MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Miljø- og Fødevareudvalget 2019-20
MOF Alm.del Bilag 586
Offentligt

VIRKEMIDLER TIL REDUKTION AF

FOSFORBELASTNINGEN AF VANDMILJØET

Videnskabelig rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi

nr. 379

2020

AARHUS

UNIVERSITET

DCE – NATIONALT CENTER FOR MILJØ OG ENERGI

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

[Tom side]

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

VIRKEMIDLER TIL REDUKTION AF

FOSFORBELASTNINGEN AF VANDMILJØET

Videnskabelig rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi

nr. 379

2020

Redaktører:

Hans Estrup Andersen

Gitte Holton Rubæk

Berit Hasler

Brian H. Jacobsen

Aarhus Universitet, Institut for Bioscience

Aarhus Universitet, Institut for Agroøkologi

Aarhus Universitet, Institut for Miljøvidenskab

Københavns Universitet, Institut for Fødevare- og Ressourceøkonomi

AARHUS

UNIVERSITET

DCE – NATIONALT CENTER FOR MILJØ OG ENERGI

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Datablad

Serietitel og nummer:

Titel:

Redaktører:

Forfattere:

Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 379

Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet

Hans Estrup Andersen

, Gitte Holton Rubæk

, Berit Hasler

og Brian H. Jacobsen

Hans Estrup Andersen

(redaktør), Gitte Holton Rubæk

(redaktør), Berit Hasler

(redaktør) og Brian H. Jacobsen

(redaktør), Louise Martinsen

(økonomi), Goswin

Heckrath

, Preben Olsen

, Lars Juhl Munkholm

, Carl Christian Hoffmann

, Dominik

Zak

, Brian Kronvang

, Sofie G.W. van’t Veen

, Beate Strandberg

(natur og

biodiversitet), Marianne Bruus

, (natur og biodiversitet), Poul Erik Lærke

, Per

Gundersen

, Per Kudsk

(skadegørere og pesticider), Lise Nistrup Jørgensen

(skadegørere og pesticider), Nicholas Hutchings

(klima), Sara Egemose

, Kaper

Reitzel

, Henning S. Jensen

, Martin Søndergaard

, Michael Friis Pedersen

(økonomi)

Aarhus Universitet,

Institut for Bioscience,

Institut for Agroøkologi,

Institut for

Miljøvidenskab, Københavns Universitet,

Institut for Fødevare- og Ressourceøkonomi

Institut for Geovidenskab og Naturforvaltning & Syddansk Universitet,

Biologisk

Institut

Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi ©

http://dce.au.dk

Juni 2020

Maj 2020

Syddansk Universitet: Frede Østergaard Andersen, Aarhus Universitet: Uffe Jørgensen,

Elly Møller Hansen, Lars Juhl Munkholm, Gitte Blicher-Mathiesen, Hans Estrup

Andersen, Gitte Holton Rubæk, Louise Martinsen, Berit Hasler, Brian Kronvang, Carl

Christian Hoffmann, Joachim Audet, Torben Linding Lauridsen & Københavns

Universitet: Brian H. Jacobsen, Michael Friis Pedersen

Signe Jung-Madsen

Miljø- og Fødevareministeriet. Kommentarerne findes her:

http://dce2.au.dk/pub/komm/SR379_komm.pdf

Miljøstyrelsen

Andersen, H.E., Rubæk, G.H., Hasler, B. & Jacobsen, B.H. (redaktører). 2020.

Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet. Aarhus Universitet, DCE

– Nationalt Center for Miljø og Energi, 284 s. - Videnskabelig rapport nr. 379

http://dce2.au.dk/pub/SR379.pdf

Gengivelse tilladt med tydelig kildeangivelse

Sammenfatning:

Rapporten er et katalog over virkemidler, som kan målrettes til de områder, hvor

både risikoen for fosfortab er stor, og hvor vandmiljøet er fosforfølsomt. Virkemidlerne

kan anvendes i en målrettet fosforindsats i de kommende vandområdeplaner 2021-

2027. Kataloget indeholder samtidig forslag til afværgeforanstaltninger mod

fosfortab i den nationale vådområdeindsats.

Fosfor, virkemidler, afværgeforanstaltninger, vandplaner

Grafisk Værksted, AU Silkeborg

Gitte Holton Rubæk

978-87-7156- 494-5

2244-9981

284

Rapporten er tilgængelig i elektronisk format (pdf) som

http://dce2.au.dk/pub/SR379.pdf

Institutioner:

Udgiver:

URL:

Udgivelsesår:

Redaktion afsluttet:

Faglig kommentering:

Kvalitetssikring, DCE:

Ekstern kommentering:

Finansiel støtte:

Bedes citeret:

Emneord:

Layout:

Foto forside:

ISBN:

ISSN (elektronisk):

Sideantal:

Internetversion:

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Indhold

Forord

Sammenfatning

Konceptet for virkemiddelkataloget

Anvendelse af fosforvirkemidler i kombination med

kortlægningen af risikoområder for fosfortab

Virkemidler

Permanent plantedække på erosionstruede arealer og som

barriere i landskabet

Negativ fosforbalance (målrettet undergødskning med fosfor)

Skovrejsning

Gips og strukturkalk

Kørespor på marker – tilgange til modvirkning af deres

negative miljøkonsekvenser

Sedimentationsbassiner på marken som tiltag mod fosfortab

ved erosion

Optimering af jordbearbejdning, fx pløjeretning, - tidspunkt og

bearbejdningsintensitet, pløjefri dyrkning

Minivådområder med åben vandflade

Minivådområder med filtermatrice

Intelligente BufferZoner (IBZ)

Drænfiltersystem til hoveddræn

Mættede randzoner

Etablering af vådområde

Paludikultur

Fjernelse af biomasse i randzoner og engarealer

Dybdepløjning før etablering af sø/vådområde

Forbehandling af jordoverfladen før etablering af

sø/vådområde/bufferzone

Fjernelse af topjord før etablering af vådområde

Målrettede, brede og tørre randzoner

Fosfor-vådområder (P-ådale)

Træer langs vandløb mod brinkerosion

Okkerfældningsbassiner

Aluminium-behandling af søer

Iltning af søvand

Opfiskning af fredfisk

Phoslock-behandling af søer

Fjernelse af sediment fra søer

Forbud mod andefodring

Regulering af gæs og andre vandfugle

104

118

132

140

146

156

161

169

173

179

185

198

210

220

229

237

243

249

258

262

265

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Bilag 1. Beregning af indkomsttab ved arealvirkemidler – metodisk

tilgang, justeringer og underliggende antagelser

268

Metodiske tilgange

Beregning af gennemsnitligt indkomsttab

Sammenligning mellem opgørelsesmetoder

268

272

280

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Forord

Det foreliggende katalog beskriver virkemidler, som kan målrettes til de om-

råder, hvor både risikoen for fosfortab er stor, og hvor vandmiljøet er fosfor-

følsomt. Virkemidlerne kan anvendes i en målrettet fosforindsats i de kom-

mende vandområdeplaner 2021-2027. Kataloget indeholder samtidig forslag

til afværgeforanstaltninger mod fosfortab i den nationale vådområdeindsats.

Der er altså tale om konkrete virkemidler med en kvantificerbar effekt på fos-

fortab til vandmiljøet og med en effekt inden for en kortere tidshorisont, dvs.

inden for vandområdeplanernes virkeperiode. Der er hermed foretaget en af-

grænsning mod de gældende fosforlofter i medfør af husdyrbrugsloven, som

har et langt sigte mod at begrænse fosforakkumulering i jorden, men som ikke

umiddelbart kan kvantificeres i en effekt på fosfortabet. Af samme grund er

en række vigtige tiltag vedrørende husdyr og husdyrgødning, som også på

langt sigt kan minimere fosforakkumuleringen i jorden, ikke medtaget. Det

drejer sig om fytasetilsætning til foder, reduceret brug af foderfosfater, for-

bedret fodringseffektivitet og tiltag, der øger muligheden for bedre fordeling

af husdyrgødningen. Disse tiltag er grundigt beskrevet i Poulsen et al. (2019).

