819Hadsten 709 11,47 10,05 21,52 0,47 1,062Hadsund 815 10,05 9,76 19,81 0,39 0,441Hals 817 9,06 10,83 19,89 0,45 0,549Hammel 711 11,71 9,98 21,68 0,45 0,514Hanstholm 765 8,41 9,69 18,10 0,43 0,248Hashøj 311 7,44 8,52 15,96 0,4 0,570Hasle 403 4,03 8,84 12,87 0,39 0,489Haslev 313 8,83 10,65 19,48 0,51 0,179Hedensted 613 12,06 10,55 22,61 0,46 0,844Helle 567 12,51 10,12 22,63 0,5 1,056Helsinge 215 5,23 10,27 15,50 0,48 0,159Helsingør 217 5,65 10,13 15,78 0,48 0,101Herlev 163 7,55 12,92 20,47 0,61 0,000Herning 657 12,70 9,86 22,56 0,46 0,474Hillerød 219 7,40 12,73 20,14 0,61 0,072Hinnerup 713 11,67 9,97 21,64 0,44 0,574Hirtshals 819 8,97 9,77 18,74 0,51 0,557Hjørring 821 9,90 9,42 19,32 0,49 0,987Hobro 823 13,64 10,03 23,68 0,47 0,935Holbæk 315 7,90 10,92 18,82 0,49 0,363Holeby 355 6,95 9,33 16,28 0,44 0,139Holmegård 357 8,75 10,19 18,95 0,51 0,294Holmsland 659 6,87 10,27 17,15 0,44 0,547Holstebro 661 11,91 9,36 21,27 0,44 0,725Holsted 569 13,67 10,05 23,73 0,5 0,917Horsens 615 11,82 10,47 22,28 0,45 0,630Hundested 221 6,36 10,62 16,98 0,43 0,190Hvalsø 257 9,09 11,15 20,24 0,54 0,358Hvidebæk 317 8,49 9,83 18,32 0,53 0,547Hvidovre 167 6,46 12,46 18,92 0,51 0,000Hvorslev 767 12,11 10,23 22,34 0,48 0,886Højer 517 10,86 10,89 21,75 0,51 0,701Høje-Taastrup 169 6,70 12,52 19,21 0,52 0,068Højreby 359 8,17 10,00 18,17 0,5 0,260Høng 319 8,44 9,78 18,22 0,52 0,498Hørning 715 11,67 9,95 21,62 0,44 0,647Hørsholm 223 6,97 12,85 19,83 0,61 0,007Hårby 437 9,99 10,27 20,26 0,49 0,575

Kommune KNR NH y NO x Total N S deposition (keq/ha) DE/haIkast 663 11,78 9,51 21,30 0,44 0,562Ishøj 183 6,70 12,52 19,21 0,52 0,015Jelling 617 12,88 9,45 22,33 0,43 1,094Jernløse 321 9,02 10,99 20,01 0,54 0,526Juelsminde 619 11,71 11,03 22,74 0,48 0,614Jægerspris 225 6,45 10,68 17,13 0,44 0,128Kalundborg 323 7,37 10,06 17,43 0,46 0,466Karlebo 227 7,55 12,94 20,48 0,62 0,039Karup 769 12,93 9,64 22,57 0,45 0,441Kerteminde 439 7,60 10,88 18,48 0,43 0,570Kjellerup 771 12,09 9,49 21,58 0,44 0,686Kolding 621 13,02 10,13 23,16 0,48 0,384Korsør 325 7,45 8,54 15,99 0,4 0,265København 101 4,90 12,11 17,01 0,51 0,000Køge 259 8,09 12,17 20,26 0,53 0,156Langebæk 361 6,29 9,31 15,60 0,42 0,220Langeskov 441 10,28 11,42 21,69 0,54 0,294Langå 717 12,13 10,26 22,39 0,48 0,432Ledøje-Smørum 171 7,22 12,77 19,99 0,58 0,049Lejre 261 8,73 11,36 20,09 0,54 0,196Lemvig 665 9,91 9,07 18,98 0,41 0,907Lunderskov 623 13,05 10,08 23,13 0,48 0,968Lundtoft 519 13,94 10,48 24,42 0,52 1,032Lyngby-Tårbæk 173 6,61 12,80 19,40 0,61 0,000Læsø 825 5,08 11,00 16,08 0,46 0,116Løgstør 827 12,35 8,22 20,57 0,38 0,917Løgumkloster 521 13,73 10,64 24,37 0,52 0,925Løkken-Vrå 829 10,16 8,96 19,12 0,47 1,110Mariager 719 11,58 9,83 21,41 0,42 0,452Maribo 363 7,95 9,71 17,66 0,49 0,213Marstal 443 7,09 8,51 15,60 0,35 0,582Middelfart 445 11,03 11,16 22,20 0,5 0,687Midt-Djurs 721 9,25 9,47 18,72 0,41 0,344Morsø 773 12,17 9,96 22,13 0,47 1,086Munkebo 447 10,96 11,49 22,46 0,58 0,098Møldrup 775 14,11 9,64 23,75 0,46 0,804Møn 365 5,78 9,45 15,23 0,42 0,293Nakskov 367 8,17 10,00 18,17 0,5 0,027Nexø 405 4,20 9,19 13,39 0,4 0,520Nibe 831 12,10 8,47 20,57 0,4 1,087Nordborg 523 10,09 9,80 19,89 0,43 1,011Nyborg 449 8,85 11,26 20,10 0,46 0,315Nykøbing-Falster 369 7,09 8,58 15,67 0,44 0,238Nykøbing-Rørvig 327 6,42 10,62 17,04 0,43 0,032Nysted 371 7,03 8,60 15,63 0,44 0,359Næstved 373 8,16 9,85 18,01 0,49 0,200Nørager 833 13,95 9,88 23,83 0,47 1,269Nørhald 723 10,16 9,70 19,86 0,41 0,685Nørre-Alslev 375 6,62 8,59 15,21 0,42 0,350Nørre-Djurs 725 8,29 9,48 17,77 0,36 0,489Nørre-Rangstrup 525 13,99 10,54 24,53 0,52 1,054Nørre-Snede 625 12,86 9,24 22,09 0,42 0,536Nørre-Åby 451 10,47 10,84 21,31 0,51 0,845Odder 727 9,47 9,93 19,40 0,39 0,759Odense 461 11,08 11,50 22,58 0,59 0,307Otterup 471 8,84 10,73 19,57 0,43 0,570Pandrup 835 8,49 8,06 16,56 0,4 0,40073

74Kommune KNR NH y NO x Total N S deposition (keq/ha) DE/haPræstø 377 6,16 9,12 15,28 0,42 0,306Purhus 729 12,36 10,22 22,58 0,48 0,593Ramsø 263 7,11 12,28 19,39 0,52 0,266Randers 731 12,13 10,26 22,39 0,48 0,329Ravnsborg 379 7,34 9,74 17,08 0,46 0,138Ribe 571 12,72 9,95 22,67 0,49 0,899Ringe 473 10,38 10,96 21,34 0,55 0,806Ringkøbing 667 10,89 9,41 20,30 0,44 0,726Ringsted 329 8,92 10,65 19,57 0,52 0,389Rosenholm 733 9,70 9,55 19,26 0,44 0,714Roskilde 265 6,86 12,43 19,28 0,52 0,060Rougsø 735 9,64 9,45 19,09 0,43 0,458Rudbjerg 381 7,95 9,86 17,80 0,49 0,161Rudkøbing 475 6,10 8,59 14,68 0,36 0,308Ry 737 11,67 9,95 21,62 0,44 0,434Ryslinge 477 9,33 10,38 19,71 0,48 1,085Rødby 383 8,00 10,08 18,08 0,49 0,147Rødding 527 13,76 10,00 23,75 0,5 1,137Rødekro 529 14,49 10,46 24,95 0,51 0,853Rødovre 175 6,70 12,52 19,21 0,52 0,000Rønde 739 9,31 10,24 19,55 0,45 0,332Rønne 407 3,86 8,96 12,81 0,39 0,116Rønnede 385 8,99 11,72 20,71 0,53 0,189Sakskøbing 387 7,09 8,58 15,67 0,44 0,409Sallingsund 777 14,29 9,88 24,17 0,48 0,855Samsø 741 6,74 10,11 16,84 0,36 0,581Sejlflod 837 9,50 10,56 20,06 0,45 0,341Silkeborg 743 11,57 9,51 21,09 0,43 0,360Sindal 839 8,49 9,86 18,35 0,5 0,709Skagen 841 6,07 9,62 15,69 0,44 0,096Skanderborg 745 11,94 10,30 22,24 0,45 0,571Skibby 229 6,70 11,13 17,82 0,47 0,498Skive 779 13,75 9,73 23,48 0,47 0,664Skjern 669 11,93 10,37 22,30 0,51 0,929Skovbo 267 8,33 11,58 19,90 0,53 0,229Skælskør 331 7,26 8,60 15,86 0,4 0,542Skærbæk 531 11,64 10,72 22,36 0,5 0,636Skævinge 231 7,58 12,94 20,52 0,62 0,210Skørping 843 12,03 9,99 22,02 0,47 0,519Slagelse 333 7,54 8,64 16,18 0,41 0,231Slangerup 233 7,58 12,94 20,52 0,62 0,260Solrød 269 6,70 12,52 19,21 0,52 0,110Sorø 335 8,60 10,06 18,66 0,5 0,302Spøttrup 781 14,16 9,86 24,02 0,48 1,095Stenlille 337 9,02 10,99 20,01 0,54 0,467Stenløse 235 7,58 12,94 20,52 0,62 0,094Stevns 389 9,06 11,92 20,98 0,53 0,378Struer 671 10,94 9,09 20,03 0,43 1,057Stubbekøbing 391 5,22 9,08 14,29 0,38 0,480Støvring 845 11,82 9,81 21,62 0,47 0,904Sundeved 533 10,34 10,07 20,41 0,44 1,449Sundsøre 783 14,24 9,89 24,13 0,48 0,911Suså 393 8,75 10,19 18,95 0,51 0,469Svendborg 479 8,46 9,58 18,04 0,42 0,419Svinninge 339 8,07 10,08 18,15 0,51 0,574Sydals 535 9,58 10,34 19,92 0,43 0,918Sydfalster 395 5,83 8,95 14,78 0,4 0,281

Kommune KNR NH y NO x Total N S deposition (keq/ha) DE/haSydlangeland 481 5,81 8,47 14,28 0,36 0,570Sydthy 785 10,03 9,53 19,56 0,43 0,865Sæby 847 11,88 10,69 22,57 0,49 0,807Søllerød 181 6,53 12,79 19,32 0,61 0,001Sønderborg 537 9,64 10,28 19,92 0,43 0,485Sønderhald 747 9,83 9,48 19,31 0,43 0,519Søndersø 483 10,09 11,08 21,17 0,51 0,730Them 749 11,83 9,37 21,20 0,43 0,315Thisted 787 7,96 9,16 17,12 0,41 0,709Thyborøn-Harboøre 673 7,73 9,97 17,70 0,41 0,230Thyholm 675 10,95 9,82 20,77 0,45 0,931Tinglev 539 12,90 10,66 23,56 0,52 0,825Tjele 789 12,94 9,87 22,81 0,46 0,738Tommerup 485 11,08 11,50 22,58 0,59 0,912Tornved 341 8,53 9,92 18,45 0,53 0,344Tranekær 487 8,09 9,37 17,46 0,38 0,371Trehøje 677 12,04 9,57 21,62 0,45 0,884Trundholm 343 6,10 10,37 16,47 0,43 0,339Tølløse 345 9,09 11,15 20,24 0,54 0,485Tønder 541 11,61 10,91 22,52 0,53 0,632Tørring-Uldum 627 12,93 9,42 22,34 0,43 1,006Tårnby 185 4,38 11,92 16,31 0,5 0,000Ulfborg-Vemb 679 10,23 9,21 19,45 0,43 0,546Ullerslev 489 8,85 11,26 20,10 0,46 0,794Vallensbæk 187 6,70 12,52 19,21 0,52 0,000Vallø 271 9,06 11,92 20,98 0,53 0,427Vamdrup 629 14,17 10,14 24,31 0,49 0,644Varde 573 11,01 10,15 21,16 0,5 0,812Vejen 575 13,24 10,06 23,30 0,49 0,823Vejle 631 12,30 10,17 22,47 0,47 0,513Viborg 791 13,34 9,65 22,99 0,45 0,619Videbæk 681 12,07 9,56 21,62 0,45 1,006Vinderup 683 13,29 9,70 23,00 0,47 1,021Vissenbjerg 491 10,88 11,32 22,20 0,57 0,544Vojens 543 14,20 10,21 24,41 0,5 0,793Vordingborg 397 5,72 8,49 14,21 0,4 0,229Værløse 189 7,58 12,94 20,52 0,62 0,006Ærøskøbing 493 7,18 8,56 15,74 0,35 0,722Ølgod 577 12,34 10,22 22,56 0,51 1,092Ølstykke 237 7,58 12,94 20,52 0,62 0,157Ørbæk 495 8,81 10,96 19,76 0,45 0,888Aabenraa 545 14,51 10,46 24,97 0,51 0,460Åbybro 849 10,40 8,52 18,93 0,43 0,437Åkirkeby 409 4,17 9,18 13,35 0,4 0,426Ålborg 851 10,85 9,48 20,33 0,47 0,446Ålestrup 793 14,28 9,63 23,92 0,46 1,111Århus 751 10,08 11,00 21,08 0,48 0,425Års 861 13,49 9,03 22,52 0,43 1,004Årslev 497 10,80 11,47 22,28 0,58 0,587Årup 499 10,33 10,82 21,14 0,52 0,979Åskov 685 12,64 9,57 22,21 0,46 0,78675

Bilag 2: Litteratur1984. Aluminium Toxicity to trees. In: F. Andersson and J.M. Kelly (Editors), International workshop inUppsala, May 14-17, 1984. Sveriges Lantbruksuniversitet, Uppsala, pp. 139-143.1986a. VDI 3471: VDI-Kommission Reinhaltung der Luft. Ausschuss Tierhaltung Schweine.1986b. VDI 3472: VDI-Kommission Reinhaltung der Luft. Ausschuss Tierhaltung Hühner.1997. Förslag till åtgärdsprogram för att reducera ammoniakavgången i jordbruket. 16, Jordbruksverket.2000a. The common agricultural policy in the future discussion paper.2000b. Policy document on Manure and Ammonia.In prep. Air pollution - effects and values (LEVE). Costs of material corrosion damage on buildings and cars.Aben, J.M.M., Heuberger, P.S.C., Acharya, R.C. and Dekkers, A.L.M., 1995. Premimiary validation of ammoniaemission data using a combination of monitoring and modelling. In: G.J. Heij and J.W.E. Erisman(Editors), Acid Rain Research: Do we have enough answers? Elsevier Science BV.Aber, J.D., Melillo, J.M., Nadelhoffer, K.J., Pastor, J. and Boone, R.D., 1991. Factors controlling nitrogen cyclingand nitrogen saturation in nothern temperate forest ecosystems. Ecological Applications, 1(3):305-315.Abrahamsen, G., 1983. Sulphur pollution: Ca, Mg and Al in soil and soil water and possible effects on forestrees. In: B. Ulrich and J.e. Pankrath (Editors), Effects of accumulation of Air Pollutants in Forest Ecosystems,pp. 207-218.Abrahamsen, G., H.M., S. and Semb, A., 1989. Long-term acidic precipitation studies in Norway. In: Adriano,D.C. and Havas, M. (Eds.): Acidic Precipitation, Vol. 1, Case Studies, Springer-Verlag New York Inc.:137-180.Abrahamsen, G., Tveite, B. and Stuanes, A.O., Plant - soil interactions. In: G. Abrahamsen, A.O. Stuanes andB.e. Tveite (Editors), Long-term experiments with acid rain in Norwegian forest ecosystems. EcologicalStudies. Springer - Verlag, pp. 204-220.Abrahamsen, G., Tveite, B. and Stuanes, A.O., Wet acid deposition effects on soil properties in relation to forestgrowth. Experimental results. ??: 189-197.Aerts, R., Huiszoon, A., Vanoostrum, J.H.A., Vandevijver, C. and Willems, J.H., 1995. The Potential forHeathland Restoration on Formerly Arable Land at a Site in Drenthe, The Netherlands. Journal of AppliedEcology, 32(4): 827-835.Alcamo, J. and Bartnicki, J., 1987. A framework for error analysis of a long-range transport model with emphasison parameter uncertainty. Atmospheric Environment, 21: 2121-2131.Alonso, I.H., S.E., 1998. Effects of nutrient supply, light availability and herbivory on the growth of heather andthree competing grass species. Plant Ecology, 137: 203-212.Alveteg, M., Sverdrup, H. and Kurz, D., 1998. Integrated assessment of soil chemical status. 1. integration ofexisting models and derivation of a regional database for Switzerland. Water, Air, and Soil Pollution,105: 1-9.Andersen, J.M., Sommer, S.G., Hutchings, N.J., Kristensen, V.F. and Poulsen, H.D., 1999. Emission af ammoniakfra landbruget - status og kilder, Ministeriet for Fødevarer, Landbrug og Fiskeri, Danmarks JordbrugsForskning.Andersson, F., 1985. The lake Gårdsjön study. An introduction. Ecological Bulletin, 37: 7-9.Andersson, M.E., 1993. Aluminium toxicity as a factor limiting the distribution of Allium ursinum (L.). Annalsof Botany, 72: 607-611.Andersson, M.E. and Brunet, J., 1993. Sensitivity to H- and Al ions limiting growth and distribution of thewoodland grass Bromus benekenii. Plant and Soil, 153: 243-254.ApSimon, H.M. and Warren, R.F., 1992. Analysis of scenarios for abatement of sulphur dioxide emissions usingthe abatement strategies assessment model, ASAM, UN ECE Task Force on Integrated AssessmentModelling, TFIAM:.ApSimon, H.M., Warren, R.F. and Wilson, J.J.N., In prep. The abatement strategies assessment model ASAM II:Applications to reductions of sulphur dioxide emissions across Europe. .Arovaara, H. and Ilvesniemi, H., 1990. The effects of soluble inorganic aluminium and nutrient imbalances onPinus sylvestris and Picea abies seedlings. In: Kauppi et al. (Eds.): Acidification in Finland, SpringerVerlag, Berlin: 715-733.Asman, W.A.H., En foreløbig version af et værkstø til beregning af ammoniakdeposition tæt ved punktkilder.Manuscript.Asman, W.A.H., Factors influencing local dry deposition of gases with special reference to ammonia. Manuscriptsubmitted to Atmospheric Environment.Asman, W.A.H., 1998. Factors influencing local dry deposition of gases with special reference to ammonia. AtmosphericEnvironment, 32(3): 415-421.Asman, W.A.H., In prep. Ammonia emission research: from emission factors to process descriptions. EURO-TRAC Newsletter.77

78Asman, W.A.H., Sutton, M.A. and Schjørring, J.K., 1998. Ammonia: emission, atmospheric transport and deposition.New. Phytol., 139: 27-48.Asp, H. and Berggren, D., 1990. Phosphate and calcium uptake in beech (Fagus sylvatica) in the presence ofaluminium and natural fulvic acids. Physiologia Plantarum, 80: 307-314.Astrup, P., Jensen, N.O. and Mikkelsen, T., 1996. Surface roughness model for LINCOM, Risø-R-900 (EN).Risø National Laboratory, Roskilde (Denmark), 31 p. pp.Astrup, P., Mikkelsen, T. and Jensen, O., 1997. A fast model for mean and turbulent wind characteristics overterrain with mixed surface roughness. Radiation Protection Dosimetry, 73: 257-260.Austin, K.A. and Wieder, R.K., 1987. Effects of elevated H+, SO4-, NO3- and NH4+, in simulated acid precipitationon the growth and chlorophyll content of 3 North American Sphagnum species. The Bryologist,90(3): 221-229.Bak, J. and Tybirk, K., 1996. Framework for the combination of dynamic vegetation and soil geochemical modelsto assess the effects of air pollution on heathlands. In Proc. of workshop ' Exceedences of criticalloads and levels', Wienna 1995.Bak, J. and Tybirk, K., 1998. The EU acidification strategy: Sensitivity of calculated emission ceilings for nitrogenand sulphur for Denmark. In: K.W. Van der Hoek, J.W. Erisman, S. Smeulders, J.R. Wisniewskiand J.E. Wiesniewski (Editors), First International Nitrogen Conference. Elsevier Science, Noordwijkerhout,The Netherlands, pp. 625-633.Ballaman, R., Analysis of ecosystem protection levels: Scale effects in Switzerland. Manuscript.Balsberg Påhlsson, A.-M., 1992. Influence of nitrogen fertilization on minerals, carbohydrates, amino acids andphenolic compounds in beech (Fagus sylvatica L.) leaves. Tree Physiology, 10: 93-100.Baxter, R., Emes, M.J. and Lee, J.A., 1992. Effects of an experimentally applied increase in ammonium ongrowth and amino-acid metabolism of Sphagnum cuspidatum Ehrh. ex. Hoffm. from differently pollutedareas. New Phytol, 120: 265-274.Beier, C., 1992. Spatial variability of throughfall fluxes in a spruce forest. Environmental Pollution, 81: 257-267.Beier, C., 1996. Hvordan påvirkes skov af ammoniakdeposition? SKoven, 4: 200-202.Beier, C. and Gundersen, P., 1989. Atmoshperic deposition to the edge of a spruce forest in Denmark. EnvironmentalPollution, 60: 257-271.Berendse, F., Elberse, W.T. and Geerts, R.H.M.E., 1992. Competition and nitrogen loss from plants in grasslandecosystems. Ecology, 73(1): 46-53.Berg, T. and Schaug, J.e. (Editors), 1994. EMEP workshop on the accuracy of measurements with WHOsponsoredsessions on determining the representativeness of measured parameters in a given grid squareas compared to model calculations. EMEP workshop, EMEP/CCC-Report 2/94. Norwegian Institute forAir Research, Passau (Germany).Bergkvist, B. and Folkeson, L., 1992. Soil acidification and element fluxes of a Fagus sylvatica forest as influencedby simulated nitrogen deposition. Water, Air, and Soil Pollution, 65: 111-133.Berkowicz, R., Olesen, H.R. and Løfstrøm, P., OML: An operational atmospheric despersion model. The Danishregulatory model. Manuscript , March 1992: 55 p.Binkley, D. and Högberg, P., 1997. Does atmosphericdeposition of nitrogen threaten Swedish forests? ForestEcology and Management, 92: 119-152.Bobbink, R., 1991. Effects of nutrient enrichment in dutch chalk grassland. Journal of Applied Ecology, 28: 28-41.Bobbink, R., Bik, L. and Willems, J.H., 1988. Efffects of nitrogen fertilization on vegetation structure and dominanceof Brachypodium pinnatum (L.) Beauv. in chalk grassland. Acta Bot. Neerl., 37(2): 231-242.Bobbink, R., den Dubbelden, K. and Willems, J.H., 1989. Seasonal dynamics of phytomass and nutrients inchalk grassland. Oikos, 55: 216-224.Bobbink, R. and Heil, G.W., 1993. Atmospheric deposition of sulphur and nitrogen in heathland ecosystems. In:Aerts, R. and Heil, G.W. (Eds.) Heathlands: Patterns and Processes in a Changing Environment, Geobotany20, Klver Academic Publishers, The Netherlands: 25-50.Bobbink, R., Heil, G.W. and Raessen, M.B.A.G., 1992. Atmospheric deposition and canopy exchange processesin heathland ecosystems. Environmental Pollution, 75: 29-37.Bobbink, R. and Roelofs, J.G.M., 1995. Ecological effects of atmospheric deposition on non-forest ecosystemsin Western Europe. In: G.J. Heij and J.W.E. Erisman (Editors), Acid Rain Research: Do we haveenough answers? Elsevier Science BV.Bobbink, R. and Willems, J.H., 1987. Increasing dominance of Brachypodium pinnatum (L.) Beauv. in chalkgrassland: A threat to a species-rich ecosystem. Biol. Conserv., 40: 301-314.Bobbink, R. and Willems, J.H., 1988. Effects of management and nutrient availability on vegetations structure ofchalk grassland. In: During, H.J, Werger, M.J.A. & Willems, J.H. (eds.) Diversity and pattern in plantcommunities. The Hague: 183-193.Bobbink, R. and Willems, J.H., 1991. Impact of different cutting regimes on the performance of Brachypodiumpinnatum (L.) Beauv. in Dutch chalk grassland. Biol. Conserv., 56: 1-21.

Bobbink, R. and Willems, J.H., 1993. Restoration management of abandoned chalk grassland in the Netherlands.Biodiversity and Conserv., 2: 616-626.Boudot, J.P., Becquer, T., Merl‘et, D. and Rouiller, J., 1994. Aluminium toxicity in declining forests: a generaloverview with a seasonal assessment in a silver forest in the Vosges mountains (France). Annales desSciences Foresti‚res, 51: 27-51.Brunet, J., Diekmann, M. and Falkengren-Grerup, U., 1998. Effects of nitrogen deposition on field layer vegetationin south Swedish oak forests. In: K.W. Van der Hoek, J.W. Erisman, S. Smeulders, J.R. Wisniewskiand J.E. Wiesniewski (Editors), First International Nitrogen Conference. Elsevier Science, Noordwijkerhout,The Netherlands, pp. 35-40.Brække, F.H., 1981a. Hydrochemistry in low-pH-soils of South Norway. 1.Peat and soil water quality. (Hydrokjemifor jordarter med lav pH på Sørlandet. 1. Torv- og jordvannskvalitet.). Meddelser fra NorskInstitut for Skogforskning, 36(11): 1-32.Brække, F.H., 1981b. Hydrochemistry in low-pH-soils of South Norway. 2. Seasonal variation in some peatlandsites. (Hydrokjemi for jordarter med lav pH på Sørlandet. 2. årstidsvariasjoner for torvmarksområder.).Medd. Nor. Inst. Skogforsk., 36(12): 1-22.Brække, F.H. and Finér, L., 1990. Decomposition of cellulose in litter layer and surface peat of low-shrub pinebogs. Scand. J. For. Res., 5: 297-310.Brække, F.H. and Finér, L., 1991. Fertilization effects on surface peat of pine bogs. Scand. J. For. Res., 6: 433-449.Caporn, S.J.M., Risager, M. and Lee, J.A., 1994. Effect of nitrogen supply on frost hardiness in Calluna Vulgaris(L) Hull. New Phytologist, 128(3): 461-468.Clarke, A.G. and Lambert, D.R., Local factors affecting the chemistry of precipitation. .Cowell, D.A. and Apsimon, H.M., 1998. Cost-effective strategies for the abatement of ammonia emissions fromEuropean agriculture. Atmospheric Environment, 32(3): 573-580.Cronan, C., 1991. Differential adsorption of Al, Ca, and Mg by roots of red spruce (Picea rubens Sarg.). TreePhysiology, 8: 227-237.Dahlgren, R.A., Vogt, K.A. and Ugolini, F.C., 1991. The influence of soil chemistry on fine root aluminum concentrationsand root dynamics in a subalpine Spodosol, Washington State, USA. Plant and Soil, 133:117-129.Dalsgaard, K. and Nielsen, B.B.r., 1994. Vegetationshistorie i det nordlige Vestjylland. Landskab og bebyggelsei Ulfborg Herred fra Vikingetid til 1850 - Ulfborg Projektets Skrifter, 2: 7-19.Dalsgaard, K. and Nielsen, B.B.r., 1996. Vegetationsudvikling omkring Bos Sø ved Ulfborg siden istiden. Landskabog bebyggelse i Ulfborg Herred fra Vikingetid til 1950. Ulfborg Projektets Skrifter, 4: 7-15.Davies, T.D., Tanter, M., Wigington, J. and Eshleman, K.N., 1992. Acid episodes in surface waters in Europe.Journal of Hydrology, 132: 25-69.De Vries, W., 1988. Critical deposition levels for nitrogen and sulphur on Dutch forest ecosystems. Water, Airan Soil Pollution, 42: 221-239.De Vries, W. and Breeuwsma, A., 1987. The relation between soil acidification and element cycling. Water, Air,and Soil Pollution, 35: 293-310.de Vries, W., Reinds, G.J., Posch, M. and Kämära, J., 1994. Simulation of soil response to acidic deposition scenariosin Europe. WASP, 78: 215-246.Donald, A.P. et al., 1990. Atmospheric deposition. In: R.W. Edwards et al. (eds) Acid Water in Wales: 39-53.Dragosits, U., Sutton, M.A., Place, C.J. and Bayley, A.A., 1998. Modelling the spatial distribution of agriculturalammonia emissions in the UK. Environmental Pollution, 102(S1): 195-203.Draaijers, G., 1993. The variability of atmospheric deposition to forests. The effects of canopy structure and forestedges. Netherlands Geographical Studies, NGS 156. Faculty of Geographical Sciences, Universityof Utrecht, Utrecht, 199 pp.Draaijers, G.P.J., Erisman, J.W., Sprangfer, T. and Wyers, G.P., 1996. The application of throughfall measurementsfor atmospheric deposition monitoring. Atmospheric Environment, 30(19): 3349-3361.Draaijers, G.P.J., Ivens, W.P.M.F. and Bleuten, W., 1988. Atmospehric deposition in forest edges measured bymonitoring canopy throughfall. Water, Air, and Soil Pollution, 42: 129-136.Draaijers, G.P.J., van Ek, R. and Bleuten, W., 1994. Atmospheric deposition in complex forest landscapes.Boundary-Layer Meteorology, 69: 343-366.Draaijers, G.P.J., van Ek, R. and Meijers, R., 1992. Research on the impact of forest stand structure on atmosphericdeposition. Environmental Pollution, 75: 243-249.Dueck, T.A., 1990. Effect of ammonia and sulphur dioxide on the survival and growth of Calluna vulgaris (L.)Hull seedlings. Functional Ecology, 4: 109-116.ECE, 1999a. Forslag til Europa-Parlamentets og Rådets direktiv om nationale emissionslofter for visse luftforurenendestoffer.ECE, 1999b. Forslag til Europa-Parlamentets og Rådets direktiv om nationale emissionslofter for visse luftforurenendestofferForslag til Europa-Parlamentets og Rådets direktiv om luftens indhold af ozon.79

80Eldhuset, T., G”ransson, A. and Ingestad, T., 1987. Aluminum toxicity in forest tree seedlings. In: Hutchinson,T.C. and Meema, K.M. (Eds): Effects of Atmospheric Pollutants on Forests, Wetlands and AgriculturalEcosystems. NATO ASI Series, G16: 401-409.Eldhuset, T.D., 1988. Virkningser av aluminium på høyere planter ved lav pH: En litteraturoversikt. Medd. fraNorsk institutt for Skogforskning: 4-19.Ericsson, A., Nordén, L.-G., Näsholm, T. and Walheim, M., 1993. Mineral nutrient imbalances and arginineconcentrations in needles of Picea abies (L.) Karst. from two areas with different levels of airbornedeposition. Trees, 8: 67-74.Erisman, J.V., Leeuwen, E.v., Pul, A.v. and Draijers, G., 1996. Generalization of deposition in Europe. In: Knoflacher,M., Schneider, J. & Soja, G. (eds.): Exceedances of critical loads and levels. Spatial and temporalinterpretation of elements in landscape sensitive to atmospheric pollutants. Conference Papers, Vol15. Umweltbundesamt, Vienna.: 211-35.Erisman, J.W., Bleeker, A. and van Jaarsveld, H., 1997. Atmospheric deposition of ammonia to semi-naturalvegetation in the Netherlands - methods for mapping and evaluation. Atmospheric Environment, 32(2):481-489.Erisman, J.W., Bleeker, A. and Van Jaarsveld, H., 1998a. Atmospheric deposition of ammonia to semi-naturalvegetation in The Netherlands - Methods for mapping and evaluation. Atmospheric Environment,32(3): 481-489.Erisman, J.W., Bleeker, A. and van Jaarsveld, J.A., 1998b. Evaluation of ammonia emission abatement on thebasis of measurements and model calculations, 102(S1): 269-274.Erisman, J.W., Van Leeuwen, E., Van Pul, A. and Draaijers, G., 1995. Generalisation of deposition in Europe,Spatial and Temporal Assessment of Air Pollutant Impact on Ecosystems. Exceedances of CriticalLoads and Levels. Spatial and Temporal Interpretation for Elements in Landscapes Sensitive to AtmosphericPollutants. Convention on Long Range Transboundary Air Pollution, Vienna, pp. 25 p.Erisman, J.W. and van Pul, A., 1994. Parametrization of surface resistance for the quantification of atmosphericdeposition of acidifying pollutants and ozone. Atmospheric Environment, 28(16): 25956-2607.Falkengren-Grerup, U., 1986. Soil acidification and vegetation changes in deciduous forest in southern Sweden.Oecologica, 70: 339-347.Falkengren-Grerup, U., 1987. Long-term changes in pH of forest soils in southern Sweden. Environm. Pollut.,43: 79-90.Falkengren-Grerup, U., 1989. Soil acidification and its impact on ground vegetation. Ambio, 18(3): 179-183.Falkengren-Grerup, U., 1995. Replacement of nutrient losses caused by acidification of a beech forest soil andits effects on transplanted field-layer species. Plant and Soil, 168-169: 187-193.Falkengren-Grerup, U. and Bergkvist, B., 1994. Effects of acidifying air pollutants on soil/soil solution chemistryof forest ecosystems. Proceedings of a workshop 9-12 april 1994, Venice, Italy, in press?Falkengren-Grerup, U. and Björk, L., 1991. Reversibility of stemflow-induced soil acidification in Swedishbeech forest. Environmental Pollution, 74: 31-37.Falkengren-Grerup, U. and Eriksson, H., 1990. Changes in soil, vegetation and forest yield between 1947 and1988 in beech and oak sites of southern Sweden. Forest Ecology and Management, 38: 37-53.Falkengren-Grerup, U., Linnermark, N. and Tyler, G., 1987. Changes in acidity and cation pools of south swedishsoils between 1949 and 1985. Chemosphere, 16(10-12): 2239-2248.Falkengren-Grerup, U. and Tyler, G., 1991a. Changes of cation pools of the topsoil in south Swedish beech forestsbetween 1979 and 1989. Scand. J. For Res., 6: 145-152.Falkengren-Grerup, U. and Tyler, G., 1991b. Dynamic floristic changes of Swedish beech forest in relation tosoil acidity and stand management. Vegetatio, 95: 149-158.Falkengren-Grerup, U. and Tyler, G., 1992a. Changes since 1950 of mineral pools in the upper C-horizon ofswedish deciduous forest soils. Water, Air, and Soil Pollution, 64: 495-501.Falkengren-Grerup, U. and Tyler, G., 1992b. Chemical conditions limiting survival and growth of Gallium odoratum(L.) Scop. in acid forest soil. Acta Ecologica, 13(2): 169-180.Falkengren-Grerup, U. and Tyler, G., 1993a. Experimental evidence for the relative sensitivity of deciduous forestplants to high soil acidity. Forest Ecology and Management, 60: 311-326.Falkengren-Grerup, U. and Tyler, G., 1993b. The importance of soil acidity, moisture, exchangeable cation poolsand organic matter solubility to the cationic composition of beech forest (Fagus sylvatica L.) soil solution.Z. Pflanzenernährung und Bodenkunde, 156: 365-370.Falkengren-Grerup, U. and Tyler, G., 1993c. Soil chemical properties excluding field-layer species from beechforest mor. Plant and Soil, 148: 185-191.Ferguson, P., Lee, J.A. and Bell, J.N.B., 1978. Effects of sulphur pollutants on the growth of Spaghnum species.Environ. Pollut., 16: 151-162.Ferguson, P., Robinson, R.N., Press, M.C. and Lee, J.A., 1984. Element concentrations in five Sphagnum speciesin relation to atmospheric pollution. J. Bryol., 13: 107-114.Ferm, M., Lindskog, A., Svanberg, P.-A. and Boström, C.-Å., New measurement technique for air pollutants.Manuscript.