Komplekse dyrkningssystemer som

conservation agriculture

og økologisk jord-

brug indgår ikke som selvstændige virkemidler i kataloget, idet disse syste-

mer indeholder elementer, som både kan have en negativ og en positiv effekt

på fosfortab. De falder dermed uden for konceptet for virkemiddelbeskrivel-

sen, hvor det er tilstræbt, at virkemidlerne er målrettede, så de så præcist som

muligt reducerer en eller flere væsentlige risikofaktorer for fosfortabet. Nogle

af de elementer, der typisk indgår i

conservation agriculture,

og som kan med-

virke til at reducere fosfortabet, er derfor beskrevet i kataloget, f.eks. optime-

ring af jordbearbejdning. Tilsvarende er visse elementer, der kan indgå i øko-

logisk jordbrug, og som kan reducere potentialet for fosfortab, beskrevet i

f.eks. undergødskning med fosfor, som er en situation, der etableres på øko-

logiske bedrifter, der undlader eller begrænser import af organiske gødninger

herunder konventionel husdyrgødning (Hermansen, 2015).

Den virkemiddeleffekt, som beskrives i kataloget, er den umiddelbare effekt

på tabet til overfladevand (vandløb, sø). Virkemiddeleffekten vurderet ved

havstokken kan være mindre på grund af fosfortilbageholdelse ved forskel-

lige retentionsprocesser under transporten i overfladevandssystemerne.

Med hensyn til fosfortab til vand er fokus udelukkende på det diffuse tab af

fosfor. Kataloget indeholder dermed ikke virkemidler mod fosfortab via spil-

devand eller andre punktkilder. Disse er beskrevet i et selvstændigt virkemid-

delkatalog (COWI, 2019).

Marine virkemidler er også beskrevet i et selvstændigt katalog (Bruhn et al.,

2020). I modsætning til virkemidlerne beskrevet i nærværende katalog forhin-

drer marine virkemidler ikke næringssalte i at komme ud i det marine miljø,

men de kan medvirke til at forbedre miljøtilstanden i den marine recipient

enten ved at næringsstoffer fjernes/bindes eller ved at påvirke de biologiske

kvalitetselementer (f.eks. ved at skabe bedre vækstbetingelser for ålegræs).

Marine virkemidler er placeret langt fra de primære kilder. Det bevirker, at

næringsstofferne kan påvirke bl.a. grundvand, vandløb og søer, inden de fjer-

nes/immobiliseres i den marine recipient. Marine virkemidler kan under

visse omstændigheder være en forudsætning for opnåelse af god økologisk

tilstand i det marine miljø, fordi de skader, som er sket på vandmiljøet, ikke

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

er reversible inden for tidsrammen af Vandrammedirektivet uden brug af ma-

rine virkemidler. De marine virkemidler omfatter opdræt af muslinger, dyrk-

ning af makroalger, udplantning af ålegræs, sand capping og stenrev.

Der er en tæt kobling mellem virkemidlerne mod diffuse fosfortab og kort-

lægningen af risikoområder for fosfortab, da kortlægningen er en forudsæt-

ning for en målrettet brug af virkemidlerne. Risikokortlægningen beskriver

samtidig det arealmæssige potentiale for en række af virkemidlerne. Kortlæg-

ningen af risikoområder foretages i projektet

Fosforkortlægning af dyrkningsjord

og vandområder i Danmark

(afsluttet 2020).

Udvælgelsen af virkemidler, der er indeholdt i kataloget, er foretaget på bag-

grund af en bruttoliste over mulige virkemidler. Virkemidler, hvor effekten

på fosfortab til vandmiljø kan kvantificeres, og hvor der derfor kan laves om-

kostningseffektivitetsberegninger, er prioriteret højest. Dernæst er der ud-

valgt virkemidler, hvor datagrundlaget for fastsættelsen af effekten på fosfor-

tab til vandmiljø er spinkel og kun tillader angivelse af en omtrentlig størrel-

sesorden, og hvor omkostningseffektiviteten ikke kan opgøres. Endelig er

medtaget enkelte virkemidler, som teoretisk set forventes at have effekt, men

hvor der p.t. ikke findes et datagrundlag, der kan danne basis for en præcis

beskrivelse og effektfastsættelse. Omkostningseffektiviteten for disse virke-

midler kan naturligvis heller ikke opgøres.

Beskrivelsen af de enkelte virkemidler følger alle den samme skabelon:

•

Funktion og anvendelse

Effekt på fosfortab

Forudsætninger og potentiale

Udfordringer i forhold til kontrol og administration

Sideeffekter

Kvælstof

Klima

Natur og biodiversitet

Skadegørere og pesticider

Økonomi.

Virkemiddelkataloget er finansieret af Miljø- og Fødevareministeriet

(MFVM). Selve arbejdet med kataloget er udført af medarbejdere fra Syd-

dansk Universitet (SDU), Københavns Universitet (KU) og Aarhus Universi-

tet (AU) med Aarhus Universitet som projektleder. Arbejdet har været fulgt

af en styregruppe bestående af Harley Bundgaard (MFVM), Lidde Bagge Jen-

sen (MFVM), Morten Ejrnæs (MFVM), Johnny Machon (MVFM), Susanne

Hjuler (MFVM), Ivan Karottki (MFVM), Henriette Hossy (MFVM), Berit Has-

ler (AU), Brian H. Jacobsen (KU), Jørgen Eriksen (AU), Gitte Holton Rubæk

(AU) og Hans Estrup Andersen (AU). Styregruppens opgave har været at

sikre arbejdets fremdrift. Følgegruppe for arbejdet har været det nedsatte

’Partnerskab for vidensopbygning om virkemidler og arealregulering’. Dette

partnerskab består af relevante forskningsorganisationer, myndigheder, inte-

resseorganisationer, konsulentvirksomheder og landbrugserhvervet. Følge-

gruppens opgave har været at levere faglige indspil til arbejdet.

Udkast til kataloget har været i høring hos både MFVM og i følgegruppen.

Høringskommentarer og håndtering af kommentarerne kan ses på

http://dce2.au.dk/pub/komm/SR379_komm.pdf.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Sammenfatning

Denne rapport er et katalog over virkemidler til reduktion af diffuse fosfortab

til vandmiljøet. Virkemidlerne er beskrevet med henblik på eventuel anven-

delse ved en målrettet fosforindsats i forbindelse med de kommende vand-

områdeplaner for 2021-2027. Kataloget indeholder også forslag til afværgefor-

anstaltninger mod fosfortab i den nationale vådområdeindsats. De enkelte

virkemidler er beskrevet grundigt i selvstændige afsnit af eksperter på områ-

det. Konceptet for, hvordan virkemidlerne kan implementeres i risikoområ-

der for fosfortab, og for hvordan sideeffekter og omkostninger er vurderet, er

beskrevet i det indledende kapitel.

I Tabel S1 er samlet en oversigt i meget kort form om de enkelte virkemidler.

Det er nødvendigt at læse den fulde beskrivelse af virkemidlerne for at få et

samlet billede af virkning, potentiale, forbehold osv.

Tabel S2 giver et samlet overblik over sideeffekterne med hensyn til kvælstof,

klima, natur og biodiversitet samt skadegørere og pesticider. Effekterne er

kvalitativt angivet med plus, minus og nul, som angiver henholdsvis gunstig,

ugunstig og neutral virkning med hensyn til den miljømæssige sideeffekt. Der

kan være stor forskel i de angivne positive eller negative effekter, og der hen-

vises til beskrivelsen af de enkelte virkemidler for at få en mere nuanceret

vurdering af sideeffekterne.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Tabel S1.

Årlige fosforeffekter i form af estimeret, reduceret fosfortab, sikkerhed i forhold til estimeret fosforeffekt, samt budget- og velfærdsøkonomiske omkostninger for hvert virkemiddel. IV

angiver, at værdien ikke er vurderet. Sikkerheden på P-effekt-estimaterne er vurderet på følgende måde:

*** Estimaterne anses for rimeligt sikre og er baseret på et velafprøvet datagrundlag.

** Estimaterne anses for noget usikre og er baseret på ekspertskøn med et foreløbigt datagrundlag.

Estimaterne anses for usikre og er baseret på ekspertskøn uden væsentligt datagrundlag.