Finér, L. and Brække, F.H., 1991. Understorey vegetation on three omnrotrophic pine bogs and the effects ofNPK and PK Fertilization. Scand. J. For. Res., 6: 113-128.Fisher, B.E.A., Assessing recent ammonia inventories using a statistical long-range transport model. Manuscript.Flechard, C.R. and Fowler, D., 1998. Atmospheric ammonia at a moorland site. I: The meteorological control ofambient ammonia concentrations and the influence of local sources. Q.J.R. Meteorol. Soc., 124: 733-757.Fowler, D. et al., 1998a. The mass budget of atmospheric ammonia in woodland within 1 km of livestock buildings.Environmental Pollution, 102(S1): 343-348.Fowler, D. et al., 1998b. Regional mass budgets of oxidized and reduced nitrogen and their relative contributionto the nitrogen inputs of sensitive ecosystems. Environmental Pollution, 102(S1): 337-342.Fremstad, E., 1992. Virkninger av nitrogen på heivegetation. En litteraturstudie. NINA, Oppdragsmelding, 124:1-44.Frisvoll, A.A., 1990. Moseskader vidt utbredt, Fakta.Frogner, T., 1993. Jordvann i skog. Kjemisk sammensätning av jordvann på intensivt overvåkete forskningsflater.Status og tidsutvikling. (Soil water composition in forests. Current status and developmentat intensively monitored research plots.). Rapp. Skogforsk., 3: 1-21.Fu-Yong, Bohn, H.L., Brito, J. and Prenzel, J., 1992. Solid activities of aluminium phosphate and hydroxide inacid soils. Soil Sci. Soc. Am. J., 56: 59-62.Galloway, J.N. and Rohde, H., 1991. Regional atmospheric budgets of S and N fluxes: how well can they bequantified? Proceedings of the Royal Society of Edinburgh, 97B: 61-80.Gauger, T., Köble, R., Spranger, T., Bleeker, A. and Draaijers, G., Deposition loads of sulphur and nitorgen inGermany - a comparison of national and international mapping results. Manuscript.Grennfelt, P., Larsson, S., Leyton, P. and Olsson, B., 1985. Atmospheric deposition in the Lake Gårdsjön area,SW Sweden. Ecological Bulletins, 37: 101-108.Grinsven, H.J.M., Riemsdijk, W.H., Otjes, R. and van Breemen, N., 1992. Retes of aluminum dissolution in acidsandy soils observed in column experiments. J. Environ. Qual., 21: 439-447.Gundersen, P., Callesen, I. and de Vries, W., 1998. Nitrate leaching in forest ecosystems is related to forest floorC/N ratios. Environmental pollution, 102: 403-407.Gustavsson, J. and al., e., 1994. Ammoniakförluster från jordbruket. Möjligheter till och konsekvenser av enminskning av ammoniakutsläppen i södra och västra Götaland med 50% till år 2000. 8, Jordbrugsverket,Jönköping, Sweden.Göransson, A. and Eldhurst, T.D., 1987. Effects of aluminium on growth and nutrient uptake of Betula pendulaseedlings.Physiol. Plantarum, 69: 193-197.Hallbäcken, L. and Tamm, C.O., 1986. Changes in soil acidity from 1927 to 1982-1984 in a forest area of southwestSweden. Scand. J. For. Res., 1: 219-232.Hansen, B., 1999. Weekly measurements over one year of ammonia concentrations and surface exchange fluxesat a Danish heathland with passive wind-vane flux samplers in an aerodynamic gradient configuration.Water, Air, and Soil Pollution, 113: 357-370.Hansen, B. and Nielsen, K.E., 1998. Comparison of acidic deposition to semi-natural ecosystems in Denmark -coastal heath, inland heath and oak wood. Atmospheric Environment, 32(6): 1075-1086.Hansen, B., Nørnberg, P. and Ladekarl, U.L., 1999. Acidification of the sandy percolation zones under heathlandand oak wood in Denmark. Forwest Ecology and Management, 114: 137-150.Hansen, K. and K.J., M., 1984. Vegetation changes of a Danish mire 1957-1981. Nord. J. Bot., 4: 481-490.Hansson, J., 1993. Modellering av förändringar i biodiversiteten i en växtpopulation med avseende på kvävehaltenoch kalcium/aluminiumkvoten. Eksamensarbeta, Lund Universitet: 1-37.Harrison, R.M. and Kitto, A.-M.N., 1990. Field intercomparison of filter pack and denuder sampling methods forreactive gaseous and particulate pollutants. Atmospheric Environment, 24A: 2633-2640.Hasselrot, B. and P., G., 1987. Deposition of air pollutants in a wind-exposed forest edge. Water, Air, and SoilPollution, 34: 135-143.Hayati, A.A. and Proctor, M.C.F., 1991. Limiting nutrients in acid-mire vegetation: peat and plant analyses andexperiments on plant responses to added nutrients. Journal of Ecology, 79: 75-95.Heij, G.J. and Draaijers, G.P.J.e. (Editors), 1995. Atmospheric deposition on relation to scidification and eutrophication.Studies in Environmental Science, 63. Elsevier, Bilthoven, The Netherlands, 405 p. pp.Heij, G.J. and Erisman, J.W.e. (Editors), 1997. Acid atmospheric deposition and its effects on terrestrial acosystemsin the Netherlands. The third and final phase (1991-1995). Studies in Environmental Science, 69.Elsevier, Bilthoven (The Netherlands), 705 p. pp.Heij, G.J. and Schneider, T.e. (Editors), 1991. Acidification research in the Netherlands. Final report of theDutch priority programme on acidification. Studies in Environmental Science, 46. Elsevier, Bilthoven,The Netherlands, 771 p. pp.Heil, G.W. and Bobbink, R., 1993. 'Calluna', a simulation model for evaluation of impacts of atmospheric nitrogendeposition on dry heathlands. Ecological Modelling, 68: 161-182.81

82Heil, G.W. and Bruggink, M., 1987. Competition for nutrients between Calluna vulgaris (L.) Hull and Moliniacaerulea (L.) Moench. Oecologia, 73: 105-107.Heil, G.W. and Diemont, W.H., 1983. Raised nutrient levels change heathland into grassland. Vegetatio, 53:113-120.Heil, G.W. and van Deursen, W.P.A., 1996. Searching for patterns and processes: modelling of vegetation dynamicswith geographical information system and remote sensing. Acta Bot. Neerl., 45(4): 543-556.Helmisaari, H.-S. and Mälkönen, E., 1989. Acidity and Nutrient Content of Throughfall and Soil Leachate inThree Pinus Sylvestris Stands. Scand. J. For. Res., 4: 13-28.Henderson, G., Remley, C., Krstansky, J. and K., N., In prep. Studies of aluminum effects on root growth underfield conditions in three forest types. : 87-95.Henriksen, A., Fjeld, E. and Hesthagen, T., 1999. Critical load exceedance and damage to fish populations. Ambio,28.Hertel, O. and Berkowicz, R., Notat fra FOLU: 3 p.Hettelingh, J.-P., Gardner, R.H. and Hordijk, L., 1992. A statistical approach to the regional use of critical loads.Environ. Pollut., 77: 177-183.Hettelingh, J.-P., Posch, M., De Smet, P.A.M. and Downing, R.J., 1995a. The use of critical loads in emissionreduction agreements in Europe. WASP, 85: 2381-88.Hettelingh, J.-P., Sverdrup, H. and Zhao, D., 1995b. Deriving critical loads for Asia. Water, Air and Soil Pollution,85: 2565-2570.Hicks, B.B. et al., 1987. A preliminary multiple resistance routine for deriving dry deposition velocities frommeasured quantities. Water, Air, And Soil Pollution, 36: 311-330.Hinsberg, A.v. and Kros, H., 1999. Een normstellingmethode voor (stikstof)depositie op natuurlijke vegetaties inNederland. Een uitwerking van de natuurplanner voor natuurdoeltypen. 722108024, RIVM, Bilthoven,The Netherlands.Holmberg, M. et al., Critical loads of acidity for forest soils: tentative modifications. Manuscript: 14 p.Hornung, M., Sutton, M.A., Wilson, R.B. (eds), 1995. Mapping and modelling of critical loads for nitrogen - aworkshop report. ITE Workshop proceedings from Grange-Over-Sands 24 -26 October 1994.Hue, N.V., Craddock, G.R. and Adams, F., 1986. Effects of organic acids on aluminum toxicity in subsoils. SoilSci. Soc. Am. J., 50: 28-34.Hultberg, H., 1985. Budgets of base cations, chloride, nitrogen and sulphur in the acid Lake Gårdsjön catchment,SW Sweden. Ecological Bulletins, 37: 133-157.Hutchings, N.J., Sommer, S.G. and Jarvis, S.C., 1996. A model of ammonia volatilization from a grazing livestockfarm. Atmospheric Environment, 30(4): 589-599.Högberg, P., 1990. Forests losing large quantities of nitrogen have elevated 15 N: 14 N ratios. Oecologia, 84: 229-231.Högberg, P. and Jensén, P., 1994. Aluminium and uptake of base cations by tree roots. a critique of the modelproposed by Sverdrup et al. Water, Air and Soil Poll., 75: 121-125.Högberg, P., Tamm, C.-O. and Högberg, M., 1992. Variations in 15 N abundance in a forest fertilization trial:Critical loads of N, N saturation, contamination and effects of revitalization fertilization. Plant and Soil,142: 211-219.Håland, Å. and Timenes, K., 1979. Kort- og langsiktige verknader av gjørdsling på fjellbeite i Sirdal, Vest-Agder. Short and long term effects of fertilizer application on native mountain pasture in sourth westernNorway. Særheim Agricultural Research Station, Norway. Report No. 75.Ilvesniemi, H., 1992. The combined effect of mineral nutrition and soluble aluminium on Pinus sylvestris andPicea abies seedlings. Forest Ecology and Management, 51: 227-238.Ingestad, T., Eldhuset, T. and Göransson, A., 1984. Effects of Al 3+ in seedling growth of Norway spruce, Scotspine and birch at steady state nutrition, Workshop on aluminium toxicity to trees, Uppsala, Sweden.Ivens, W.P.M.F., 1990. Atmospheric deposition onto forests. An analysis of the deposition variability by meansof throughfall measurements. Nederlandse geografische studies, 118. Faculty of Geographical Sciences,University of Utrecht, Amsterdam, 151 p. pp.Jakobsen, C., 1999. Ammonia emissions - Current legislation affecting the agricultural sector in Sweden, Regulationof Animal Production in Europe. Kuratorium für Technik und Bauwesen in der Landwirtschaftund Forsten, Wiesbaden, pp. 208-213.Jauhiainen, J. and Vasander, H., 1994. The effects of elevated N-input and CO2 on Sphagna with different trophiclevel. In: Kahninen, M. and Heikinheimo, P. (Eds.), The Finnish Research Programme on ClimateChange. Progress Report II, in press.Jauhiainen, j., Vasander, H. and Silvola, J., 1992. Differences in response of two sphagnum speceis to elevatedCO2 and nitrogen input. Suo, 43(4-5): 211-215.Jauhiainen, J., Vasander, H. and Silvola, J., 1994. Response of Sphagnum fuscum to N deposition and increasedCO2. J. of Bryology, 18: 83-95.Jensen, J., 1962. Undersøgelser over nedbørens indhold af plantenæringsstoffer. Tidsskrift for Planteavl, 65.

Johnson, D., Leake, J.R., Lee, J.A. and Campbell, C.D., 1998. Changes in soil microbial biomass and microbialactivities in response to 7 years simulated pollutant nitrogen depposition on a heathland and two grasslands.Environmental Pollution, 103: 239-250.Johnson, D.W. et al., 1991. Soil changes in forest ecosystems: evidence for and probable causes. Proceedings ofthe Royal Society of Edinburgh, 97B: 81-116.Jönsson, C., Warfvinge, P. and Sverdrup, H., 1995. Uncertainty in predicting weathering rate and environmentalstress factors with the profile model. Water, Air, and Soil Polllution, 81: 1-23.Jaarsveld, J.A. et al., 2000. Ammoniak emissie-concentratie-depositie relaties op lokale schaal. 725601001,RIVM, Bilthoven The Netherlands.Jaarsveld, J.A.v., 1990. An operational atmospheric transport model for priority substances; specifiction andinstructions for use, 222501002. RIVM, Bilthoven (The Netherlands), 100 p. pp.Jaarsveld, J.A.v., 1995. Modelling the long-term atmospheric behavior of pollutants on various spatial scales.Universiteit Utrecht (The Netherlands), 235 p. pp.Karlsson, S., 1996. Åtgärder för att minska ammoniakemissionerna vid lagring av stallgödsel. Measures to reduceammonia emissions during storage of animal manure. 228, Jordbrukstekniska institut, Uppsala,Sweden.Kellner, O. and Redbo-Torstensson, P., 1995. Effects of elevated nitrogen deposition on the field-layer vegetationin coniferous forest. Ecological Bull., 44: 227-237.Kershaw, R. and Mobbs, S.D. (Editors), 1998. Quarterly Journal of hte Royal Meteorological Society, 124. PartA. No. 547. Royal Meteorological Society, Reading, Berkshire (UK), 358 p. pp.Kirchner, J.W., 1992. Heterogeneous geochemistry of catchment acidification. Geochimica et CosmochimicaActa, 56: 2311-2327.Kirchner, J.W., Dillon, P.J. and LaZerte, B.D., 1992. Predicted response of stream chemistry of acid loadingtested in Canadian catchments. Nature, 358: 478-482.Kivinen, E. and Pakarinen, p., 1981. Geographical distribution of peat resources and major peatland complextypes in the world. Ann. Acad. Sci. Fennicae, III(132): 5-28.Klaassen, W., 1992. Average fluxes from heterogeneous vegetated regions. Boundary-Layer Moetorology,58(No. 4): 329-354.Koerselman, W., van Kerkhoven, M.B. and Verhoeven, J.T.A., 1993. Release of inorganic N, P and K inpeatsoils;effects of temperature, water chemistry and water level. Biogeochemistry, 20: 63-81.Kristensen, H.L. and Henriksen, K., 1998. Soil nitrogen transformations along a successional gradient fromCalluna heathland to Quercus forest at intermediate atmospheric nitrogen deposition. Appl. Soil Ecol.,8: 95-109.Kristensen, H.L. and McCarty, G.W., 1999. Mineralization and immobilization of nitrogen in heath soil underintact Calluna, after heather beetle infestation and nitrogen fertilization. Applied Soil Ecology, 13: 187-198.Kruse, M., ApSimon, H.M. and Bell, J.N.B., 1989. Validity and uncertainty in the calculation of an emissioninventory for ammonia arising from agriculture in Great Britain. Environmental Pollution, 56: 237-257.Kurz, D., Alveteg, M. and Sverdrup, H., 1998. Integrated assessment of soil chemical status. 2. application of aregionalized model to 622 forested sites in Switzerland. Water, Air, and Soil Pollution, 105: 11-20.Lambert, N.P. and Meyer, M., 1993. Nutrient cycling and acidification of a northwest German forest site withhigh atmospheric nitrogen deposition. Forest Ecology and Management, 62: 323-354.Landrieu, G. and Mudgal, S., 1999. To be or not to be optimal? That is one of many questions..., Task Force onIntegrated Assessment Modelling 22th session, Rome, Italy.Larsen, J.B., 1995. Silviculture and the stability of stressed forests. In: IUFRO (Editor), Caring for the forest:Research in a changing world, pp. 343-351.Latour, J.B. and Reiling, R., 1992. Critical loads for nitrogen based on changes in species composition: perspectivesfor a risk assessment. Contribution to the CCE Mapping Workshop, 9-11 sept. 1992, Katowice,Poland. Publ. in The Netherlands: 1-11.Lee, D.S. and Dollard, G.J., 1994. Uncertainties in current estimates of emissions of amminia in the UnitedKingdom. Environmental Pollution, 86: 267-277.Lee, D.S., Kingdon, R.D., Pacyna, J.M., Bouwman, A.F. and Tegen, I., 1999. Modelling base cations in Europe -sources, transport and deposition of calcium. Atmospheric Environment, 33: 2241-2256.Lee, J.A., Press, M.C., Woodin, S. and Ferguson, P., 1987. Responses to acidic deposition in ombrotrophic miresin the U.K. In: Hutchinson, T.C. and Meema, K.M.: Effects of Atmospheric Pollutants on Forests,Wetlands and Agricultural Ecosystems, NATO ASI Series, Springer Verlag, G16: 549-560.Leuschner, C., 1993. Resource availability at three presumed stages of a heathland succession on theLneburger Heide, Germany. J. Veg. Sci., 4: 255-262.Lindroos, A.-J., Starr, M., Tarvainen, T. and Tanskanen, H., 1996. Weathering rates in the Hietajärvi integratedmonitoring catchment area. In: T. Kohonen and B.e. Lindberg (Editors), The 22nd Nordic GeologicalWinter Meetind, Åbo, Finland, pp. 120.83