Virkemiddel

Reference-praksis

Årlig P-effekt

Sikker-

hed ift.

P-effekt

Permanent plante-

dække på erosionstru-

ede arealer og som

barriere i landskabet

Negativ fosforbalance

(målrettet undergødsk-

ning med fosfor)

Gødskning med P til ba-

lance

0,1/0,44 kg P/ha for områder med høj erosionsri-

siko (undergødskning med 10/20 kg P/ha i 10/20

år).

0,05/0,22 kg P/ha på arealer med høj risiko for

dræntab via makroporer (undergødskning med

10/20 kg P/ha i 10/20 år).

Skovrejsning

Mark i omdrift

2 kg P/ha på arealer med høj erosionsrisiko;

***

1.495/578 Lerjord/sandjord

ved høj erosionsrisiko

0,25-0,5 kg P/ha på arealer med høj risiko for tab

via makroporer til dræn

Gips og strukturkalk

Kørespor på marker –

tilgange til modvirkning

af deres negative miljø-

konsekvenser

Sedimentationsbassiner

på marken som erosi-

onstiltag mod fosfortab

ved erosion

Mark i omdrift, Ingen tiltag

mod fosfortab via erosion

Mark i omdrift, ingen P vir-

kemidler implementeret

Mark i omdrift, ingen tiltag

mod erosion

7.475/2.890 lerjord/sand-

jord ved høj risiko for tab

via makroporer

1.914/740 Lerjord/sandjord ved

høj erosionsrisiko

9.570/3.700

lerjord/sandjord ved høj risiko for

tab via makroporer

1.000/455

1.280/582

500/227

640/291

Mark i omdrift, uden andre

virkemidler mod erosion

1,6-2 kg P/ha på særligt udvalgte områder med høj

erosionsrisiko (områder med stor hældning og tem-

porære vandveje i marken)

***

Budget-økonomisk

omkostning

kr./ kg P

908 – 1.136

Velfærds-økonomisk

omkostning

kr./ kg P

1.163 – 1.455

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Optimering af jordbear-

bejdning, fx pløjeret-

ning, - tidspunkt og be-

arbejdningsintensitet,

pløjefri dyrkning

Mark i omdrift med traditio-

nel jordbearbejdning

0-1,5 kg P/ha ved reduceret jordbearbejdning på

områder med erosion

0-1,8 kg P/ha ved direkte såning på områder med

erosion

- 967 ved reduceret jordbe-

arbejdning,

-1.233 ved direkte såning

- 1.240 ved reduceret jordbear-

bejdning,

-1.578 ved direkte såning

Minivådområder med

åben vandflade

filtermatrice

(IBZ)

Ingen tiltag mod tab via

dræn, jord i omdrift

Ingen tiltag mod tab via

dræn, jord i omdrift

Ingen tiltag mod tab via

dræn, jord i omdrift

Ingen tiltag mod tab via

dræn, jord i omdrift

Ingen tiltag mod tab via

dræn, jord i omdrift

Jord i landbrugsmæssig

drift

Matrixudvaskning: 0,03 – 0,325 kg P/ha

Makroporetab: 0,025 – 0,65 kg P/ha

Matrixudvaskning: 0,01 – 0,1 kg P/ha

Makroporetab: 0,01 – 0,2 kg P/ha

Erosion: 0,1 – 2 kg P/ha

Matrixudvaskning: 0,03 – 0,35 kg P/ha Makropore-

tab: 0,03 – 0,7 kg P/ha

Overrisling med drænvand: - 0,05 kg P/ha

Overrisling med drænvand og oversvømmelse af

vandløbsvand: 4,35 kg P/ha

Genetablerede søer: 2,33 kg P/ha

***

1.550 – 52.948

775 – 52.948

8.744-152.975

4.372-152.975

397 – 12.633

2.268 – 42.109

1.134 – 42.109

1.985 – 67.774

992 – 67.774

11.192-195.808

5.596-195.808

508 – 16.170

2.903 – 53.899

1.451 – 53.899

1.580

2.950

Minivådområder med

Intelligente bufferzoner

Drænfilter

Mættet randzone

Etablering af vådom-

råde

1.234

2.304

Paludikultur

Fjernelse af biomasse i

randzoner og engarea-

ler

Traditionel landbrugsdrift

på drænet tørvejord

Ingen biomasse-høst i

randzone og engareal

Ingen dybdepløjning før

etablering

Ingen forbehandling før

etablering

Dybdepløjning før etab-

lering af sø/vådområde

Forbehandling af jord-

overfladen før etable-

ring af sø/vådom-

råde/bufferzone

Fjernelse af topjord før

etablering af vådom-

råde

Ingen fjernelse af topjord

før etablering

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Målrettede, brede og

tørre randzoner

Mark i omdrift

0,45 eller 0,93 kg P/100 m randzone (bredde 10 m,

tilførsel 1,5 kg P, hhv. med og uden eksisterende 2

m dyrkningsfri bræmme).

0,65 eller 1,13 kg P/100 m randzone (bredde 20 m,

tilførsel 1,5 kg P, hhv. med og uden eksisterende 2

m dyrkningsfri bræmme)

***

606 / 367

776 / 469

952 / 606

1218 / 776

Fosforvådområder (P-

ådale)

Træer langs vandløb

mod brinkerosion

Okkerfældningsbassi-

ner

Aluminium-behandling

af søer

Iltning af søvand

Opfiskning af fredfisk

Phoslock-behandling af

søer

Fjernelse af sediment

Forbud mod andefod-

ring

Regulering af gæs og

andre vandfugle

Ingen oversvømmelser

Lav bevoksning langs

vandløb

Ingen okkerfældning

Ingen behandling

Ingen iltning

Ingen opfiskning

Ingen behandling

Ingen fjernelse

Intet forbud

Ingen regulering

150 – 1.800 kg/km vandløb

3,2 – 7,6 kg P/km vandløb

140 kg P/ha anlæg

57,5 kg P/ha behandlet søareal

0.7 – 1.4 kg P/ha

57,5 kg P/ha behandlet søareal

***

118 - 580

100 - 910

868

557 – 1.454

1.958 – 21.369

1.467 – 2.261

151 - 743

128 – 1.164

1.111

713 – 1.861

2.506– 27.353

1.878 – 2.894

For erosionstab

For tab via makroporer til dræn

Effekten er beregnet pr. ha oplandsareal.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Tabel S2.

Sideeffekter vedrørende kvælstof, klima, natur og biodiversitet samt skadegørere og pesticider for hvert virkemiddel. Gunstig virkning (virkemidlet medfører en reduktion af den afledte

miljøeffekt) er markeret med ’+’; ugunstig virkning (den afledte miljøeffekt øges) er markeret med ’-’; og neutral eller marginal virkning er angivet med ’0’. IV angiver, at værdien ikke er vurderet.

Virkemiddel

Permanent plantedække på erosionstruede arealer og som barriere i landskabet

Negativ fosforbalance (målrettet undergødskning med fosfor)

Skovrejsning

Gips og strukturkalk

Kørespor på marker – tilgange til modvirkning af deres negative miljø-konsekvenser

Sedimentationsbassiner på marken som erosionstiltag mod fosfortab ved erosion

Optimering af jordbearbejdning, fx pløjeretning, - tidspunkt og bearbejdningsintensitet,

pløjefri dyrkning

Minivådområder med åben vandflade

Minivådområder med filtermatrice

Intelligente bufferzoner (IBZ)

Drænfilter

Mættet randzone

Etablering af vådområde

Paludikultur

Fjernelse af biomasse i randzoner og engarealer

Dybdepløjning før etablering af sø/vådområde

Forbehandling af jordoverfladen før etablering af sø/vådområde/bufferzone

Fjernelse af topjord før etablering af vådområde

Målrettede, brede og tørre randzoner

Fosforvådområder (P-ådale)

Træer langs vandløb mod brinkerosion

Okkerfældningsbassiner

Aluminium-behandling af søer

Iltning af søvand

Opfiskning af fredfisk

Phoslock-behandling af søer

Fjernelse af sediment

Forbud mod andefodring

Regulering af gæs og andre vandfugle

(+)

(-)

(+)

Kvælstof

(+)

Klima

Natur og biodiversitet Skadegørere og pesticider

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Konceptet for virkemiddelkataloget

Hans Estrup Andersen

, Gitte Holton Rubæk

, Beate Strandberg

(natur og biodiver-

sitet), Marianne Bruus

(natur og biodiversitet), Nicholas Hutchings

(klima), Louise

Martinsen

(økonomi), Berit Hasler

(økonomi), Brian H. Jacobsen

(økonomi) og Mi-

chael Friis Pedersen

(økonomi)

Fagfællebedømmelse: Gitte Blicher-Mathiesen

Bioscience, AU

Agroøkologi, AU

Fødevare- og Ressourceøkonomi, KU

Miljøvidenskab, AU

Introduktion: Fosfors vej fra mark til hav

Dansk landbrugsjord er gennem tiderne tilført fosfor i overskud. Dette fosfor

er altovervejende akkumuleret i landbrugsjorden og udgør i dag den væsent-

ligste kilde til fosfortab fra landbruget. Det tab af fosfor, der sker fra dyrk-

ningslaget i dag, styres derfor i langt højere grad af dyrkningshistorien end af

det nyligt tilførte gødningsfosfor (Andersen et al., 2016, Poulsen et al., 2019,

Poulsen og Rubæk, 2005).

Fosfor kan tabes fra landbrugsarealet via erosion og overfladisk afstrømning

af vand fra markerne til vandløbssystemet. Det kan også tabes med vand, der

strømmer af underjordisk. Tabene via underjordisk afstrømning kan inddeles

i to forskellige typer: (i) makroporetransport: hurtigt afstrømmende vand, der

i forbindelse med kraftige afstrømningshændelser løber i jordens makroporer

ned til et dræn og herfra videre til vandløbssystemet, (ii) matrixudvaskning:

langsommere, jævn afstrømning i jordens mindre porer, der giver gode betin-

gelser for binding af fosfor til jordens bestanddele, men også for frigivelse af

bundet fosfor, hvis betingelserne herfor er tilstede (van der Salm et al., 2011).

Fosforbidraget fra det åbne land i Danmark er i størrelsesordenen 0,4 kg P/ha

(Poulsen & Rubæk, 2005). Åbent land-bidraget omfatter både dyrkningsrela-

terede tab og det tab, som sker ved erosion af vandløbsbrinkerne samt bidrag

af naturligt forekommende fosfor i grundvand. Bidraget fra brinkerne er tid-

ligere estimeret til at udgøre omkring halvdelen af bidraget fra det åbne land

(Poulsen & Rubæk, 2005). Det betyder, at tabet fra det egentlige dyrkede areal

er i en størrelsesorden, der rent agronomisk er uden betydning for landman-

dens mulighed for at dyrke jorden. I 2017 blev dyrkningsjorden gennemsnit-

ligt tilført 27,7 kg P/ha overvejende med handels- og husdyrgødning, mens

der blev høstet 21,3 kg P/ha (Blicher-Mathiesen et al., 2019). Gennemsnitligt

findes der en pulje på 4,6 t P/ha i jorden inden for rodzonen på det dyrkede

areal (Poulsen & Rubæk, 2005).

Det er vigtigt at bemærke, at de talstørrelser, der er nævnt ovenfor, er gen-

nemsnitsbetragtninger, som dækker over en meget stor stedlig variation. Der

vil findes ganske mange arealer, der kun bidrager ubetydeligt til det samlede

fosfortab, og derfor også særlige arealer, der giver et væsentligt større bidrag.

De sidstnævnte arealer kan betragtes som områder med stor risiko for fosfor-

tab (risikoområder). Hvis disse arealer og tabsvejene herfra kan identificeres

i landskabet, kan indsatsen mod tab af fosfor til vandmiljøet rettes mod netop

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

disse arealer med de relevante virkemidler, hvorved der kan opnås langt

bedre effekt og omkostningseffektivitet (Andersen & Kronvang, 2006). Virke-

midlerne mod diffuse fosfortab i dette katalog er derfor tiltænkt at skulle an-

vendes på risikoområder for fosfortab. Virkemidlerne beskrives således, at

det fremgår hvilken eller hvilke tabsveje, de virker mod, så der kan vælges et

virkemiddel, der virker mod netop den tabsvej, som anses for dominerende i

et givent risikoområde.

I dyrkede såvel som i naturlige økosystemer findes fosfor som fosfat. Fosfat-

ionen er meget reaktionsvillig og binder sig gerne til jordens faste bestanddele

og findes derfor kun i meget beskedent omfang som opløst fosfat i jordvæ-

sken. Herved adskiller næringsstoffet fosfor sig væsentligt fra kvælstof, hvor

nitrat-ionen er letopløselig og primært vil være at finde i jordvæsken. En an-

den væsentlig forskel mellem fosfor og kvælstofkredsløbene i økosystemer er,

at fosforkredsløbet ikke omfatter udvekslinger af gasser med atmosfæren.

Fosfor, der tilføres landbrugsjorden, kan tilbageholdes mange steder på dets vej

til havet. For fosfor er denne tilbageholdelse (retention) typisk meget betydelig

og langvarig. Tilbageholdelsen sker først og fremmest i de øverste lag af den

jord, som gødningsfosforet tilføres, men det fosfor, som tabes fra dyrkningsla-

get, kan også tilbageholdes mange andre steder på dets vej til havet, for eksem-

pel i underjorden, randzoner, brinker, vådområder, vandløb og søer.

I alle miljøer kan tilbageholdt fosfor (bundet til jordpartikler eller optaget i

biomassen) også frigives igen f.eks. ved mineralisering af fosfor bundet i or-

ganisk materiale eller ved kemisk frigørelse af fosfor bundet til jernforbindel-

ser, når der opstår reducerende forhold f.eks. ved permanent vandmætning

af jord (Forsmann & Kjærgaard, 2014).

Gruppering af virkemidler

Virkemidler mod fosfortab kan iværksættes forskellige steder på vejen fra det

øverste dyrkningslag af landbrugsjorden til det marine miljø (Figur 1). I denne

rapport er virkemidlerne grupperet efter, hvor de sættes ind: 1. virkemidler

på dyrkningsfladen (højbund), 2. drænvirkemidler, 3. virkemidler i lavbunds-

områder/vådområder, 4. virkemidler i/langs vandløb og 5. virkemidler i

søer. I de efterfølgende afsnit beskrives kort funktion og samspil mellem vir-

kemidlerne inden for hver af disse grupper, hvorefter samspil mellem grup-

perne af virkemidler berøres.

Virkemidler på dyrkningsfladen

Denne gruppe omfatter syv virkemidler, som kan sættes ind på dyrkningsfla-

den. Mange af disse retter sig alene mod fosfortab via erosion (permanent

plantedække på erosionstruede arealer, undlade sprøjtespor eller bearbejde

disse, sedimentationsbassiner på marker med erosion), mens andre også har

effekt i større eller mindre omfang på tab via udvaskning (negativ P-balance,

skovrejsning, gips og strukturkalkning, optimering af jordbearbejdning). Det

er i sagens natur altafgørende for at opnå effekt, at virkemidlerne sættes ind

på arealer, der har risiko for tab via den eller de tabsveje, som de er rettet

imod. I denne gruppe af virkemidler vil nogle virkemidler ikke kunne kom-

bineres med andre (skovrejsning). Derimod kan negativ P balance kombine-

res med de øvrige virkemidler i gruppen, men effekten vil ikke nødvendigvis

være fuldtud additiv. Skovrejsning som virkemiddel adskiller sig fra de øv-

rige i denne gruppe ved at implementering af virkemidlet vil bevirke, at jor-

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

den ikke længere vil indgå som dyrkningsareal. Virkemidler på dyrkningsfla-

den vil typisk blive implementeret på hele marken med undtagelse af virke-

midlet sedimentationsbassiner på marker med erosion og permanent plante-

dække på erosionstruede arealer, som kun vil lægge beslag på en mindre del

af marken. Effekten af de enkelte virkemidler i denne gruppe er skønnet som

en procentvis reduktion af fosfortabet fra det risikoområde, virkemidlet er ret-

tet imod. I det nedenstående afsnit

Kvantificering af virkemidlers effekt på fosfor-

tab

redegøres for, hvordan man ved at kombinere virkemiddel med risikoom-

råde kan få et kvantitativt estimat (kg P/ha) på virkemidlets effekt på fosfor-

tab. Effekten af virkemidlerne i gruppen vil være umiddelbar med undtagelse

af virkemidlerne negativ P-balance og skovrejsning. Fuld effekt af skovrejs-

ning opnås efter ca. 20 år, mens effekten af negativ P-balance stiger med an-

tallet af år, virkemidlet praktiseres.