84Lovett, G.M., 1986. Canopy structure and cloud water deposition in subalpin conferous forests. Tellus, 38B:319-327.Lundström, U.S., Nyber, L., Danielsson, R., van Hees, P.A.W. and Andersson, M., 1998. Forest soil acidification:Monitoring on the regional scale, Värmland, Sweden. Ambio, 27: 551-556.Lükewille, A., Bredemeier, M. and Ulrich, B., 1993. Input-output relations of major ions in European forest ecosystems.Agriculture, Ecosystems and Environment, 47: 175-184.Löfgren, S., Steinbeck, S. and Carlson, G., 1998. Model analysis of environmental impact from two hypotheticalagricultural production systems in Sweden, Denmark and Lithuania in the years 2010 and 2030. Baltic21 - Agriculture. 243, Jordbrugstekniska institut, Uppsala, Sweden.Lövblad, G., 1995. Importance of spatial deposition variations for critical loads exceedances, Spatial and TemporalAssessment of Air Pollutant Impact on Ecosystems. Exceedances of Critical Loads and Levels. Spatialand Temporal Interpretation for Elements in Landscapes Sensitive to Atmospheric Pollutants. Conventionon Long Range Transboundary Air Pollution, Vienna, pp. 22 p.Malgeryd, J., 1996. Åtgärder för att minska ammoniakemissionerna vid spridning av stallgödsel.Measures to reduce ammonia emissions following application of animal manure. 229, Jordbrukstekniska institut,Uppsala (Sweden).Marchetti, S. and Neri, M., In prep. Energy projections and emissions up to 2010: Application of the RAINSmodel to Italian case.Martikainen, P.J., Nykänen, H.C., P. and Silvola, J., 1993. Effect of a lowered water table on nitrous oxidefluxes from northern peatlands. Nature, 366: 51-53.Matzner, E., Khanna, P.K., Meiwes, K.J. and Ulrich, B., 1983. Effects of fertilization on the fluxes of chemicalelements through different forest ecosystems. Plant and Soil, 74: 343-358.Matzner, E. and Ulrich, B., 1983. The turnover of protons by mineralization and ion uptake in a beech (Fagussilvatica) and a Norway spruce ecosystem. In: Ulrich, B. and Pankrath, J. (eds.): Effects of Accumulationof Air Pollutants in Forest Ecosystems. Proceedings of a Workshop held at G”ttingen, West Germany,May 16-18, 1982, D. Reidel Publ. Comp.: 93-103.McCormick, L.H. and Steiner, K.C., 1978. Variation in aluminum tolerance among six genera of trees. ForestScience, 24(4): 565-568.Miljøstyrelsen, 1997. Vejledning fra Miljøstyrelsen. Godkendelse af husdyrbrug - 2. udgave. Miljø- og Energiministeriet.Miljøstyrelsen, København, 81 p. pp.Mohren, G.M.J., 1991. Integrated effects on forests. In: G.J. Heij and T.e. Schneider (Editors), Acidificationresearch in the Netherlands. Final report of the Dutch priority programme on acidification. Studies inEnvironmental Science. Elsevier, Amsterdam, pp. 389-463.Mohren, G.M.J. and Rabbinge, R., 1990. Growth-influencing factors in dynamic models of forest growth. In:R.K. Dixon, G.A. Meldahl, G.A. Ruark and W.G.e. Warren (Editors), Process modelling of forestgrowth responses to environmental stress. Timber Press, Inc., Portland, Oregon, USA, pp. 229-240.Moore, D.R.J., Keddy, P.A., Gaudet, C.L. and Wisheu, I.C., 1989. Conservation of wetlands: do infertile wetlandsdeserve a higher priority? Biol. Conserv., 47: 203-217.Morris, J.T., 1991. Effects of nitrogen loading on wetland ecosystems with particular reference to atmosphericdeposition. Annu. Rev. Ecol. Syst., 22: 257-279.Mulder, J., Van Grinsven, J.J.M. and Van Breemen, N., 1987. Impacts of Acid Atmospheric Depositino onWoodland soils in the Netherlands: III. Aluminum Chemistry. Soil Sci. Soc. Am. J., 51: 1640-1646.Munn, R.E. (Editor), 1992. Boundary-layer Meteorology. An international journal of physical and biologicalprocesses in the atmospheric boundary layer, 58. No. 4. Kluwer Academic Publishers, 103 p. pp.Mälkönen, E., Derome, J. and Kukkola, M., 1990. Effects of nitrogen inputs on forest ecosystems estimationbased on long-term fertilization experiments. In: K.e.a. (Eds) (Editor), Acidification in Finland.Springer Verlag, pp. 325-347.Nellemann, C. and Frogner, T., 1994. Spatial patterns of spruce defoliation: Relation to acid deposition, criticalloads, and natural growth conditions in Norway. Ambio, 23(4-5): 255-259.Nielsen, B.O., 1986. Masseangreb af lyngens bladbille (Lochmaea suturalis Thoms.) p† danske lyngheder 1900-1984 (Coleoptera: Chrysomelidae). Ent. Meddr., 53: 99-109.Nielsen, K.E., 1994. Dynamiske jordbundsprocesser på næringsfattige sandjorde. Sæsonmæssige variationer iudvaskning under sitka, eg og lyng, ATV møde. Skovrejsnings betydning for grundvandsdannelsen, pp.12 p.Nielsen, K.E., Dalsgaard, K. and Nørnberg, P., 1987. Effects on soils of an oak invasion of a Calluna heath,Denmark. I. Morphology and chemistry. Geoderma, 41: 79-95.Nielsen, K.E., Hansen, B., Ladekarl, U.L. and Nørnberg, P., 2000. Effects of N-deposition on ion trapping by B-horizons of Danish heathlands. Plant ans Soil, 223: 265-276.Nielsen, K.E., Ladekarl, U.L. and Nørnberg, P., 1999. Dynamic soil processes on heathland due to changes invegetation to oak and Sitka spruce. Forest Ecology and Management, 114: 107-116.Nielsen, K.E., Nørnberg, P. and Dalsgaard, K., 1993. Skovrejsnings betydning for jordvand og jordbundsprocesseri sandjorde. Dansk Skovbrugs Tidsskrift, 3: 94-106.

Nihlgård, B., 1992. Plant biomass, primary production and distribution of chemical elements in a beech and aplanted spruce forest in South Sweden. Oikos, 23: 69-81.Nilsson, L.-O. and Wiklund, K., 1992. Influence of nutrient and water stress on Norway spruce production insouth Sweden - the role of air pollutants. Plant and Soil, 147: 251-265.Nordén, U., 1991. Acid deposition and throughfall fluxes of elements as related to tree species in deciduous forestsof south Sweden. Water, Air, and Soil Pollution, 60: 209-230.Nygaard, P.H., Ground vegetation: The B-2 experiment. In: G. Abrahamsen, A.O. Stuanes and B.e. Tveite (Editors),Long-term experiments with acid rain in Norwegian forest ecosystems. Ecological Studies.Springer - Verlag, pp. 220-229.Nygaard, P.H., 1989. Forurensningers effekt på naturlig vegetasjon - en litteraturstudie. Naturens Tålegrensen,Miljöverndepartementet, Fagrapport nr. 1/89, NISK, Ås, Norway, 1: 62 p.Nygaard, P.H. and Abrahamsen, G., 1991. Effects of long-term artificial acidification on the ground vegetationand soil in a 100 year-old stand of Scots pine (Pinus sylvestris). Plant and Soil, 131: 151-160.Nygaard, P.H. and degaard, T., 1993. Langsiktige effekter av nitrogengjødsling på vegetasjon og jord i barskog.Rapp. Skogforsk., 26: 1-24.Näsholm, T. et al., 1998. Boreal forest plants take up organic nitrogen. Nature, 392: 914-916.Nørnberg, P., Nielsen, K.E., Leuschner, C. and Borén, H., 1992. Processes controlling the element flux fromatmosphere to groundwater through natural and semi-natural ecosystems. Manuscript.Odgaard, B., 1990. Vestdanske lyngheders oprindelse og fortidige udnyttelse. Bebyggelseshistorisk tidsskrift,19.Odgaard, B., 1994a. Arealanvendelse og floradiversitet - i historisk perspektiv. Carlsbergondets Årsskrift: 27-31.Odgaard, B., 1994b. Hedens saga. Samvirke, 9: 64-68.Odgaard, B., 1996. Vegetationsudvikling omkring Bos Sø ved Ulfborg siden istiden. Landskab og bebyggelse iUlfborg Herred fra Vikingetid til 1850. Ulfborg Projektets Skrifter, 4: 7-15.Odgaard, B.V., 1992. The fire history of Danish heathland areas as reflected by pollen and charred particles inlake sedements. The Holocene, 2(3): 218-226.Odgaard, B.V., 1994c. Postglacial vegetationsdynamik i hedeegne syd for Limfjorden. Limfjordsprojektet. Rapport,7: 137-145.Olsen, R.A., Soil biology: Soil microflora and soil acidity. In: G. Abrahamsen, A.O. Stuanes and B.e. Tveite(Editors), Long-term experiments with acid rain in Norwegian forest ecosystems. Ecological Studies.Springer - Verlag, pp. 220-229.Olsson, B. et al., 1985. The lake Gårdsjön area - physiographical and biological features. Ecological Bulletin, 37:10-28.Olsthoorn, A.F.M. and Tiktak, A., 1991. Fine root density and root biomass of two Douglas-fir stands on Sandysoils in the Netherlands. 2. periodicity of fine root growth and estimation of belowground carbon allocation.Netherlands Journal of Agricultural Science, 39: 61-77.Oren, R. and Schulze, E.-D., 1989. Nutritional disharmony and forest decline: A conceptual model. In: ForestDecline and Air Pollution. A Study of Spruce (Picea abies) on Acid Soils. Schulze, E.-D, Lange, O.L.and Oren, R. (Eds). Ecological Studies, 77: 425-443.Otjes, R.P., Jongejan, P.A.C. and Wrisman, J.W., 1998. Bepaling van de ammoniakemissie uit geruimde varkensstallen.ECN-C--98-018, Netherlands Energy Research Foundation ECN.Pain, B.F. and Thompson, R.B., 15 Ammonia volatilization from livestock slurries applied to land.Pedersen, L.B. and Bille-Hansen, J., In prep. Effects of airborne sea salts on soil water acidification and leachingof aluminium in different forest ecosystems in Denmark. .Perego, S., 1996. Ein nummerisches Modell zur Simulation des Sommersmogs. Geographica Bernensia, G47.Verlag des Geographischen Institutes der Universität Bern, Bern, 202 p. pp.Persson, C., Lagner, J. and Robertson, L., 1995. Regional spridningsmodell för Sverige. Regional luftmiljöanalaysför år 1991. 4386, Naturvårdsverket, Norrköping,.Pitcairn, C.E.R.L., I.D. Sheppard, L.J. Sutton, M.A. Fowler, D. Munro, R.C. Tang, S. Wilson, D., 1998. Therelationship between nitrogen deposition, species composition and foliar nitrogen concentrations inwoodland flora in the vicinity of livestock farms. Environmental Pollution, 102(S1): 41-48.Posch, M., 1993. Displaying inter- and intra-regional variability of large-scale servey results. Environmetrics,4(3): 341-352.Potting, J., Schöpp, W., Blok, K. and Hauschild, M., In prep. Site-dependent life cycle impact assessment ofacidification. Journal of Insustrial Ecology, 2(2).Poulsen, H. D. & Kristensen, V., F., 1997, Normtal for husdyrgødning - En revurdering af danske normtal forhusdyrgødningens indhold af kvælstof, fosfor og kalium, Danmarks Jordbrugsforskning.Power, S., Ashmore, M.R. and Cousins, D.A., 1998. Impacts and fate of experimentally enhanced nitrogen depositionon a British lowland heath. In: K.W. Van der Hoek, J.W. Erisman, S. Smeulders, J.R. Wisniewskiand J.E. Wiesniewski (Editors), First International Nitrogen Conference. Elsevier Science, Noordwijkerhout,The Netherlands, pp. 27-34.85

86Power, S.A., Ashmore, M.R., Cousins, D.A. and Ainsworth, N., 1995. Long term effects of enhanced nitrogendeposition on a lowland dry heath in Southern Britain. WASP, 85: 1701-1706.Press, M.C., Woodin, S.J. and Lee, J.A., 1986. The potential importance of an increased atmospheric nitrogensupply to the growth of ombrotrophic sphagnum species. New Phytol., 103: 45-55.Proctor, M.C.F., 1994. Seasonal and shorter-term changes in surface-water chemistry on four English ombrogenousbogs. J. Ecol., 82: 597-610.Pul, W.A.J., Potma, C.J.M., Leeuwen, E.P., Draaijers, G.P.J. and Erisman, J.W., 1995. EDACS: European depositionmaps of acidifying components on a small scale. Model description and premilinary results.722401005, RIVM, Bilthoven, The Netherlands.Pätilä, A., 1990. Buffering of peat and peaty soils: Evaluation based on the artificial acidification of peat lysimeters.In: Kauppi et al. (Eds.): Acidification in Finland, Springer Verlag, Berlin, Heidelberg,: 305-324.Påhlsson, A.-M.B. and Bergkvist, B., 1995. Acid deposition and soil acidification at a southwest facing edge ofNorway spruce and European beech in south Sweden. Ecological Bulletins, 44.Paavilainen, E., 1990. Näringssämmenas fördeling ach dynamik i skogsekosystem på Torvmark i olika klimaförhållanden.An introduction. In: B. Hånell (Editor), Biomass Production and Element Fluxes inForested Peatland Ecosystems. Swedish University of Agricultural Sciences. Dept. og Forest Site Research,Umeå, Sweden, pp. 49-56.Ragland, J.L. and Coleman, N.T., 1959. The effect of soil solution aluminum and calcium on root growth. SoilScience Society Proceedings: 355-357.Rasmussen, L. and Hansen, K., 1992. Air pollution effects on forests examined by manipulation of the forestecosystem. Technical University of Denmark: 46 p.Redbo-Torstensson, P., 1994. The demographic consequenses of nitrogen fertilization of a population of sundew,Drosera rotundifolia. Acta Bot. Neerl., 42(2): 175-188.Rengel, Z. and Robinson, D.L., 1990. Modeling Magnesium uptake from an acid soil: I. Nutrient relationships atthe soil-root interface. Soil Sci. Soc. Am. J., 54: 785-791.Reuss, J.O., 1990. Critical loads for soils in Norway. Analyses of soils data from eight Norwegian catchments.Naturens Tålegrenser, NIVA, Fagrapport nr. 11b: 78 p.Rihm, B., 1996. Critical loads of nitrogen and their exceedances. Eutrophying, atmospheric deposition. 275,Federal Office of Environment, Forests and Landscape (FOEFL), Berne.Riis-Nielsen, T., Vegetationsdynamikken på danske heder set i relation til atmosfærisk kvælstof deposition.Manuscript.Rochefort, L., Vitt, D.H. and Bayley, S.E., 1990. Growth, production, and decomposition dynamics of sphagnumunder natural and experimentally acidified conditions. Ecology, 71(5): 1986-2000.Roelofs, J.G.M., 1986. The effect of airborne sulphur and nitrogen deposition on aquatic and terrestrial heathlandvegetation. Experientia, 42: 372-377.Roelofs, J.G.M., Kempers, A.J., Houdijk, A.L.F.M. and Jansen, J., 1985. The effect of air-borne ammonium sulphateon Pinus nigra var. maritima in the Netherlands. Plant and Soil, 84: 45-56.Rohde, L., 1998. Forskningsområdet stallgödsel. Sammanfattning af kunskapsläget samt identifiering af kunskapsluckor.242, Jordbrugstekniska institut, Uppsala, Sweden.Rom, H.,B., et al., 1999, Teknologiske muligheder for reduktion af ammoniakfordampningen fra landbruget,Ammoniakfordampning, redegørelse nr. 2, Danmarks Jordbrugsforskning.Rorison, I.H., 1978. The effects of soil acidity on nutrient availability and plant response. In: Hutchinson, T.C.and Havas, M. (Eds): Effects of acid precipitation on terrestrial ecosystems, NATO Conference series,4: 283-304.Rorison, I.H., 1985. Nitrogen source and the tolerance of Deschampsia flexuosa, Holcus Lanatus and Bromuserectus to aluminium during seedling growth. Journal of Ecology, 73: 83-90.Rosén, K., 1991. Kritiska belastningsgränser för kväve i skogsmark. Skogsfakta, 17.Rosswall, T. and Granhall, U., 1980. Nitrogen cycling in a subarctic ombrotrophic mire. Ecol. Bull., 30: 209-234.Rost-Siebert, v.K., 1983. Aluminium- Toxizität und -Toleranz an Keimpflanzen von Ficte (Picea abies Karst.)und Buche (Fagus Silvatica L.). Allgem. Forstzeitschr., 26/27: 686-689.Rost-Siebert, v.K., 1984. Aluminum tocicity on seddlings of Norway spruce (Picea abies Karst.) and (FagusSilvatica L.), Workshop on Aluminium Toxicity to Trees, Uppsala, Sweden, pp. 686-689.Ruuhihärvi, R., 1983. The Finnish mire types and their regional distribution. Ecosystems of the World: Mires:swamp, bog, fen and moor. Elsevier, Amsterdam.: 47-67.Schaminée, J.H.J. and Westhoff, 1992. Tha national vegetation of The Netherlands. Analdi de Botanica, L: 125-130.Schneider, T. (Editor), 1992. Acidification research: Evaluation and policy applications. Proceedings of an InternationalConference, Mastricht, The Netherlands, 14-18 October 1991. Studies in Environmental Science,50. Elsevier, Mastricht, The Netherlands, 583 p. pp.