Figur 1.

Placering af virkemidler i landskabet.

Drænvirkemidler

Drænvirkemidler omfatter fem virkemidler: åbne mini-vådområder, lukkede

matrice-mini-vådområder, intelligente bufferzoner, drænfiltersystemer og

mættede randzoner. Drænvirkemidlerne opfanger og behandler drænvand før

den videre transport mod recipienten. Effekten på fosfortab sker dels ved sedi-

mentation af partikulært bundet fosfor (åbne mini-vådområder, intelligente

randzoner), dels ved optag af opløst uorganisk fosfor i og efterfølgende høst af

plantebiomasse (åbne mini-vådområder, intelligente randzoner) samt ved sorp-

tion af opløst uorganisk fosfor til frie bindingsflader i anlæggets sediment (åbne

og lukkede mini-vådområder, intelligente randzoner) eller filtermatrice (dræn-

filtersystemer). Virkemidlerne kan placeres i randzoner langs vandløb (intelli-

gente randzoner, mættede randzoner) eller både i randzoner samt på et pas-

sende sted i drænsystemet. Størst effekt af virkemidlerne fås ved at målrette

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

dem mod dræn med høj fosfortransport. Virkemidlerne kan substituere hinan-

den, dog vil intelligente randzoner også kunne supplere mini-vådområder, da

intelligente randzoner typisk etableres på mindre drænsystemer (<25 ha) med

relativt stor terrænhældning (>4

) i den nedre del på marken mod vandløb og

sø. Effekten af de enkelte virkemidler i denne gruppe er skønnet som en pro-

centvis reduktion af fosfortabet fra det risikoområde, virkemidlet er rettet imod.

I det nedenstående afsnit Kvantificering af virkemidlers effekt på fosfortab re-

degøres for, hvordan man ved at kombinere virkemiddel med risikoområde

kan få et kvantitativt estimat (kg P/ha) på virkemidlets effekt på fosfortab. Ef-

fekten af virkemidlerne i gruppen vil være umiddelbar.

Virkemidler i lavbundsområder/vådområder og afværgeforanstaltninger

Det grundlæggende virkemiddel er etablering af vådområde. De øvrige vir-

kemidler i gruppen kan betragtes som afværgeforanstaltninger, der kan

iværksættes forud for etablering af vådområdet med henblik på at mindske

den initiale fosforudledning fra dette (fjernelse af biomasse før etablering af

vådområde, dybdepløjning før etablering af vådområde, tilsætning af P-sor-

benter før etablering af vådområde, fjernelse af topjord før etablering af våd-

område). Virkemidlet paludikultur, hvor der høstes plantemateriale i et våd-

område og derved fjernes næringsstoffer, er en ekstra foranstaltning, der kan

iværksættes i etablerede vådområder ”i drift”. Teoretisk set vil flere af disse

afværgeforanstaltninger kunne kombineres. Effekten på fosfortabet af at etab-

lere et vådområde er opgjort kvantitativt per arealenhed og relativt som en

procentuel fjernelse af fosfortransporten ind i vådområdet. Tidshorisonten,

for hvornår et etableret vådområde tilbageholder fosfor, afhænger af tidligere

dyrkningshistorik, fordelingen mellem jordens forskellige fosforfraktioner,

iltforhold mm. og er derfor svær præcist at forudsige. Det forventes, at alle

retablerede vådområder på sigt vil tilbageholde fosfor.

Virkemidler i/langs vandløb

Denne virkemiddelgruppe omfatter virkemidlerne fosfor-vådområder (eller

P-ådale), målrettet tør randzone, træer langs vandløb mod brinkerosion, og

fosfortilbageholdelse i okkerfældningsbassiner. Fosfor-vådområder og okker-

fældningsbassiner retter sig mod at opfange fosfor, som allerede er tabt til

vandmiljøet, og befinder sig i transport i et vandløb. Disse to virkemidler kan

principielt substituere hinanden i det omfang de fysiske forhold, der er nød-

vendige for etablering af hvert af virkemidlerne er til stede. Randzoner er mål-

rettet mod risikoområder for jorderosion på dyrkningsfladen, mens træer

langs vandløb er rettet mod erosion af selve vandløbsbrinken. Effekten på fos-

fortab af fosfor-vådområder er opgjort kvantitativt per arealenhed (kg P/ha).

For okkerfældningsbassiner er effekten opgjort som en procentuel reduktion

af indløbskoncentrationen, dvs. koncentrationen i vandløbsvandet. Effekten

af randzoner og træer langs vandløb er opgjort som en procentuel reduktion

af hhv. fosfortabet fra et erosionsrisikoområde på dyrkningsfladen og fosfor-

tabet ved brinkerosion. For disse to virkemidler er der i det nedenstående af-

snit

Kvantificering af virkemidlers effekt på fosfortab

redegjort for, hvordan man

ved at kombinere virkemiddel med risikoområde kan få et kvantitativt esti-

mat udtrykt som kg P/ha på virkemidlets effekt på fosfortab. Effekten af vir-

kemidlerne er umiddelbar med undtagelse af træer langs vandløb, hvor ef-

fekten først kan forventes efter 10 – 20 år.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Virkemidler i søer

Søvirkemidler omfatter fosforfældning med aluminium, iltning af søvand,

opfiskning af skidtfisk, Phoslock-behandling af søer, fjernelse af sediment,

forbud mod andefodring samt regulering af vandfugle. Søvirkemidler er pla-

ceret i søen og sigter mod at bedre den økologiske tilstand i søen, men vil også

reducere den nedstrøms transport af fosfor. Fosforfældning med aluminium

eller Phoslock samt iltning er tekniske indgreb, der binder fosfor. Fjernelse af

næringsrigt sediment har til hensigt at reducere den interne fosforbelastning.

Opfiskning af skidtfisk er biomanipulation, dvs. et indgreb i den økologiske

struktur. Både forbud mod andefordring og regulering af vandfugle har til

formål at reducere den eksterne tilførsel af fosfor til søen. Virkemidlerne kan

substituere hinanden, men en additiv effekt kan opnås ved at kombinere vir-

kemidler, f.eks. opfiskning af skidtfisk i forbindelse med enten iltning eller

fosforfældning med aluminium eller Phoslock. En reduktion af den eksterne

tilførsel af fosfor er ofte en forudsætning for et godt og blivende resultat af

søvirkemidlerne. Virkemidlerne har alle en umiddelbar effekt på fosforind-

holdet i søen og dermed på den nedstrøms transport af fosfor.

Samspil mellem grupperne af virkemidler

For alle virkemidler gælder, at der kan kombineres mellem grupperne. Speci-

elt for søvirkemidlerne gælder, at et blivende resultat ofte forudsætter en re-

duktion af den eksterne tilførsel. Derfor vil en opstrøms anvendelse af et eller

flere af de øvrige virkemidler virke synergetisk. For de øvrige virkemidler

gælder, at en kombination af virkemidler mellem grupperne indenfor et op-

land øger den samlede kvantitative effekt. Dog vil virkemidler anvendt på

dyrkningsfladen reducere den absolutte effekt af drænvirkemidler anvendt

på det samme areal. Virkemidler anvendt opstrøms vil ’skygge’ for virkemid-

lerne fosfor-vådområder og okkerfældningsbassiner, hvorved effektiviteten

af sidstnævnte reduceres.