Schulze, E.-D., 1987. Tree responses to acid depositions into the soil. A summary of the cost workshop at Jülich1985. In: Mathy, P. (Ed.): Air Pollution and Ecosystems, Proceedings of an International Symposiumheld in Grenoble, France, 18-22 May 1987: 225-241.Schulze, E.-D. and Freer-Smith, P.H., 1991. An evaluation of forest decline based on field observations focussedon Norway spruce, Picea abies. Proceedings of the Royal Society of Edinburgh, 97B: 155-168.Shaw, R.W. and Aman, M., Effects of uncertainty in source-receptor relationships on transboundary air pollutioncontrol strategies. Manuscript: 415-426.Singles, R., Sutton, M.A. and Weston, K.J., 1998. A multi-layer model to describe the atmospheric transport anddeposition of ammonia in Great Britain. Pergamon, 32(No. 3): 393-399.Sjörs, H., 1983. Mires of Sweden. Ecosystems of the World: Mires: swamp, bog, fen and moor. Elsevier, Amsterdam.:69-94.Smith, R.I., Fowler, D. and Bull, K.R., 1995. Quantifying the scale dependence in estimates of wet and drydeposition and the implications for critical load exceedances. In: G.J.e. Heij and J.W.e. Erisman (Editors),Acid Rain Research: Do we have enough answers? Elsevier Science BV., pp. 175-186.Sommer, S.G., 1997. Ammonia volitilization from farm tanks containing anaerobically digested animal slurry.Atmospheric Environmant, 31(6): 863-868.Spranger, T., Hollwurtel, E., Poetzsch-Heffter, F. and Branding, A., 1994. Dry deposition estimates from twodifferent inferential models as compared to net throughfall measurements. A project to the subprojectBIATEX, EUROTRAC Symposium '94, pp. 615-619.Spranger, T. et al., Critical loads exceedances in Germany and their dependence on the scale of input data.Manuscript.Stams, A.J.M. et al., 1991. A field study on the fate of 15 N-ammonium to demonstrate nitrification of atmosphericammonium in an acid forest soil. Biogeochemistry, 13: 241-255.Stams, A.J.M. and Lutke-Schipholt, I.J., 1990. Nitrate accumulation in leaves of vegetation of a forested ecsystemreceiving high amounts of atmospheric ammonium sulfate. Plant and Soil, 125: 143-145.Starr, M. and Ukonmaanaho, L., 1997. Nitrogen concentrations in bulk precipitation, throughfall, soil water,needles, litterfall and forest floor at Finnish integrated monitoring areas, BIOGEOMON '97. CambridgePublications, Villanova University, pp. 307.Strandberg, M. and Johansson, M., 1998. Uptake of nutrients in Calluna vulgaris seed plants grown with andwithout mycorrhiza. Forest Ecology and Management, 114(1): 129-135.Stuanes, A.O., 1992. Næringsubalanse i skog. Aktuelt fra skogforsk., NISK, Norway, 16: 18-23.Sutton, M.A., Asman, W.A.H. and Sch›rring, J.K., 1992a. Dry deposition of reduced nitrogen. UN-ECE workshopon deposition of atmospheric pollutants. Göteborg 3-6 November: 1-16.Sutton, M.A., Asman, W.A.H. and Shjørring, J.K., 1992b. Reduced N deposition, UN-ECE workshop on depositionof atmospheric pullutants, Göteborg, pp. 1-16.Sutton, M.A., Lee, D.S., Dollard, G.J. and Fowler, D. (Editors), 1998. Atmospheric Environment. InternationalConference on Atmospheric Ammonia: Emission, Deposition and Environmental Impacts, 32. No. 3.Pergamon, Oxford (UK), 269-594 pp.Sutton, M.A. et al., 1997. National ammonia concentration monitoring in the United Kingdom: Sampling intercomparison,network structure and initial network results, Natural Environment Research Council. TheCentre for Ecology and Hydrology (UK).Sverdrup, 1993. Immobilization of N in soils. Notat: 3 p.Sverdrup, H., 1988. Calculation of critical loads for acid deposition. Vatten, 44: 231-236.Sverdrup, H., 1995. Kinetics of silicate mineral weathering and methods for estimating field rates. In: A. Whiteand S.e. Brandtley (Editors), Weatering kinetics of silicate minerals. Reviews in Mineralogy, pp. 62 p.Sverdrup, H. and Warfvinge, P., 1993. Calculating field weathering rates using a mechanistic geochemicalmodel PROFILE. Applied Geochemistry, 8: 273-283.Sverdrup, H., Warfvinge, P., Blake, L. and Goulding, K., 1995. Modeling recent and historic soil data from theRothamsted Experimental Station, England using SAFE. J. Agriculture, Ecosystems and Environment,53: 161-177.Sverdrup, H., Warfvinge, P., Hultberg, H. and Moldan, F., 1994. Modelling soil acidification and recovery in aroofed subcatchment at G†rdsj”n, Sweden. in prep.Sverdrup, H.U., Discussion note on critical loads for N. Notat.Sverdrup, H.U. and Warfvinge, P.G., 1987. A mathematical model for acidification and neutralization of soilprofiles exposed to acid deposition. In: P. Mathy (Editor), Air pollution and ecosystems. D. ReidelPublishing Compagny, Grenoble, France.Søchting, U. and Johnsen, I., 1990. Overvågning af danske likénheder. Urt, 14: 4-9.Tamm, C.O., 1989. Comparative and experimental approaches to the study of acid deposition effects on soils assubstrate for forest growth. Ambio, 18(3): 184-191.Tamm, C.O., 1991. Nitrogen in Terrestrial Ecosystems. Questions of Productivity, Vegetational Changes, andEcosystem Stability. Ecological Studies, 81: 115 p.87

88Tamm, C.O., Wiklander, G. and Popovic, B., 1977. Effects of application of sulphuric acid to poor pine forests.Water, Air, and Soil Pollution, 8: 75-87.Tamminen, P. and Starr, M.R., 1990. A survey of forest soil properties related to soil acidification in southernFinland. In: Kauppi et al.(Eds.): Acidification in Finland, Springer Verlag, Berlin, Heidelberg: 234-251.Thimonier, A., Dupouey, J.L. and Timbal, J., 1992. Floristic changes in the herb-layer vegetation of a deciduousforest in the Lorraine Plain under the influence of atmospheric deposition. Forest Ecology and Management,55: 149-167.Thorstensson, P. and Liljelund, L.-E., 1989. Flora- och faunaförändringar i terrestra miljöer. 3604, Statens naturvårdsverk,Solna.Tietema, A., Subm. 1992. Nitrogen cycling in acid forest soils subject to inccreased atmospheric nitrogen input.Forest Ecology and Management.Tietema, A. and Verstraten, J.M., 1991. Nitrogen cycling in an acid forest ecosystem in the Netherlands underincreased atmospheric nitrogen input. The nitrogen budget and the effect of nitrogen transformations onthe proton budget. Biogeochemistry, 15: 21-46.Troen, I. and Petersen, E.L., 1989. European wind atlas. Risø National Laboratory, Roskilde (Denmark), 656 p.pp.Tveite, B., Abrahamsen, G. and Huse, M., Trees: Nutrition. In: G. Abrahamsen, A.O. Stuanes and B.e. Tveite(Editors), Long-term experiments with acid rain in Norwegian forest ecosystems. Ecological Studies.Springer - Verlag, pp. 220-229.Tybirk, K. and Hansen, D.N., 1999. Revling i klitheder. URT, 4: 115-120.Tybirk, K. and Stradberg, B., 1999. Oak forest development as a result of historical land-use patterns and presentnitrogen deposition. For. Ecol. Man, 114: 97-106.Tybirk, K. and Strandberg, B., 1997. Egekrat og egeskov - hvordan bevarer man et dynamisk økosystem?Skoven, 2: 80-83.Tybirk, K.e.a., 2000. Nordic Empetrum Dominated Ecosystems: Function and Susceptiblity to EnvironmentalChanges. Ambio, 29(2).Tyler, G., 1987a. Acidification and chemical properties of Fagus sylvatica L. Forest Soils. Scand. J. For. Res., 2:263-271.Tyler, G., 1987b. Probable Effects of Soil Acidification and Nitrogen Deposition on the Floristic Composition ofOak (Quercus robur L.) Forest. Flora, 179: 165-170.Tyler, G., In prep. Behavior of aluminium in natural ecosystems. : 27-30.Ulrich, B., 1983. A concept of forest ecosystem stability and of acid deposition as driving force for destabilization.In: Ulrich, B. and Pankrath, J. (eds.): Effects of Accumulation of Air Pollutants in Forest Ecosystems.Proceedings of a Workshop held at G”ttingen, West Germany, May 16-18, 1982, D. Reidel Publ.Comp.: 1-29.Uren, S.C. et al., 1997. Long-term effects of ammonium sulphate on Calluna vulgaris. J. Appl. Ecol., 34: 208-216.Vallis, I., Herper, L.A., Catchpoole, V.R. and Weier, K.L., 1981. Volitilization of ammonia from urine patchesin a subtropical pasture. ?Van den Burg, J., 1990. Stickstoff- und Säuredeposition und die Nährstoffversorgung niederländischer Wälderauf pleistozänen Sandböden. Forst und Holz, 20(45. Jahrgang): 597-605.Van der Eerden, L.J., Dueck, T.A., Berdowski, J.J.M., Greven, H. and Van Dobben, H.F., 1991. Influence ofNH 3 and (NH 4 ) 2 SO 4 on heathland vegetation. Acta. Bot. Neerl., 40(4): 281-296.Van der Maas, M.P. and Pape, T., 1990. Hydrochemistry of two Douglas fir ecosystems and a heather ecosystemin the veluwe, the Netherlands (2nd phase). Dutch Programme on Acidification, Report 102.1-01,Wageningen Agricultural University, The Netherlands: 1-29.Van Dijk, H.F.G. and Roelofs, J.G.M., 1988. Effects of excessive ammonium deposition on the nutritional statusand condition of pine needles. Physilogia Plantarum, 73: 494-501.Van Dobben, H. et al., 1996. Nitrogen in the local and regional scale. The present state of knowledge and researchneeds. RIVM, 100 p. pp.Van Dobben, H., Heijl, G.J.e. and Schneider, T.e., Acidification research in the Netherlands. Final report of theDutch programme on acidification. Studies in Environmental Science, 46: 139-145.Van Dobben, H.F., Heijl, G.J.e. and Schneider, T.e., Integrated effects (low vegetation). Final report of theDutch programme on acidification. Studies in Environmental Science, 46: 465-523.Van Dop, H. (Editor), 1988. Air pollution modelling and its application VI, 11. Plenum Press (in cooperationwith NATO committee on the Challenges of Modern Society), De Bilt (The Netherlands).Van Hecke, P., Impens, I. and Behaeghe, T.J., 1981. Temporal variation of species composition and species diversityin permanent grassland plots with different fertilizer treatments. Vegetatio, 47: 221-232.Van Leeuwen, E.P., 1996. Mapping wet deposition on scidifying components and base cations over Europe usingmeasurements. Atmospheric Environment, 30(14): 2495-2511.

Van Oene, H., 1992. Acid deposition and forest nutrient imbalances: A modeling approach. Water, Air, and SoilPollution, 63: 33-50.Verhoeven, J.T.A., 1986. Nutrient dynamics in minerotrophic peat mires. Aquatic Botany, 25: 117-137.Verhoeven, J.T.A. and Arts, H.H.M., 1987. Nutrient dynamics in small mesotrophic fens surrounded by cultivatedland. II. N and P acculmulation in plant biomass in relations to the release of inorganic N and P inthe peat soil. Oecologia, 72: 557-561.Verhoeven, J.T.A., Maltby, E. and Schmitz, M.B., 1990. Nitrogen and phosphorus mineralization in fens andbogs. J. Ecol., 78: 713-726.Verhoeven, J.T.A. and Schmitz, M.B., 1991. Control of plant growth by nitrogen and phosphorous in mesotrophicfens. Biogeochemistry, 12: 135-148.Vermeer, J.G. and Berendse, F., 1983. The relationship between nutrient availability, shoot biomass and speciesrichness in grassland and wetland communities. Vegetatio, 53: 121-126.Vitousek, P., 1984. A general theory of forest nutrient dynamics. State and Change of Forest Ecosystems - Indicatorsin Current Research.Vonk, A.W., Hofschreuder, P. and Kroon, L.J.M., 1999. The use of the mesoscale model RAMS to provide localmeteorological input for modelling pollutant transport and dispersion over complex terrain. R 836,Wageningen University, Meteorology and Air Quality, Wageningen, The Netherlands.Wallén, B., 1980. Structure and dynamics of Calluna vulgaris on sand dunes in South Sweden. OIKOS, 35: 20-30.Wamelink, G.W.W., Van Dobben, H.F. and Van der Eerden, L.J.M., 1998. Experimental calibration of Ellenberg'sindicator value for nitrogen. In: K.W. Van der Hoek, J.W. Erisman, S. Smeulders, J.R. Wisniewskiand J.E. Wiesniewski (Editors), First International Nitrogen Conference. Elsevier Science, Noordwijkerhout,The Netherlands, pp. 371-375.Warfvinge, P., Falkengren-Grerup, U., Sverdrup, H. and Andersen, B., 1993. Modelling long-term cation supplyin acicified forest stands. Environmental Pollution, 80: 209-221.Warfvinge, P. and Sverdrup, H., 1992. Calculating critical loads of acid deposition with PROFILE - a steadystatesoil chemistry model. Water, Air, and Soil Pollution, 63: 119-143.White, C.C., 1996. The importance of marine-derived base cations and sulphur in estimating critical loads inScotland. The Science of the Total Environment, 177: 225-236.Wiman, B.L.B. and Ågren, G.I., 1985. Aerosol depletion and deposition in forests - a model analysis. AtmosphericEnvironment, 19(2): 335-347.Wood, J.A., 1989. Peatland acidity budgets and the effects of acid deposition. Acid Precipitation Research, DiscussionPaper No. 5, Environment Canada: 34 p.Woodin, S.J. and Farmer, A.M., 1993. Impacts of sulphur and nitrogen deposition on sites and species of natureconservation importance in Great Britain. Biological Conservation, 63: 23-30.Woodin, S.J. and Lee, J.A., 1987. The fate of some components of acidic deposition in ombrotrophic mires. EnvironmentalPollution, 45: 61-72.Wookey, P.A. and Ineson, P., 1991. Chemical changes in decomposing forest litter in response to atmosphericsulphur dioxide. Journal of Soil Science, 42: 615-628.Wright, R.F., Stuanes, A. and Frogner, T., 1991. Critical loads for soils in Norway. Nordmoen, Norwegian Directoratefor Nature Management.Wright, R.F. and Traaen, T.S., 1992. Dalelva, Finnmark, northernmost Norway: prediction of future acidificationusing the MAGIC model. Statlig program for forurensningsovervåkning, NIVA-rapport, 486/92: 17 p.Aamlid, D., Venn, K. and Frogner, T., 1992. Sammenheng mellom næringsstoffer i nåler og jord på de faste intensiveskogovervåkningsflatene i Norge. (Correlations between mineral nutrients in needles and soil atthe intensive monitored forest plots in Norway). Rapport fra Skogforsk 11/92, NISK, Norway: 1-10.Aastrup, M. et al., 1996. Impact of air pollutants on processes in small catchments. Report, Swedish EnvironmentalProtection Agency: 1-39.89

Bilag 3: Forventede intervaller for danske naturtypersfølsomhed for belastning med atmosfærisk NIndholdIntroduktion ...............................................................................................................................................91Udvalgte økosystemer ..............................................................................................................................95Højmoser.................................................................................................................................................96Lobeliesøer..............................................................................................................................................98Ekstremfattigkær ...................................................................................................................................99Hedemoser .............................................................................................................................................99Fersk natureng på kvælstoffattig jordbund uden gødskning .......................................................100Ekstremrigkær m. paludellavæld .....................................................................................................101Paludellavæld ......................................................................................................................................102Heder.....................................................................................................................................................102Lichenrige heder..................................................................................................................................103Overdrev...............................................................................................................................................104Løvskov.................................................................................................................................................104Nåleskov ...............................................................................................................................................105Tak .............................................................................................................................................................106Litteratur...................................................................................................................................................10690