Kvantificering af virkemidlers effekt på fosfortab

Som det fremgår af afsnittet

Gruppering af virkemidler

er effekten på fosfortab

bestemt og angivet på forskellig vis. For en række virkemidler rettet mod ri-

sikoområder på det dyrkede areal samt mod brinkerosion er effekten angivet

som en procentvis reduktion af fosfortabet. Dette skyldes ønsket om at kunne

generalisere virkemiddeleffekten ud over de lokale betingelser, hvorunder ef-

fekterne er målt. Det har den konsekvens i brugen af virkemidlerne, at man

for et givet område må kende fosfortabet for at kunne beregne den kvantita-

tive effekt af et virkemiddel (kg fosfor) og for at kunne beregne omkostnings-

effektiviteten (kr. pr kg fosfor). I denne rapport anvender vi i lighed med An-

dersen et al. (2009) nedenstående matrice over estimerede fosfortab ad enkelte

transportveje opdelt på risikoklasser, tabel 1.1, som et nødvendigt udgangs-

punkt for de økonomiske beregninger. Disse tabsniveauer er baseret på (de

få) danske målinger og suppleret af ekspertskøn byggende på den udenland-

ske litteratur. Desuden er tabsniveauerne kalibreret mod betydningen af de

enkelte tabsveje på landsniveau anslået af Poulsen og Rubæk (2005). I projek-

tet ’Fosforkortlægning af dyrkningsjord og vandområder i Danmark’ (Ander-

sen & Heckrath, 2020) kortlægges fosfortab ad de enkelte transportveje på en

kontinuert skala og er altså ikke i modsætning til tabel 1.2 begrænset til at

udtrykke tab ved f.eks. erosion som 0, 0,1 eller 2 kg P/ha/år.

Tabel 1.2 opsummerer den procentvise reduktion af det estimerede tab for de

virkemidler, hvor effektfastsættelsen beror på den ovenfor skitserede tilgang

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

til at estimere tab. Ved at kombinere oplysningerne i tabel 1.1 og tabel 1.2 kan

effekten af virkemidlerne kvantificeres. Det arealmæssige potentiale for de

enkelte virkemidler vil kunne bestemmes via kortlægningen af risikoområder

for fosfortab (Andersen et al., under udarbejdelse).

Tabel 1.1.

Estimerede fosfortab ad enkelt-transportveje opdelt på risikoklasser (efter Andersen et al., 2009). Estimater for tab

ved brinkerosion fra Kronvang (denne publikation).

Risikoklasse

Høj

Mellemhøj

Lav

Jord-erosion

0.1

Matrix-udvaskning

0.5

0.1

Makropore-transport

0.1

Brinkerosion

kg P/ha/år

0.23 - 0.34

Tabet er angivet pr. ha opland. Der er i gennemsnit 65.4 ha oplandsareal pr. km vandløb. Brinkerosion skal beregnes for

begge sider af vandløbet.

Tabel 1.2.

Virkemidler rettet mod risikoområder på det dyrkede areal og virkemiddeleffekter. Virkemiddeleffekten er udtrykt som

en procentvis reduktion af fosfortabet ad en given transportvej.

Nr.

Virkemiddel

Erosion

Matrix-

udvaskning

Virkemiddeleffekt (%)

Makropore-

transport

Brink-

erosion

Permanent plantedække som

barriere i landskabet

Negativ P-balance

Skovrejsning

Sedimentationsbassiner

Optimering af jordarbejde

Mini-vådområder, åbne

Mini-vådområder, matrice

Intelligente bufferzoner

Drænfiltersystem

Randzone, tør

Træer langs vandløb

80 – 100

5 - 20

100

50 - 75

> 50 (pløjefri m. planterester)

60 – 100 (direkte såning)

25 - 65

10 - 20

100

30 – 80

(afh. af randzonens bredden)

25 - 40

30 - 70

25 – 65

10 - 20

30 - 70

5 - 20

25 - 50

For disse virkemidler vil virkemidlet typisk omfatte en hel mark.

Arealmæssigt forhold mellem risikoområde og virkemiddel: størrelsen af anlægget er 1 – 1.5 % af drænoplandet.

Arealmæssigt forhold mellem risikoområde og virkemiddel: størrelsen af anlægget er 0.2 – 0.25 % af drænoplandet.

Arealmæssigt forhold mellem risikoområde og virkemiddel: 7.5 m IBZ per ha drænopland.

Vurdering af kvælstofeffekten

En eventuel effekt af virkemidlet på kvælstofudvaskningen er baseret på de

vurderinger, der er foretaget i det nyeste kvælstofvirkemiddelkatalog (Erik-

sen et al., 2020), hvor dette er muligt. For øvrige virkemidler er der foretaget

grove kvalitative skøn, hvor det er relevant og muligt.

Vurdering af virkemidlernes klimaeffekt

Fosforvirkemidler vil kunne påvirke klimagas-emissioner på forskellige måder:

•

Direkte ændringer i metanemission

•

Direkte ændringer i lattergasemission

•

Indirekte ændringer i lattergasemission (ammoniakemission og nitratud-

vaskning)

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

•

Ændringer i jordens kulstofbalance

•

Fossilt energiforbrug.

Visse virkemidler (f.eks. skovrejsning og etablering af vådområde) vil betyde,

at markdriften på et areal skal ændres, eller at hele området skal omlægges til

et andet formål. I veldrænet landbrugsjord er metanemission ret begrænset,

og lattergasemission vil være den dominerende drivhusgaskilde. Hvis et fos-

forvirkemiddel betyder, at jorden bliver mere vandmættet, er der en risiko for

at både lattergas- og metanemission stiger. På den anden side, hvis området

er recipient for nitrat fra den omkringliggende landbrugsjord, kan en større

denitrifikationskapacitet reducere nitratinput til overfladvand, hvilket bevir-

ker en lavere lattergasemission.

I visse tilfælde vil implementering af virkemidler betyde, at handels- og hus-

dyrgødningstilførsel ophører i et større eller mindre område. I nogle tilfælde

vil der ikke have været tilført handels- eller husdyrgødning på grund af dår-

lige adgangs- eller dræningsforhold, men da området bliver medregnet i land-

mandens gødningsregnskab, vil en omlægning betyde en reduktion i kvæl-

stoftilførsel et andet sted på bedriften. Handels- og husdyrgødningstilførsel

medfører lattergas- og ammoniakemission og nitratudvaskning. Lattergas er

betragtet som en direkte drivhusgas, mens ammoniakemission og nitratud-

vaskning er betragtet som indirekte drivhusgaskilder, da de er anledning til

lattergasemission i andre områder. De fraværende landbrugsemissioner kan

reducere drivhusgasemissionen i størrelsesorden 1 til 3 t CO

-ækv ha

-1

år

-1

for

det omlagte område (uden at indregne evt. kulstoflagring). Hvis anden kvæl-

stof- eller fosforregulering bevirker, at en landmand reducerer dyreholdet,

kan reduktionen være højere; 4 til 10 t CO

-ækv ha

-1

år

-1

, afhængigt af bedrifts-

typen.

Kulstofmængden i jorden er afhængig af balancen mellem kulstofinputtet i

planterester og husdyrgødning og kulstofnedbrydning i jorden. Kulstofinput-

tet er afhængigt af typen af plantedække og drift (især høstpraksis), samt

mængden af tilførte husdyrgødning. Kulstofnedbrydning er afhængig af ty-

pen af planterester og husdyrgødning og jordens temperatur, pH, og fugtig-

hed. Under konstante forholde forventer man at input- og nedbrydningspro-

cesser er i balance (det vil sige ingen netto-kulstoflagring eller -nedbrydning).

En ændring i netto-kulstoflagring eller -nedbrydning sker, når der er en æn-

dring i enten kulstofinputtet eller nedbrydningshastigheden. På sigt vil der

opstå en ny balance mellem kulstofinput og kulstofnedbrydning, hvorfor kul-

stoflagring i jorden er at betragte som en midlertidig proces. Midlertidig er

dog et relativt begreb, da det kan vare flere årtier inden den nye balance er

opnået, afhængigt af hvor store ændringerne i kulstofinputtet eller/og kul-

stofnedbrydning er.

En omlægning fra landbrug til andet formål vil betyde, at det fossile energi-

forbrug, som er tilknyttet landbrugsproduktionen, vil ophøre men i mange

tilfælde være erstattet af andre energikrævende operationer.

Jordtab via vanderosion vil medføre et tilsvarende tab af organisk stof fra

marken. Hvorvidt det organiske stof senere tabes til atmosfæren som kuldio-

xid eller metan afhænger af, hvor det aflejres i det akvatiske økosystem.

I mange tilfælde er der kun få eller ingen empiriske data vedrørende fosfor-

virkemidlernes klimaeffekt. Vurderingen er i disse tilfælde baseret på logik

og skøn.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Vurdering af virkemidlernes effekt på natur og biodiversitet

Der er meget få danske undersøgelser, som er direkte anvendelige til at vur-

dere effekten af virkemidlerne på natur og biodiversitet. Derfor kan området

i de fleste tilfælde kun vurderes med udgangspunkt i udenlandske undersø-

gelser og almen økosystemviden. Dette betyder, at vurderingen overvejende

er baseret på kvalitative ekspertvurderinger og kun undtagelsesvis er baseret

på data. For virkemidler, der etableres på jord i omdrift, sker sammenlignin-

gen i forhold til naturindholdet på konventionelt drevet landbrugsjord, hvis

ikke anden reference er valgt. Betydningen af jordbundstype for natureffek-

ten af virkemidlet vil i nogle tilfælde givetvis være stor, men dette er kun ind-

draget i vurderingen hvor der foreligger relevante undersøgelser.

Jordbunds-

fauna

Virkemiddel

-3 til +3

Vilde

planter

-3 til +3

Vilde bier

(føde og levesteder)

-3 til +3

Insekter og led-

dyr i øvrigt

-3 til +3

Fugle

Pattedyr

Samlet

vurdering

Σ-+

For hvert virkemiddel vurderes biodiversitetseffekten på hhv. jordbundsdyr,

vilde planter, vilde bier (både mht. føde og levesteder), insekter og andre led-

dyr (fx edderkopper, biller], fugle og pattedyr. Der gives en kvalitativ vurde-

ring, som vil ligge mellem -3 (kraftig negativ effekt) og +3 (kraftig positiv ef-

fekt). Gennemgangen af hvert virkemiddel afsluttes med en samlet vurdering,

som summerer effekterne på de enkelte grupper.

Vurdering af virkemidlernes effekter i forhold til skadegørere og

pesticider

For de virkemidler, hvor det var relevant, er foretaget en kvalitativ vurdering

af virkemidlets effekt på skadegørere og pesticider.

Bemærkninger vedrørende de økonomiske beregninger

Virkemiddelspecifikke beskrivelser af forudsætninger, forbehold, begræns-

ninger m.m. er beskrevet i de konkrete virkemiddelafsnit. I dette afsnit rede-

gøres der for de generelle forudsætninger, der er anvendt i omkostningsbe-

regningerne og beregningerne af omkostningseffektivitet, som vi i det føl-

gende betegner ”reduktionsomkostninger for P effekter”

. Beregningsgrund-

laget, og de valg, der ligger bag valget af beregningstilgang, er beskrevet mere

detaljeret i Bilag 1.

Omkostningerne for hvert af virkemidlerne opgøres i budget- og velfærds-

økonomiske priser. De omkostninger, der indgår i en budgetøkonomisk op-

gørelse, er opgjort i faktorpriser, som er de priser, virksomhederne faktisk

skal betale. I den velfærdsøkonomiske opgørelse omregnes faktorpriserne

(priser uden moms og punktafgifter mv.) til markedspriser med anvendelse

Reduktionsomkostningerne udtrykkes i kroner per kg P. Reduktionsomkostnin-

gerne kaldes ofte ”omkostningseffektivitet”, men dette er en noget misvisende an-

vendelse af begrebet omkostningseffektivitet. Omkostningseffektivitet bør altid må-

les ift. opfyldelsen af en konkret reduktionsmålsætning, og det er ikke tilfældet i vir-

kemiddelkatalogerne, hvor det er de gennemsnitlige reduktionsomkostninger, som

beregnes.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

af en nettoafgiftsfaktor (NAF)

for at udtrykke omkostningerne i velfærdsøko-

nomiske priser. Den anvendte nettoafgiftsfaktor er 1,28. Det er disse priser der

anvendes i forbindelse med samfundsøkonomiske konsekvensvurderinger

(Finansministeriet, 2019), og for sammenligning af omkostninger og effekter

mellem virkemidler er det korrekte sammenligningsgrundlag den velfærds-

økonomiske opgørelse.

P reduktionsomkostninger

Med udgangspunkt i de beregnede budget og velfærdsøkonomiske omkost-

ninger beregnes reduktionsomkostningerne pr. kg P for de enkelte virkemid-

ler. Tilskud og skatteforvridningstab er holdt ude af omkostningsberegnin-

gerne, og de fordelingsmæssige aspekter af virkemidlerne belyses ikke i ana-

lyserne. Tilskuddene indgår ikke i beregningerne af reduktionsomkostnin-

gerne, fordi de udelukkende repræsenterer en omfordeling af midler mellem

stat og landbrug, og derfor ikke afspejler de reelle omkostninger eller indtæg-

ter. Indregning af tilskuddene vil skævvride de beregnede reduktionsomkost-

ninger af virkemidler, så virkemidler med tilskud vil fremtræde mere favora-

belt end virkemidler uden tilskud.

For de fleste virkemidler er der præsenteret et interval for reduktionsomkost-

ningerne. Intervallerne illustrerer den forventede variation i reduktionsom-

kostningerne på grund af forskelle i effekt (jordtype, N/P reduktionseffekt)

og omkostninger (jordtype, investeringsbehov, lokalitet, m.m.). For nogle af

virkemidlerne er omkostningerne opgjort både i forhold til erosion og i for-

hold til udvaskning via makroporer, da det vurderes, at det er nødvendigt at

opgøre begge, da der er tale om separate tabsveje. I nogle analyser indgår kun

højrisikoarealer i de økonomiske beregninger, mens der i andre indgår både

mellem- og højrisiko ligesom andre aspekter er inddraget i opdelingen.

Variationen kan også afspejle usikkerheder forbundet med opgørelse af effekt

såvel som omkostninger for de enkelte virkemidler. Variationen er forklaret

for hvert virkemiddel.

Beregningsforudsætninger for omkostningerne

For virkemidler, der indebærer at landbrugsarealer tages ud af omdrift (ud-

tagning, randzoner, vådområder, braklægning mv.), udgør den tabte land-

brugsproduktion på arealerne en omkostning. Der kan derudover i nogle til-

fælde være projektomkostninger, eller omkostninger koblet til den fremtidige

drift af arealet eller anlæg.

Omkostningen forbundet med tab af landbrugsproduktion er primært be-

stemt af de afgrøder, der dyrkes på arealerne, samt om der opstår problemer

med at finde et areal, hvor husdyrgødningen kan spredes (harmoniareal).

Det er i lighed med tidligere beregninger (Eriksen et al., 2014) anvendt Dæk-

ningsbidrag II (DBII) som mål for den tabte produktion. Dækningsbidragsbe-

regningerne er baseret på budgetkalkuler fra SEGES (www.farmtalonline.dk).

Iht. Finansministeriet skal der anvendes en NAF faktor på 1,28 (Finansministeriet

2019). Den tidligere anvendte NAF var 1,325 (Eriksen et al, 2014), og denne ændring i

NAF påvirker naturligvis niveauet for de beregnede velfærdsøkonomiske omkost-

ninger

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Der er en nærmere diskussion af forskellige tilgange til omkostningsberegnin-

ger i bilag 1. DBII omfatter indtægterne fra produktionen fratrukket de vari-

able omkostninger og kapacitetsomkostningerne, herunder maskinomkost-

ninger, da det antages, at disse omkostninger vil spares

. Afskrivninger til

bygninger m.v. fratrækkes ikke, da disse antages ikke at blive berørt af areal-

virkemidlerne.