1 IntroduktionTilførsler af kvælstof kan virke både forsurende og eutrofierende, hvis tilførslen overstiger etniveau, der naturligt kan håndteres af økosystemerne. Følsomheden af et naturområdeoverfor en (forøget) tilførsel af forsurende eller eutrofierende stoffer kan beskriveskvantitativt i form af tålegrænser, der angiver den belastning, hvorunder væsentligeskadelige effekter på økosystemet ikke vil forventes, vurderet ud fra den bedste tilgængeligeviden. Anbefalede metoder til fastsættelse af tålegrænser for konkrete naturområder erbeskrevet i kapitel 4. De anbefalede metoder omfatter (kombinationer af) modelberegningerog empirisk baserede tålegrænser. Tålegrænserne afhænger af de naturgivne forhold såsomjordbunden, men også af, hvad man ønsker at beskytte, hvilket inkluderer arter, struktur,funktion og grundvand. Der ligger et paradoks i, at forskningen og den politiske interesse,siden problemet blev erkendt i begyndelsen af ’70’erne, primært har været rettet modforsuring af søer og vandløb og træsundhed i skov-økosystemerne, medens de mest synligeeffekter i den største del af Europa har kunnet findes på underskovs vegetationen og i andrenaturtyper end skov (Bobbink & Roelofs, 1995). Dette skyldes sikkert den storeopmærksomhed omkring skovdøden, der ødelagde store skovarealer i den sorte trekant pågrænsen mellem Tyskland, Polen og Tjekkiet og de udbredte tilfælde af fiskedød i specieltnorske søer. Det er da også primært modelberegnede tålegrænser for forsuring af ferskvandog skovjorder, der har været anvendt som basis for de internationale aftaler om reduktioneraf luftforureningen (Posch et al., 1999). Der eksisterer imidlertid efterhånden en retomfattende viden om kvælstofs effekter i naturlige og seminaturlige økosystemer, og en afanbefalingerne fra den internationale konference vedr. tålegrænser afholdt i København i1999 var da også, at fokus fremover i højere grad skal rettes mod bevarelse af biodiversitet ognaturlige processer i økosystemerne (Løkke et al., 2000). I Danmark forventes det nuværendeniveau af depositioner af forsurende og eutrofierende stoffer både at udgøre et problem forden langsigtede stabilitet af skovene, og at udgøre en væsentlig trussel mod en rækkenaturligt næringsfattige naturtyper (Bak et al, 1999).Forsuring og eutrofiering forventes at udgøre en trussel mod naturens diversitet bådegennem påvirkning af de følsomme naturtypers struktur og funktion (påvirkning afhabitaterne) og gennem en negativ påvirkning af enkelte arters udbredelse. Der er iprincippet to mekanismer, der kan ændre artssammensætningen af (semi)naturligeøkosystemer som følge af kvælstofdepositioner: 1) Forøget tilgængelighed af N kan føre tildominans af et begrænset antal hurtigvoksende arter, hvis kvælstof er begrænsende forvæksten af disse arter, 2) Øget surhedsgrad af jorden kan føre til tilbagegang ellerudryddelse af surhedsfølsomme arter, specielt på jorder med lille bufferevne. Påvirkningenaf diversitet og enkeltarter kan i dag primært vurderes ved anvendelse af de såkaldteempiriske tålegrænser for N, der er fastsat på basis af observerede og publicerede ændringeri økosystemers struktur og funktion på baggrund af laboratoriedata, feltobservationerog/eller beregninger med dynamiske økosystemmodeller. Tålegrænserne er primærtbaserede på observerede ændringer i planters udvikling eller ændringer iartssammensætning eller -dominans, men i enkelte tilfælde er også ændringer iøkosystemernes funktion, fx N udvaskning eller - akkumulering, anvendt som indikator.Empirisk baserede tålegrænser for en række forskellige naturtyper er blevet fastsat afUN/ECE og WHO gennem en procedure, der har omfattet åbne videnskabelige konferencerog vedtagelse i arbejdsgrupper bestående af udpegede nationale eksperter. De anbefaledeværdier dækker imidlertid forholdsvis brede intervaller, der i den udstrækning, det ermuligt, bør differentieres efter en konkret vurdering af de nationale naturtyper ogtilgængelige nationale data. Ved anvendelse på konkrete naturområder bør der tilsvarende91

ske en konkret vurdering af tålegrænsen. Danmarks Miljøundersøgelser, Afdeling forTerrestrisk Økologi er nationalt knudepunkt for dette arbejde og deltager som sådan i detinternationale arbejde, ligesom DMU løbende udarbejder rapporter og vejledninger vedr.den danske naturs følsomhed for luftforureningI dette appendiks præsenteres en gennemgang af udvalgte danske økosystemer og etforeløbigt bud på hvordan artssammensætning m.m. kan anvendes i en konkret vurdering afenkelte områders tålegrænser. Vurderingerne dækker primært beskyttelse af artsdiversitetenog bør for en del naturtypers vedkommende betragtes som et supplement tilmodelberegnede tålegrænser jvf. beskrivelsen i kapitel 4. Der er foretaget en udvælgelse aføkosystemer, som må forventes at være særligt følsomme for kvælstoftilførsel. Udover dentraditionelle og logiske udvælgelse af næringsfattige økosystemer som højmose, hede,fattigkær og lobeliesøer m.fl. er der også inkluderet økosystemer på mere rig bund, som bloter begrænsede af kvælstof. Dette sidste gælder kategorierne fersk natureng på kvælstoffattigbund, nogle af rigkærrene, overdrevene og skovene - se nærmere under beskrivelsen af dissekategorier.Vore mere eller mindre naturlige økosystemer er udover kvælstofdeposition udsat formange påvirkninger fra det omgivende samfund, f.eks. dræning, gødskning, pesticidafdrift,færdsel, overgræsning, manglende eller forkert drift eller pleje, og indsamling. Derfor er detikke ualmindeligt at bevaringstilstanden ikke er gunstig (Pihl et al. 2000). I mangeøkosystemer findes der plantearter, som ikke hører til, samtidig med at nogle af dekarakteristiske plantearter er blevet sjældne eller forsvundet.Karakteristiske dyr og svampe kan forsvinde ret hurtigt, hvis økosystemet påvirkes. Der erf.eks. mykologer, der forbinder nedgangen i antallet af frynsesvampefamiliens pigsvampe inåleskovene i de indre dele af Jylland med det høje nedfald af kvælstof her (Vesterholt et al.2000). Dyr kan forsvinde som følge af tilgroning, fordi værtsplanter udkonkurreres og/ellerfordi gamle eller døde træer fjernes fra skoven. Såkaldte plus og minus arter kan bruges somindikator på økosystemets tilstand. Dette er forsøgt gjort i Tabel 1, hvor plusarterne dog erkaldt typiske arter. Det skal dog bemærkes at indikatorartsbegrebet med karakteristiskearter, skillearter og indikatorer på forskellige påvirkninger er svært at bruge i praksis, fordidet arterne indikerer, ændres over større afstande. Det kan f.eks. skyldes en stigendeoceanitet, når man bevæger sig mod vest i Danmark. Det dermed stigende indhold af salte iluften påvirker også hvilke arter, der kan findes hvor - specielt på de mest næringsfattigelokaliteter som højmoser. Temperatur og nedbør er andre forhold, der kan variere ogmedvirke til at indikatorarterne ikke fortæller den samme historie i hele det område, et givetøkosystem er udbredt i. Et andet forhold er, at de fleste økosystemer i Danmark ikke erstatiske systemer, men ofte er en del af en succession, sådan at alle mulige overgangsformerfindes. Derfor er pleje en anden del af historien og ofte er det sådan at pleje kan modvirke endel af effekterne fra kvælstofdepositionen. Plejen kan fx foretages med henblik på at fjernekvælstofoverskuddet.DMU er i gang med at udvikle metoder til bestemmelse af naturkvalitet for danskenaturtyper. I fremtiden er det muligt at naturkvalitetskonceptet sammen medtålegrænsekonceptet vil kunne bringes til anvendelse ved VVM-vurderinger.92

Tabel 1a & b. Oversigt over indikatorer for negativ naturtilstand som bl.a. kan være forårsaget af kvælstofdeposition ( minus-arter) for nogle vigtige danskenaturtyper. Desuden er angivet typiske arter som kan hjælpe til at identificere typen. Nederst er tålegrænsen angivet, det laveste tal er den grænse der yderfuld beskyttelse, det midterste tal beskytter struktur og funktion og flertallet af arter, der kan dog forekomme enkelte minus arter. Det højeste tal vil medføreændret artssammensætning og behov for ekstra pleje, men økosystemet kan strukturelt set bevares som den pågældende type. Efter (Bernth, 1998; Buch et al.,2000; Lawesson, 2000; Nygaard, 1999; Pihl et al., 2000; Pitcairn et al., 1991; Risager, 1994; Thyssen, 1999; Tybirk and Bak, 1995; Vesterholt et al., 2000; Wind,1994; Aaby, 1994; [Bak, 1999 #15189])1.a. Ikke græsningsbetingede økosystemer.HøjmoseNæringsfattige Hedemoser Ekstrem fattigkær Paludellavæld LavmoserLavvandede søer(Lobeliesøer)Minus arter Dunbirk Blågrønalger Dunbirk Dunbirk Græsser PilebuskeGranarter Trådalger Bjergfyr Bjergfyr BirkBjergfyr Rankegrøde Blåtop Dominans af enkeltearterSkovfyrFlydeblads-planterPilearterSmalbl. mangeløvGederamsBølget bunkeTyttebærBlåtopAlm. starMosebølleTypiske arter Hedelyng Strandbo Klokkelyng Hvid næbfrø Gul stenbræk Dunhammer-arterSphagnum arterf.eks.S. cuspidatumTvepibet lobelie RosmarinlyngKlokke-ensianSphagnum arterSphagnum fallaxTomenthypnum nitensPaludella squrrosaKogleaks arterGul irisS. magellanicumTranebærMultebærKlokkelyngSortgrøn Brasenføde Benbræk Smalbladet kæruld Helodium blandowii TagrørSoldug-arter Gulgrøn BrasenfødeSoldug-arterKlokkelyngDyndstar Nåle-sumpstrå TranebærTuekæruld Pilledrager TrådstarHvid næbfrø Sekshannet bækarveTålegrænse 3 - 5 - (7,5) 5 - 7,5 (10) 5 - 7,5 (10) 5 - 7,5 (12) 5 - 7,5 (10) 20 - 3593

1b. Græsningsbetingede økosystemerLichenrighede*Heder Overdrev Fersk natureng -kvælstoffattig udengødskningEkstremrigkær som ikkeer påvirkede af N vedlateralt flowMinus arter Vestlig Granarter Alm. Rapgræs træer og buske Dunbirk Stor nældebredribbeBølget bunke Bjergfyr Enårig rapgræs Dunbirk Alm. rajgræs Alm. rapgræsBlåtop Alm. kvik Stor nælde Stor nældeMarkukrudts-arter Lav ranunkelKnæbøjet rævehale > 50 % græsserBakke-stilkaksGederamsButbladet- og Kruset Hvid kløverskræppeVestlig bredribbe Agertidsel Lav ranunkel> 25 % Bølget bunke HorsetidselAlm. rapgræsover 5 årGlat vehbredMose-bunkeFuglegræsKrybhveneVej-pileurtAlm. rajgræsAger-stedmoder > 10% blåtopAlm. torskemundGederamsTypiske arter Rensdyrlav Hedelyng Vokshatte Engnellikerod Melet kodriver Hvid anemoneBægerlav Ericoide dværgbuske Blåhatte BenbrækSort skæneBingelurtMelbærris Arter af Visse(Genista)Skællet støvbold DværgstarRevling Fåresvingel Markbynke Alm. starRust-skæneMajblomstHedelyng Ulvefodsarter Alm. kamgræs< 25 % Bølget Bunke BakkenellikeHirsestarSumphullæbeMiliegræsover 5 årGuldblommeDjævelsbidHirsestar Øjentrøst Tuekæruld Mygblomst Stor konvalAlmindelig star Bakketidsel Hedelyng Pukkellæbe Kantet konvalLichener Knoldranunkel KlokkelyngButblomstret sivVår-star< 10 % BlåtopMosser Markfrytle Langakset trådsporeVellugtende gulaksTålegrænse 7 - 12 (17) 10 - 15 (22) 10 - 25 (35) 10 - 20 (35) 10 - 15 (20) 10 - 20 (30)*Denne type eksisterer muligvis også som ikke græsningsbetinget, under alle omstændigheder tåler den ikke noget højt græsningstrykløvskov94

Én type af økosystem har kun sjældent ét tal som fælles tålegrænse. De fleste typer aføkosystemer findes på flere forskellige slags jordbund, højmose undtaget. Dette ermedvirkende til at tålegrænsen ofte bedre kan beskrives som et interval, hvor de mestfølsomme er repræsenteret af den nederste grænse og de mindst følsomme af den øvre. Overden øvre grænse findes et område, hvor de fleste typer vil være påvirket i nogen grad. Dettekan dog stadig være interessant i en bevaringsmæssig sammenhæng da intervalletrepræsenterer påvirkninger hvor typen ofte ved en ekstra plejeindsats kan bevares med etforholdsvis lille tab af arter (Figur 1). Dette område kaldes ofte "target load", hvilkethentyder til at målsætninger om depositioner i dette område ofte er resultatet afkompromisser mellem natur- og erhvervsmæssige interesser.kg N/ha/år4035302520151050HøjmoseLobeliesøHedemoserEkstremfattigkærNåleskovLichenhedeEkstremrigkærLøvskovens urter o...HederLøvskovFersk naturengLavmoseOverdrevTålegrænseinterval hvor der skeren påvirkning som i nogen grad vilkunne modvirkes ved plejeTålegrænseinterval for defølsomme økosystemer inden fortypen, hvor de mest følsomme vilvære beskyttede i den nedre delaf intervalletAfsætning der ikke overskridertålegrænsen for den mestfølsomme type, en del af denneafsætning er naturlig og udgør etessentielt N-tilskudFigur 1. Figuren viser øvre og nedre tålegrænse for forskellige følsomme økosystemtyper. I søjlernesnederste del ligger afsætningen af kvælstof under den tålegrænse, der yder fuld beskyttelse afstruktur, funktion og artssammensætning. En del af afsætningen i dette interval er naturlig, og selv demest næringsfattige økosystemer har behov for en del af denne kvælstoftilførsel for at kunne fungere.Overgangen mellem søjlernes nederste og mellemste interval markerer tålegrænsen for de mestfølsomme typer inden for den pågældende økosystemklasse. I søjlernes mellemste del findestålegrænserne for de forskellige typer af det pågældende økosystem. Den øverste del af søjlerneangiver et interval, hvor økosystemerne er påvirkede i en grad, der kun medfører begrænset skade påbiodiversitet eller økosystemfunktion. Påvirkninger i dette interval kan tolereres i kortere perioder ogkan stadig modvirkes af ekstra pleje. Endelig vil der være økosystemer, som naturligt er mindrefølsomme eller som i forvejen er påvirkede og har tilpasset sig denne påvirkning. Disse er ikkemedtaget i denne gennemgang.2 Udvalgte økosystemerI det følgende gennemgås intervallerne for de udvalgte økosystemers modelberegnede ogempiriske tålegrænser. Konsekvenserne ved forskellige depositionsmålsætninger blivergennemgået. Nogle gange er det ikke muligt at nedsætte depositionen til den tålegrænse, deryder fuld beskyttelse. Det betyder dog ikke i alle tilfælde, at man er nødsaget til at opgiveøkosystemet og dermed også kan give tilladelse til at øge depositionen lokalt. I mangetilfælde vil man ved fornøden pleje kunne opretholde en bevaringstilstand, hvorøkosystemet strukturelt set fremtræder karakteristisk. Der vil blot mangle vissekarakteristiske arter og/eller være kommet nogle uønskede til. Ikke alle økosystemer erinkluderet. Det gælder for det første de økosystemer, som naturligt er mindre følsomme,dernæst de som allerede er påvirket som følge af lateral tilstrømning eller gødskning. Deførste kan være økosystemer på næringsrig bund eller økosystemer med arter, som f.eks.95

ødel eller havtorn, der selv binder luftens kvælstof ved hjælp af mikroorganismer. For desidste giver det ikke nogen egentlig mening at tale om en tålegrænse for deposition dapåvirkningen med gødning fra landbrugsdrift i øvrigt, typisk vil være mindst enstørrelsesorden større end depositionen, dog undtaget skovkanter hvor den atmosfæriskeafsætning kan være i størrelsesordenen 100 kg N ha -1 år -1 .Diagrammerne, som optræder i forbindelse med biotoptyperne i det følgende, angiverintervaller for tålegrænsen. Intervallerne afspejler både den mulige variation i anvendtekriterier og beskyttelsesmål, variation i de naturgivne forhold, den tidsskala, tålegrænsenvurderes over, variation i områdernes nuværende bevaringstilstand og mulighederne for atmodvirke effekter af (for høj) deposition ved pleje eller hensigtsmæssig drift.Bevaringstilstanden kan i nogen udstrækning vurderes ved at fokusere på minusarter ogtypiske arter. Hvis der overvejende er typiske arter og kun få eller ingen minus arter, ertilstanden god, og det bør det kan være rimeligt at anvende det laveste interval af deempirisk fastsatte eller beregnede tålegrænser. Hvis et flertal af de typiske arter findessammen med flere af minusarterne, bør det tilstræbes, at depositionen ikke overskrider detmidterste interval, plus at man overvejer plejetiltag rettet mod at fjerne uønskede arter ogreducere kvælstofpuljen. Er området domineret af minusarter, og der kun findes få typiskearter, er tålegrænsen overskredet og områdets tilstand påvirket. Her kan der overvejes fleremålsætninger (gælder specielt nogle af de seminaturlige områder):• Forbedring af områdets tilstand ⇒ depositionen skal nedbringes, og der skalindføres pleje.• Bevaring områdets tilstand ⇒ depositionen kan forblive i det mellemste intervalog der skal indføres pleje• udnyttelse af området ⇒ området får lov at udvikle sig på de givne præmisser ogkan evt. anvendes til afgræsning. Udnyttelse kombineret med relativt højedepositioner vil ofte medføre, at området på sigt vokser ud af beskyttelse.96

HøjmoserTålegrænse 5 (7,5) kg N ha -1 år -1 .Højmoser er resultatet af årtusinders opbygning af tørv, idet nedbrydningen i det surevandmættede næringsfattige miljø er lavere end dannelsen. Tørven er hovedsageligtopbygget af Sphagnum (tørvemosser) og Sphagnum er en essentiel parameter foropretholdelsen af højmoser. Intakte danske højmoser er karakteriseret af tuer og høljer, meddværgbuske, tuekæruld og Sphagnum på tuerne og høljerne er domineret af Flydendetørvemos Sphagnum cuspidatum. Artsmæssigt er højmosen karakteriseret ved fraværet afarter, snarere end ved tilstedeværelsen. Kun omkring 12 arter af højere planter anses forhjemmehørende på selve højmosefladen, mens der i laggzonen kan optræde de fleste affattigkærets og andre kærtypers arter.Højmoserne er ekstremt næringsfattige økosystemer, som udelukkende modtager deresnæringsstoffer fra luften. Derfor er de særligt følsomme over for en forøget atmosfæriskdeposition. På højmosen bør man notere dækning af hedelyng og de forskellige arter aftørvemosser, som beskrivende for biotopens tue-høljestruktur. Ligeledes er der også arter aftørvemosser, som er minusarter, f.eks. Sphagnum fallax, selvom den i dag findes på de flestehøjmoser, hvilket antageligt skyldes at tålegrænsen for eutrofiering er overskredet. (Risager,1996; Risager, 1997). Tålegrænsen er mindre end 7,5 kg N ha -1 år -1 , hvilket repræsenterer denhøjeste belastning, hvorunder højmosen fortsat kan bevares som dansk naturtype vedhensigtsmæssig pleje. Ved belastninger over 7,5 N ha -1 år -1 vil man få floraelementer ind ihøjmosen, som normalt er afhængige af minerogent vand, og som egentlig hører til iekstremfattigkæret. Uden pleje skal kvælstofbelastningen bringes ned på < 5 kg N ha -1 år -1 ,førend højmoserne kan opretholdes uden opvækst af dunbirk og nåletræer. UN/ECE harfastsat en tålegrænse på mellem 5 og 10 kg N ha -1 år -1 for højmoserne (UBA, 1996).HØJMOSERI tørre år kan træer etableresig. Øget risiko for indvandringaf græsser og halvgræsser(Blåtop, Bølget bunke m.fl.).De fleste højmoser kanformentlig på lang sigt bevaresuden trævækst og græsserN - belastningkg N/ha/årMax 7,5Max 5Højmosen kan bevares udentrævækst og græssermax 3For at bevare højmoserne er det ydermere vigtigt i øvrigt at sikre gunstige bevaringsforholdved at lukke alle dræn og grøfter og hindre slid og trafik på højmoserne. Højmoserne er såfølsomme, at de vil være vanskelige at bevare, hvis der findes husdyrproduktion inærområdet omkring moserne, og en udvidelse af husdyrholdet i nærområdet må forventesat forværre mosernes tilstand. Højmoser tåler ikke græsning og fjernelse af uønsketplantevækst i form af træer og buske m.v. bør ske manuelt og restmaterialet fjernes frahøjmosen og lagg-zonen.97

LobeliesøerTålegrænse 5 - 7,5 (10) kg N ha -1 år -1 .Lobeliesøer er klarvandede søer med ringe mængder næringssalte som giver gode forholdfor rosetplantesamfund. Tilløbet ved afstrømning er ringe og de modtager en stor del afderes næringsstoffer fra atmosfæren. Lobeliesøernes tilstand kan bedømmes ud fraforekomsten af 4 arter af rosetplanter; Strandbo, Tvepibet lobelie og Sortgrøn - og Gulgrønbrasenføde. Af andre sjældnere planter, der kan træffes i og ved lobeliesøerne, kan nævnesSekshannet Bækarve, Hår-Tusindblad, Nåle-Sumpstrå, Mangestænglet Sumpstrå,Pilledrager, Krybende Ranunkel og Høst-Vandstjerne.Brasenfødearterne er dem, der har det højeste krav til rent vand efterfulgt af Tvepibet lobelieog Strandbo, hvilket vil sige at brasenfødearterne forsvinder først, hvis der sker en opvækstaf alger. Kravet om, at vandet er klart, gør at disse søer er meget følsomme over for øgetalgevækst, som bl.a. kan forårsages af atmosfærisk tilført kvælstof. I søer, hvor bare en afbrasenfødearterne forekommer, kan det være umuligt at opretholde / opnå en gunstigbevaringstilstand, hvis søen modtager et lokalt kvælstofbidrag. Nogle lavvandede ognæringsfattige søer indeholder ikke længere rosetplanter. De kan dog stadig være megetfølsomme overfor eutrofiering, fx hvis der er udviklet ekstremfattigkær langs bredderne ellerhvis der er rankegrøde i søen, som også er følsomt over for øget algevækst og dermed nedsatlysmængde. Derfor bør det også her fortsat tilstræbes at depositionen ikke overstiger 10 kg Nha -1 år -1 , hvis det ønskes at bevare eller forbedre denne tilstand.Lobeliesøer findes i dag fortrinsvis i naturområder som skove og heder. Hvor de måttefindes i landbrugslandet vil det være vanskeligt at opretholde / opnå en gunstigbevaringstilstand og en udvidelse af landbrugsproduktionen i nærområdet, der medfører enyderligere N-belastning i form af ammoniakdepositioner eller lateral tilstrømning, vilforværre denne situation.LOBELIESØERLav-vandede næringsfattigesøer hvor der ikke længereer undervandsrosetplanterOpretholdelse af lobeliesøeruden brasenfødeN - belastningkg N/ha/årMax 10Max 7,5Fuld beskyttelse af biodiversiteti lobeliesøer m. brasenfødemax 5UBA (1996) angiver tålegrænsen til at være mellem 5 og 10 kg N ha -1 år -1 .98

EkstremfattigkærTålegrænse 5 - 7,5 (12) kg N ha -1 år -1 .Ekstremfattigkær er overvejende knyttet til Jyllands hedeegne og findes ofte sombredvegetation til klare fladvandede lobeliesøer, men er også almindeligt forekommende iNordsjælland og i Nordjylland. De er karakteriseret af en ret ensartet græsagtig vegetationdomineret af halvgræsser med tæt bunddække af tørvemosser, som ofte danner en gyngendehængesæk, der komplet dækker det minerogene søvand. Hvis tørvemosserne når bunden,kan ekstremfattigkæret med tiden udvikle sig til højmose. Wind (1994) angiver fire arter somtypiske for biotopen; Blomstersiv, Hjertelæbe, Hvid næbfrø og Dyndstar.Tålegrænsen for ekstremfattigkær er fastsat på baggrund af litteraturangivelser, bl.a. Risager1994. Derudover er det blevet vægtet, at hvis ekstremfattigkær skal have mulighed for atgennemgå en naturlig udvikling mod højmose, så skal depositionen i det mindste væreunder 7,5 kg N ha -1 år -1 og helst under 5 kg N ha -1 år -1 , der er grænserne for højmoser.UN/ECE har fastsat en tålegrænse på 5-10 kg N ha -1 år -1 for fattigkærrene.EKSTREMFATTIGKÆRØgede problemer medtrævækst og græsdominansN - belastningkg N/ha/årMax 12I tørre år kan træer etablere sigi kær. Øget risiko forblåtopdominans specielt ihedemoser.Kæret kan bevares udentrævækst og evt. udvikle sig tilhøjmose.Max 7,5max 5HedemoserTålegrænse 5 - 7,5 (12) kg N ha -1 år -1 .Hedemoser findes som navnet indikerer på fugtige steder på hederne, hvor de typisk vilvære dannet over gamle dødishuller. Derudover inkluderer typen de kær og moser, somfindes i klitlavninger. De kan have præg af fattigkær, ekstremfattigkær, klokkelynghede oghøjmose. Derfor er tålegrænsen forholdsvis lav og. Tålegrænsen er provisorisk fastsat somidentisk med ekstremfattigkæret. Der er ikke præsenteret noget særskilt skema for typen -dels fordi den som type ligger ret tæt op af ekstremfattigkæret, dels fordi den er ret divers ogmed forskellige udviklingsmuligheder. Den væsentligste risiko ved for højt kvælstofnedfalder dominans af blåtop og opvækst af træer og buske.99

Fersk natureng på kvælstoffattig jordbund uden gødskning (oligotrofe enge)Tålegrænse 10 - 17 (22) kg N ha -1 år -1 .Ferske enge er opstået som et resultat af græsning eller høslæt på relativt lavtliggende ogfugtige arealer. Antallet af plante- og dyrearter kan være særdeles stort på lysåbne ferskeenge. Fersk natureng på kvælstoffattig jordbund uden gødskning udgør kun en lille del afdet samlede areal med ferske enge. Typen kan findes på steder, hvor der tidligere har væretfattigkær, mose eller næringsfattig sumpskov med f.eks. birk, men også på overgræssedeklokkelyngheder. Det er en forudsætning, at de hydrologiske forhold gør, at der er et skiftemellem en våd periode (vinter, forår) og en tør periode, hvor græsning kan finde sted(sommer, efterår), og at der ikke tilføres næringsstoffer lateralt med jordvand. Derforudvikles typen oftest i områder med næringsfattig jordbund og vertikal udvaskning. Typentåler ikke gødskning, da den herved vil blive domineret af kulturgræsser.Ved en kvælstofdeposition på 10 kg N ha -1 år -1 sker der ingen uacceptabel påvirkning afdenne type, hvilket vil sige, at artsammensætning og omsætning i jordbunden ikke ændressom følge af den atmosfæriske deposition af kvælstof. Det er en forudsætning, at der fortsatsker en ekstensiv afgræsning. Depositioner mellem 10 og 20 kg N ha -1 år -1 vil ikke påvirke defleste områder med typen. Hvis der ses tegn på indvækst af kulturgræsser, kan høslet fjerneen del af kvælstofoverskuddet. På de fugtigere områder bør dette ske skånsomt forjordbunden, f.eks. med le. Ved depositioner mellem 20 og 35 kg N ha -1 år -1 vil floraen værepåvirket, og indholdet af kvælstof vil være forøget. Omsætningen i jordbunden vil også værepåvirket, Høslet vil dog stadig kunne modvirke de fleste effekter. Over 22 kg N ha -1 år -1ændres typen henimod en mere kulturpræget ferskeng. Flere af de karakteristiske arter vilforsvinde, og der vil være en forøget hyppighed af minusarter som Stor nælde, Alm. rajgræsog Hvid kløver m.fl., se Tabel 1. Anvendelse af de laveste tålegrænser forudsættertilstedeværelse af de mest følsomme karakteristiske arter. På mere mesotrofe enge kan dethøjeste interval anvendes (Bak et al. 1999). UN/ECE har fastsat en tålegrænse på 20-35 kg Nha -1 år -1 for mesotrofe enge / lavmoser. Anvendelse Af tålegrænsen på 10 kg N ha -1 år -1forudsætter en relativt høj dækningsgrad af de karakteristiske arter og meget lav forekomstaf minusarter. Tålegrænsen bør suppleres med en beregnet tålegrænse for forsuring.FERSK NATURENG PÅ NÆRINGSFATTIG BUNDMaximal acceptabel tilførseloverskridelse vil medføre uønsketdominans af græsser og forsvinden afkarakteristiske arterDe fleste næringsfattige naturengekan opretholdes med pleje, hvilkethovedsagelig vil være græsningog evt fjernelse af træerDen karakteristiskeartssammensætning kanopretholdes vha. græsningN - belastningkg N/ha/årMax 35Max 20max 10100

Mesotrofe enge/lavmoserFormindsket diversitetN - belastningkg N/ha/årMax 35Forøget risiko fordominans af få arterMax 25max 20Lavmoser og mesotrofe engeVarieret vegetationOpvækst af buske sker kunlangsomt.Ekstremrigkær m. paludellavældTålegrænse 10 - 15 (20) kg N ha -1 år -1 .Typen omfatter ekstremrigkær i områder, der ikke påvirkes af afstrømning fralandbrugsområder, fx i skov eller på overdrev. Det er en artsrig type, som i dag er retsjælden i Danmark, da typen typisk befinder sig på en jordbund, som kan danneudgangspunkt for en høj landbrugsproduktion. Derfor er typen ofte forsvundet på grund afdræning og gødskning. En anden typisk trussel er tilgroning med pilekrat eller rødel pågrund af manglende græsning. Indikatorarter er f.eks. melet kodriver, rustskæne og sortskæne. Derudover kan der være flere arter af orkideer. Der forekommer flere sjældnemosser, som nok vil være blandt de første, der forsvinder ved for høj kvælstofdeposition.EKSTREMRIGKÆROverskridelse af dennegrænse medfører at noglearter forsvinder og øgedeproblemer med dominans afkulturgræsserKærets artsindhold af mosserog karplanter kan formentligopretholdes såfremt græsningfortsættesN - belastningkg N/ha/årMax 20Max 15Kærets artsindhold af mosserog karplanter trives såfremtekstensiv græsning fortsættes.Undtaget er paludellavældetsom ikke tåler græsningmax 10Tålegrænsen er forsøgt beregnet. Der er fastsat en provisorisk tålegrænse på 10 kg N ha -1 år -1for de mest følsomme og værdifulde rigkær og et interval mellem 10 og 15 kg N ha -1 år -1 , hvor101

mindre følsomme rigkær vil være beskyttet. Den maksimalt acceptable belastning, hvorrigkærrene vil kunne bevares som type uden uacceptable skadelige effekter, er på 20 kg Nha -1 år -1 . Under denne grænse vil de fleste arter fortsat være tilstede og de uønskede arter vilikke være dominerende.Paludellavæld udgør en særlig type af rigkær. Typen tåler ikke græsning, men er tværtimodstabil uden græsning. Den har en særlig høj følsomhed overfor kvælstof. Her mådepositionen ikke overstige 10 kg N ha -1 år -1 . Typiske arter er bladmosserne PiberensermosPaludella squarrosa, Kær-gyldenmos Helodium blandowii, Guldglinsende kærmosTomenthypnum nitens og karplanten Gul stenbræk.For ekstremrigkærrene er truslerne generelt permanente ændringer af grundvandsstand,tilstrømning, gødskning, terrænændring og græsningsophør - for paludellavældet ergræsning dog en trussel p.g.a. nedtrampning. Overvågning af ekstremrigkær i Danmark erudført i DMU/SNS-regi i 1997 (Wind, 1998a).HederTålegrænse 10 - 15 (22) kg N ha -1 år -1 ; Lichenheder dog kun 7 - 12 (17) kg N ha -1 år -1 ).HEDERMaximal acceptabel tilførseloverskridelse vil medføre uacceptabelfølsomhed overfor stress hos hedensdværgbuskeDe fleste hedetyper kanopretholdes med pleje - de flestesteder er græsning bedstKlitheder og heder med mangelichener beskyttes bedst meddenne max-grænse.Overskridelse medfører atnogle arter forsvinderN - belastningkg N/ha/årMax 22Max 15max 10Heder findes på næringsfattige sandede jorder og på Bornholm også på suregrundfjeldsarter som granit og gnejs. Hederne er domineret af dværgbuske med hedelyngfulgt af revling som de mest hyppige. Derudover findes f.eks. tyttebær, melbærris, blåbær,og på fugtigere steder kan der være klokkelyng, som på klokkelyngheder kan være denhyppigste art. Græsset bølget bunke forekommer hyppigt og kan under nogle forhold blivedominerende til skade for hedelyngen og de andre dværgbuske. Blåtop er en anden græsart,som udelukkende bør forekomme i lavninger, men som under indtryk af forhøjetkvælstofdeposition kan udkonkurrere dværgbuskene. Oprindelige danske træarter som ene,eg og bævreasp koloniserer gerne heden, hvis der ikke sker græsning eller anden pleje/brug.Hvis ikke indigene arter som arter af gran og fyr skal hindres i at invadere heden ogudkonkurrere dværgbuskene, skal der ligeledes foretages en eller anden hensigtsmæssigform for pleje eller brug af heden. Klitheden har den laveste tålegrænse på 10 kg N ha -1 år -1 ,102

medens de tørre indlandsheder kan tåle mellem 15 og 22 kg N ha -1 år -1 . Klokkelynghederneligger i den lave ende af dette spekter med en acceptabel maksimumdeposition på 15 kg Nha -1 år -1 .Den mest udbredte teori vedr. kvælstofpåvirkning af hederne er udviklet som resultat af denhollandske hedeforskning i ’80’erne (Van Dobben, 1991, Aerts & Heil, 1993). Ifølge denneteori kan Calluna domineret hede tolerere meget høje kvælstofbelastninger, så længevegetationen er lukket. Forhøjede kvælstofdepositioner vil imidlertid akkumuleres i mor- oglitterlaget og i vegetationen, hvor N indholdet forøges. Dette er også vist i engelskeundersøgelser, hvor lyngens indhold af kvælstof ved den naturlige baggrundsdeposition påca. 5 kg N ha -1 år -1 fører til et kvælstofindhold i lyngens blade på ca. 1,2%, medens allerede etnedfald på 10 kg N ha -1 år -1 medfører, at N-indholdet forøges til 1,4% (Pitcairn et al,. 1991).Det forøgede kvælstofindhold i vegetationen medfører en forøget følsomhed for frost, tørkeog angreb af Lyngens bladbille. Hvis Calluna vegetationen åbnes af en af disse grunde, ellerpga. pleje eller naturlig aldring af lyngen, vil det forøgede kvælstofindhold kunne medføre,at lyngen kan udkonkurreres af græsser, hvis græssernes konkurrenceevne ikke begrænsesaf andre faktorer. Den meget lave mængde af tilgængeligt fosfor på nogen af de midtjydskeindlandsheder kunne være en sådan begrænsende faktor. Denne teori ligger sammen medtilsvarende resultater for våd hede bag udviklingen af hedemodellen Heathsol (Bakema et al.,1994), der bl.a. er brugt til beregning af de af UN/ECE fastsatte tålegrænser for beskyttelsemod overgroning af græsser på 15-20 kg N ha -1 år -1 for tørre- og 17-22 kg N ha -1 år -1 for vådeheder. Disse tålegrænser beskytter ikke nødvendigvis de mest følsomme arter.Lichenrige heder (Tålegrænse 7 - 12 (17) kg N ha -1 år -1 ) findes på de jordbundsmæssigtfattigste steder og ofte på steder, hvor der sker en stadig forstyrrelse af jordbunden fx i formaf moderat vinderosion eller sandpålejring, hvilket ofte er ved kysterne. De er kendetegnetved en høj dækning af laver > 50 % og sparsom dækning af mosser, fx arter af Polytrichum,græsser som sandskæg og katteskæg og halvgræsset sandstar vil også forekomme. De erfølsomme for forhøjet kvælstofdeposition og tålegrænsen er fastsat til mellem 7 og 12 kg Nha -1 år -1 . Kvælstofindholdet i den almindelige hederensdyrlav Cladina portentosa kananvendes som indikation på, om tålegrænsen er overskredet. Højere koncentrationer end ca.0,6 % indikerer overskridelse af tålegrænsen. Det naturlige baggrundsniveau ligger mellem0,2 og 0,4 %. I ikke kvælstofbelastede områder i Norge og det vestlige Irland liggerkvælstofniveauet i rensdyrlav mellem 0,26 og 0,33 %, medens det i Danmark først i 1990'ernelå mellem 0,53 og 0,96 %, lavest i Vestjylland og højest i det landbrugsintensive Midtjylland. IHolland, hvor afsætningen er så stor, at laverne skades, er indholdet mellem 0,88 og 1,03 %(Søchting, 1994; Søchting, 1995). I døende rensdyrlav i Holland fandtes 1,3 % kvælstof,hvilket udgør en grænse, hvor der forekommer akutte skader. Overskridelse af tålegrænsenpå 7-12 kg N ha -1 år -1 vil medføre, at de mest kvælstoffølsomme arter forsvinder.103

OverdrevTålegrænse 10 - 25 (35) kg N ha -1 år -1 .Overdrev findes på jorder som hverken har været dyrket, omlagt eller gødsket i de sidste 50år eller mere. Det er en meget variabel type, hvilket kan forklares med, at den kan findes påmange jordbundstyper, samtidig med at den geografiske fordeling i landet også spiller enrolle både på grund af klimatisk variation (nedbør, temperatur m.m.) og arternes varierendeudbredelse. Det er kendt, at typen ikke tåler gødskning, men der er ikke foretaget danskeundersøgelser m.h.p. at fastsætte tålegrænser for overdrevene. De mest kvælstoffølsommeoverdrev er både artsrige og kvælstofbegrænsede. Her bør depositionen maximalt liggemellem 10 og 15 kg N ha -1 år -1 . På de øvrige overdrev vil depositioner mellem 15 og 25 kg Nha -1 år -1 ligge inden for det acceptable interval, medens op til 35 kg/N ha -1 år -1 angives somacceptabelt på de fosforbegrænsede overdrev (UBA, 1996).OVERDREVOverdrev der er fosforbegrænsedeOverdrev på sur neutraljordbundN - belastningkg N/ha/årMax 35Max 25Artsrige overdrev af nationalog international betydning. Findespå mange jorder, ofte kalk.De er bl.a. karakteriseret af enrig flora af overdrevssvampemax 10Anvendelse af de laveste tålegrænser forudsætter tilstedeværelse af karakteristiske arter,medens anvendelse af de højeste værdier forudsætter, at områdets drift eller pleje er sikret.Tålegrænsen bør suppleres med en beregnet tålegrænse for forsuring. Der er udført en delarbejde med karakterisering og overvågning af overdrev i Danmark (Ejrnæs 1998, (Wind,1998b).LøvskovTålegrænse 10 - 20 (30) kg N ha -1 år -1 .Løvskov findes på mange typer af jordbund og udbredt i hele landet. Typiske træarter er egog bøg, men bl.a. småbladet lind, birk, ask og elm forekommer også stedvis. UN/ECE harfastsat to empirisk baserede tålegrænser for løvskov: 15-20 kg N ha -1 år -1 for beskyttelse afløvtræer mod næringsstofubalancer og mod forøgelse af skud/rod forholdet, og 10 - 20 kg Nha -1 år -1 for løvskov på sur bund til beskyttelse af skovbundsflora og mykorhizadannendesvampe (UBA, 1996). Der eksisterer imidlertid en omfattende forskning vedr. skovsundhed,og langt de mest anvendte metoder til fastsættelse af tålegrænser for beskyttelse afskovsundhed er modelberegninger baseret på forskellige kemiske kriterier. Disse104

eregningsmetoder er nærmere beskrevet i kapitel 4. DMU har kortlagt tålegrænserne fordanske skove med en opløsning på 25 ha. De beregnede tålegrænser dækker et spektrum fra17-28 kg N ha -1 år -1 for eutrofiering og 0,8-2,7 keq ha -1 år -1 for forsuring. For løvskoven liggerde empiriske tålegrænser til beskyttelse af artsdiversiteten dermed typisk under demodelberegnede tålegrænser til beskyttelse af skovsundheden.De mest følsomme skove vil dermed være skovene med den største diversitet iunderskovsvegetationen, dvs. lysåbne midt- og vestjyske egekrat på sandet bund med en rigog varieret urteflora i skovbunden og mange arter af lichener på stammerne. På kalkrig oglerrig bund kan der findes en rig urte- og svampeflora med f.eks. orkideer og knoldslørhatte.Kvælstof vil ofte være det begrænsende næringsstof, der hindrer at floraen afløses af nitrofilearter som f.eks stor nælde og alm. rapgræs. (van der Eerden et al., 1997). Sådanne steder erogså følsomme for kvælstoftilførsel og tålegrænsen er provisorisk fastsat til mellem 10 og 20kg N ha -1 år -1 . Skove der naturligt har et højt indhold af kvælstof i jordbunden og skove medtræarter, der binder kvælstof fra luften har en højere tålegrænse, da skovbundsfloraen iforvejen er nitrofil. Her er 30 kg N ha -1 år -1 fastsat som provisorisk tålegrænse forskovbundsfloraen, men der bør foretages en beregning af tålegrænserne til beskyttelse afLØVSKOVLøvskov på muldbundofte ask, elm eller bøgLøvskov på morbundofte eg, bøg, lind birkN - belastningkg N/ha/årMax 30Max 20Lichener på stammer/jordbundRig svampeflora m. knoldslørhatteLysåben skov med variereturtevegetationmax 10skovens sundhed.NåleskovTålegrænse 7 - 20 (30) kg N ha -1 år -1 .Egentlig nåleskov findes kun som plantet skov i Danmark. Imidlertid har specielt skovfyr,men også andre fyrrearter naturaliseret sig flere steder på sandet jord langs vore kyster.Skovfyrren har da også tidligere været naturligt hjemmehørende i Danmark netop påsådanne steder. De lysåbne skovfyrreplantager har da også i løbet af de ca. 200 år de harværet her i landet genvundet en stor del af den særlige flora der er tilknyttet typen. Detgælder arter som knærod, skærmblomstret vintergrøn og andre vintergrøn arter m.fl.Svampefloraen er også speciel og tæller flere arter som regnes for følsomme forkvælstofbelastning. Der kan ligeledes være en rig lichenflora både i skovbunden og påstammer og grene.105

UN/ECE har fastsat en empirisk baseret tålegrænser for nåleskov på 7-15 kg N ha -1 år -1 , derdækker beskyttelse af nåleskove, der er udlagt til naturskov uden drift, mod udvaskning,samt tab af mykorhizasvampe og skovbundsflora. (UBA, 1996). De mest anvendte metodertil fastsættelse af tålegrænser for beskyttelse af skovsundhed er modelberegninger baseret påforskellige kemiske kriterier. Disse beregningsmetoder er nærmere beskrevet i kapitel 4.DMU har kortlagt tålegrænserne for danske skove med en opløsning på 25 ha. De beregnedetålegrænser dækker et spektrum fra 7-15 kg N ha -1 år -1 for eutrofiering og 1,4-4,1 keq ha -1 år -1for forsuring. For nåleskoven er der dermed nogenlunde overensstemmelse mellem deempiriske tålegrænser til beskyttelse af artsdiversiteten og de modelberegnede tålegrænsertil beskyttelse af skovsundheden. De laveste tålegrænser for beskyttelse af skovsundheddækker relativt uproduktive klitplantager, og det bør inddrages i vurderingen, at anvendelseaf en lav tålegrænse forudsætter, at der er enten produktionsmæssige interesser ellernaturværdier at beskytte.NÅLESKOVNåleskov på sur bundmed høj nitrifikationsrateN - belastningkg N/ha/årMax 30Max 20Nåleskov genereltLichener på stammer/jordbundRig svampeflora m. piggedeThelephoraceerFlora m. Pyrola, Goodyera m.m.max 7TakFølgende har kommenteret fastsættelse af tålegrænser og udvælgelsen af indikatorarter m.m.uden at de dog nødvendigvis kan tages til indtægt for de valg som det har været nødvendigtat træffe: Mette Risager, Niels Elmegaard, Knud Erik Nielsen og Hans Løkke.LitteraturAerts, R. & Heil, G.W. (red.), 1993, Heathland: Patterns and processes in a changingenvironment. Geobotany, 20, Kluwer, Dordrecht, the NetherlandsBak et al. (1999) Natur og miljøeffekter af ammoniak. Ammoniakfordampning redegørelsenr. 3. Tværministeriel rapport.Bakema, A.H., Meijers, R., Aerts, R., Berendse, F., & Heil, G.W., HATHSOL: a heathlandcompetition model, RIVM report no. 259102009, Bilthoven, the NetherlandsBernth, K.K., 1998. Campylopus introflexus (Hedw.) Brid. på danske heder, ÅrhusUniversitet, Århus.Buch, K.E.G., Møller, J.D., Brok, C.S. and Nielsen, H.B., 2000. Naturkvalitet, sammenligningog evaluering af metoder. Fagprojekt Thesis, Københavns Universitet, Copenhagen,80 pp.106

Dobben, H.F.van,, 1991, Integrated effects (low vegetation). I: Heij, G.J., & Schneider, T. (red.)Acidification research in the Netherlands Final reposrt of the Dutch PriorityProgramme on Acidification, Elsevier, Amsterdam, pp464-524Lawesson, J.E., 2000. A concept for vegetation studies and monitoring in the Nordiccountries. 517, Nordic Council of Ministers, Copenhagen.Nygaard, B., Mark, S., Baattrup-Pedersen, A., Dahl, K., Ejrnæs, R., Fredshavn, J., Hansen, J.,Lawesson, J., Münier, B., Møller, P.F., Risager, M., Rune, F., Skriver, J. Søndergaard,M., 1999. Naturkvalitet - kriterier og metodeudvikling . 285, National EnvironmentalResearch Institute, Rønde.Pihl, S. et al., 2000. Naturtyper og arter omfattet af EF-habitatdirektivet - Indledendekortlægning og foreløbig vurdering af bevaringsstatus. Faglig Rapport fra DMU, 322:1 - 219.Pitcairn, C.E.R., Fowler, D. and Grace, J., 1991. Changes in species composition ofseminatural vegetation associated with the increase in atmospheric inputs ofnitrogen. ITE - project, TO7057i1: 60 + figures and appendices.Risager, M., 1994. Overvågning af ekstremfattigkær i 1992. Naturovervågningsrapport,Miljøministeriet/Skov- og Naturstyrelsen: 1-52.Risager, M.A., B., 1996. Højmoser 1995. 15, DMU.Risager, M.A., B., 1997. Højmoser 1996. 46, DMU.Søchting, U., 1994. Lav viser om luften er forurenet. Kaskelot, 102.Søchting, U., 1995. Lichens as monitors of nitrogen deposition. Cryptogamic Botany, 5: 264-269.Thyssen, N.e., 1999. Nutrients in European ecosystems. 4, European Environment Agency,Copenhagen.Tybirk, K. and Bak, J., 1995. Basis for mapping of critical loads in Nordic sensitive terrestrialecosystems. TemaNord, 610: 1-69.UBA, 1996. Manual on methodologies and criterias for mapping critical levels/loads andgeographical areas where they are exceeded. Texte UmweltsBundesamt, 71/96. UBA,Berlin.van der Eerden, L.J. et al., 1997. Effects on forest ecosystems. Studies in EnvironmentalScience, 69: 83-128.Vesterholt, J., Asman, W.A.H. and Christensen, M., 2000. Kvælstofnedfald og tilbagegang forsvampe på mager bund. Svampe, 42: 53-60.Wind, P., 1994. Oversigt over botaniske lokaliteter. Status og forvaltningsbehov, Skov- ogNaturstyrelsen, København.Wind, P., 1998a. Overvågning af ekstremrigkær 1997. DMU-arbejdsrapport, 73: 1-97.Wind, P., 1998b. Overvågning af overdrev 1997. 72, DMU.Aaby, B., 1994. Monitoring Danish raised bogs. In: Grnig, A. (Ed.): Mires and Man. MireConservation in a Densely Populated Country - the Swiss Experience. Swiss FederalInst. for Forest, Snow and Landscape Research, Birmensdorf, Switzerland: 284-300.107

Bilag 4: Oversigt over parametreParameter Symbol Omtalt / metode / tabelAtmosfærisk belastning med svovl SO 4 dep O1, appendiks IIAtmosfærisk belastning med kvælstof-ilte (NO X ) NO 3 dep O1, appendiks IIAtmosfærisk belastning med ammoniak NH 4 dep O1, S1-S3, appendiks IIBaggrundsbelastning med NH Y NH Y,baggrund,dep O1Samlet baggrundsbelastning med NO x og NH Y N baggrund, dep O1, appendiks IISamlet atmosfærisk belastning med eutrofierende stoffer N tot,dep O1, S1-S3, appendiks IIProduktionen af syreneutraliserende kapacitet i jorden ved BC wT1mineralforvitringNettooptag af basekationer fra området målt som BC uT1indholdet i materiale, der fjernes over en periodeTabet af syreneutraliserende kapacitet ved udvaskning ANC l,crit T2Tålegrænse for svovl og kvælstof CL(S+N) T1Tålegrænse for ’faktisk’ forsuringCL(Ac act ) T1(fraregnet faktorer, der afhænger af drift og produktion)Maksimal tålegrænse for svovlCL max (S) T1(N dep < CL min (N))Minimums tålegrænse for kvælstofCL min (N) T1(svarer til de samlede kvælstoftab)Maksimal tålegrænse for kvælstofCL max (N) T1(S dep = 0)Tålegrænse for N som næringsstof CL nut (N) T1Tålegrænse for kvælstof ved en given S deposition CL(N⏐S dep ) O1Overskridelse af tålegrænsen for forsuring Exc(A) O1Overskridelse af tålegrænsen for eutrofiering Exc(N) O1Kvælstoffiksering N fi T1, P1Nettooptag kvælstof fra området målt som indholdet i N uT1materiale, der fjernes over en periodePermanent immobilisering af kvælstof N i, crit Skov: 5 kg N ha -1 år -1Enge og overdrev: 2 kg N ha -1 år -1Hede: 2 kg N ha -1 år -1Denitrifisering N de T1Kritisk udvaskning af kvælstof N le,crit Anbefalede værdierHede: 0-0,5 kg N ha -1 år -1Nåleskov: 0,5-3 kg N ha -1 år -1Løvskov: 2,4 kg N ha -1 år -1Produktionen af syreneutraliserende kapacitet i jorden ved BC wT2mineralforvitringNettopoptag af basekationer BC u T1t3Forholdet mellem basekationer og aluminium i(BC/Al) crit Anbefalet værdi = 1jordvæskenAfstrømning fra rodzonen Q T2, Anvendelse af hydrologiskmodelGibbsit ligevægtskonstant (Al model) K gribb 1500 m 6 eq -1Korrektionsfaktor for forskelle i emissioner S e S2Korrektionsfaktor for forskelle i vindhyppighed S v S2Korrektionsfaktor for forskelle i depositionshastighed S 1 S3108

Bilag 5ABS-GISWithin ABS-GIS the models ‘AUGIAS’ (ammonia emission model) and ‘OPS’ (ammoniadeposition model) are linked to the Geographical Information System (GIS) ArcView. Dataon agricultural activities in the study area (e.g. location of farms, number of animals),background deposition of ammonia and goals set for nature areas (e.g. critical loads) are theinput for ABS-GIS.Because of the integration of necessary data and models within one system (ABS-GIS) aneffective instrument was development with which policy makers can support the policymaking process in a quick, objective and quantitative way. The system can be applied in thefollowing ways:- accurate and detailed description of the actual and future situation with respect toammonia emission and deposition in relation to critical loads for nature- analysis of the sources of the ammonia deposition- analysis of emission abatement scenarios- analysis of the most important causes of exceedances of critical loads- optimisation of different measures with respect to emission reduction, spatialadjustments (e.g. (re)moving sources) related to nature goals- determining the cost effectiveness of different measures- applicable on a local, regional and/or national levelModels and systems in ABS-GISAUGIAS is a regional manure and ammonia emission model developed by TNO, capable ofcalculating the effects of different measures related to ammonia emission. The actual versionof the model calculates the emission from stables and storages for individual farms andemission from spreading, grazing and fertilizer on a resolution of 100 x 100 m2. Data on theindividual farms (e.g. location, number of animals) and more general statistical data (e.g.excretion factors per animal species, land use) can be used as input in the model. Theemissions from the AUGIAS model are used as an input to the dispersion and depositionmodel used in ABS-GIS.Traditionally the dispersion and deposition model that is used for these kind of studies is theOPS model. The OPS model was developed by the National Institute of Public Health andEnvironment (Bilthoven, The Netherlands). The version of the OPS model available atpresent would, however, require large amounts of calculation capacity and time in order tocalculate the deposition in area with emissions from hundreds of sources and location. It is,therefore, in its present form not suitable for quick analyses of different scenarios. For thisreason TNO developed a new calculation routine, based on the OPS model but about 10.000times faster than a normal OPS run. Still the results of the new routine and the traditionalOPS model run are almost identical (difference < 1%).The deposition calculations in ABS-GIS are performed on a resolution of 25 x 25 m2. At thishigh resolution also high local deposition levels are included in the analyses. Furthermore, arealistic representation (within the preconditions of the OPS model) of the dispersion anddeposition of ammonia in the vicinity of stables is given.109

The ABS-GIS system is developed in the GIS ArcView with extension Spatial Analyst. Spatialdata available from different sources can, therefore, be directly linked to the system.Examples are:- maps with the location of farms- maps with the location of nature areas (with their critical loads)- maps with background deposition of ammonia- maps with other sensitive objects like cities and recreation areasInput data for ABS-GISFor the calculation of the ammonia emission data are used like e.g. stable type, spreadingtechniques, manure and mineral production per animal species, volatilisation percentagesand grazing system. These data can be taken from the official national ammonia emissioncalculations, but also more regional data can be added to the calculations.When concentration measurements of ammonia are performed in the study area, they can beincluded in the overall analyses for the study area by means of the ABS-GIS system.Measurements can, among others, be used to explain differences between calculated andmeasured concentrations. At the moment TNO performs these measurements withinregional measuring networks for different provinces in the Netherlands.110