Der er beregnet et gennemsnitligt dækningsbidragstab for perioden 2013-18

for at tage højde for udsving i udbytter og input priser mellem årene. Herved

reduceres betydningen af år til år variation i udbytte og inputpriser.

Reduktionsomkostningerne for de virkemidler, hvor arealerne udtages af om-

driften, vil være afhængig af de forhold, virkemidlet skønnes at virke under

samt hvilken afgrøde, der erstattes. Der er derfor beregnet omkostninger for

to type-sædskifter, der afspejler afgrødesammensætningen på henholdsvis en

svine-/plantebedrift og en kvægbedrift, og for to forskellige jordtyper; sand

og ler. For sandjorde skelnes der yderligere mellem sandjorde med vanding

(JB 1-4) og to typer sandjorde uden vanding (JB 1+3 og JB 2+4).

I beregningen af det gennemsnitlige dækningsbidragstab er der endvidere taget

højde for andelen af landbrugsarealer, der dyrkes hhv. med og uden husdyr-

gødning. Dette er gjort, fordi der i budgetkalkulerne opgøres separate dæk-

ningsbidrag for dyrkning med og uden tildeling af husdyrgødning. I kalkulerne

med husdyrgødning indregnes der ikke en direkte værdi af husdyrgødningen.

Konsekvensen er, at den anvendte husdyrgødning fremstår som værende gra-

tis, hvilket giver anledning til lavere gødningsomkostninger for bedrifter, der

anvender husdyrgødning, sammenlignet med bedrifter, der udelukkende an-

vender kunstgødning. Alt andet lige har husdyrgødede afgrøder derfor et hø-

jere dækningsbidrag end afgrøder, der ikke tilføres husdyrgødning.

Omkostningerne ved at jorden ikke længere kan anvendes som harmoniareal

er ikke medregnet, da det er antaget, at der findes harmoniareal, hvor husdyr-

gødningen kan spredes. Beregningerne er således baseret på en underlig-

gende antagelse om, at ændringerne ikke fører til reduktioner i husdyrpro-

duktionen på nationalt niveau. Denne antagelse vil ikke nødvendigvis holde

set fra et regionalt perspektiv, idet der er grænser for, hvor lange afstande det

set fra et økonomisk perspektiv kan betale sig at transportere husdyrgødning

over. For detaljerede beregninger af målrettet implementering af virkemid-

lerne inden for vandoplande og deloplande bør der tages udgangspunkt i op-

gørelser af tilgængeligt harmoniareal/friharmoniareal. Herved vil man

kunne medregne de ekstra omkostninger ved reduktioner i husdyrholdet,

hvis husdyrgødningen ikke kan spredes.

Det gennemsnitlige dækningsbidragstab, som anvendes i virkemiddelbereg-

ningerne, dækker over betydelig variation, og det reelle tab i en given situa-

tion vil afhænge af de lokalitetsspecifikke forhold. De bedrifts- og typespeci-

fikke dækningsbidrag, som ligger til grund for beregningen af det gennem-

Maskinomkostningerne er beregnet ud fra generelle antagelser om nyanskaffelses-

pris, levetid og udnyttelsesgrader for de enkelte landbrugsmaskiner.

I beregningen af dækningsbidraget for sædskifter på sandjorde med vanding frareg-

nes faste vandingomkostninger, idet disse omkostninger ikke formodes at bortfalde for

den resterende bedrift som følge af driftsophør på nogle af bedriftens arealer.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

snitlige dækningsbidrag, fremgår af Bilag 1, og disse kan anvendes i mere de-

taljererede beregninger på oplandsniveau, hvor man har data om jordtype,

afgrødefordeling og husdyrproduktion.

I beregningerne for en række virkemidler, der ikke omfatter udtagning, ud-

gøres omkostningerne af de omkostninger, der er knyttet til investeringer i og

anvendelse af anlæg, arbejdstidsforbrug, driftsmæssige tiltag i form af ændret

gødningstildeling, sædskifte m.v.

Prisforudsætninger

Anlægs- og andre engangsomkostninger er så vidt muligt annuiseret med spe-

cifikke tidshorisonter for virkemidlerne. Der er anvendt en diskonteringsrate

på 4 % ved annuiseringen. Det bemærkes at den anvendte diskonteringsrate er

høj sammenlignet med det det aktuelle renteniveau, men idet Finansministeriet

anbefaler anvendelse af rente på 4% i samfundsøkonomiske analyser, er det af

konsistenshensyn valgt at anvende 4%. Dette sikrer også sammenlignelighed

mellem nærværende beregninger og beregningerne i det tidligere kvælstofvir-

kemiddelkatalog (Eriksen et al., 2014), som også var baseret på en rente på 4%.

I beregningerne af omkostninger er der anvendt data fra en bred vifte af kilder

fra forskellige år. I de tilfælde, hvor data er flere år gamle, er der foretaget pris-

talsjustering med anvendelse af nettoprisindeks for at justere for prisudviklin-

gen i perioden. I de tilfælde, hvor tallene kun er et år eller to gamle, er der ikke

foretaget prisjustering, idet justering vil have lille betydning, særligt mange af

omkostningsestimaternes generelle usikkerhed taget i betragtning. Det bemær-

kes desuden, at det i mange af de anvendte kilder ikke er specificeret, hvilket år

se opgjorte priser referer til; her er det antaget, at priserne referer til publikati-

onsåret.

For en række virkemidler har der ikke været tilstrækkelige data til at der er

gennemført en økonomisk analyse af virkemidlerne. Der er endvidere meget

forskelligt datagrundlag for de forskellige virkemidler, og selv om der er til-

stræbt konsistens i opgørelsen af omkostningerne på tværs af virkemidler, fx

i forhold til hvilke omkostningsposter der er inkluderet, så har det vist sig

umuligt at opnå konsistens pga. begrænsninger i tilgængeligheden af relevant

data. For nogle virkemidler, fx vådområder og minivådområder, er der in-

kluderet udgifter til forundersøgelser, konsulentbistand, arkæologiske under-

søgelser samt godkendelser, som alle repræsenterer poster, der kan være krav

om, hvis der skal opnås tilskud til implementering. Det er imidlertid ikke alle

virkemidler, hvor alle disse poster vurderes at være relevante, og det er der-

udover en mindre andel af virkemidlerne, hvor der findes data vedrørende

den forventede størrelse af disse forskellige poster. Derfor har det ikke været

mulig at inkludere posterne i alle beregninger. Dette skaber selvsagt en vis

grad af inkonsistens på tværs af virkemidlerne, og dette bør man holde sig for

øje ved sammenligning af reduktionsomkostninger på tværs af virkemidler.

Det er specificeret klart for hvert enkelt virkemiddel, hvilke omkostningspo-

ster, der indgår i omkostningsopgørelsen, og hvor det skønnes relevant, og

hvor datagrundlaget tillader det, er det specificeret, hvilken betydning det har

for resultaterne, hvis nogle omkostningsposter udelades; for minivådområder

undersøges det eksempelvis, hvilken effekt det har, hvis udgifter til arkæolo-

giske undersøgelser, myndighedstilladelser og konsulentbistand udelades.

Disse poster repræsenterer poster, som ikke eksplicit er inkluderet for andre

virkemidler.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Afslutningsvist bemærkes det, at omkostningsberegningerne er baseret på en

lang række generaliserede antagelser, som afspejler de gennemsnitlige for-

ventede omkostninger og effekter af virkemidlerne. Omkostningerne vil der-

for ikke nødvendigvis afspejle den konkrete situation, hvor et virkemiddel

implementeres; her vil lokalitetsspecifikke forhold være afgørende for resul-

tatet, og der kan forventes at være betydelig variation på tværs af lokaliteter.

Hvis tallene tænkes anvendt i konkrete situationer anbefales det derfor, at de

så vidt muligt justeres til at afspejle de lokalitetsspecifikke forhold.

Referencer

Andersen, H.E. & Heckrath, G. (red.) 2020. Fosforkortlægning af dyrknings-

jord og vandområder i Danmark. Rådgivningsrapport fra DCE - Nationalt

Center for Miljø og Energi, Aarhus Universitet, DCE - Nationalt Center for

Miljø og Energi (under forberedelse).

Andersen, H.E. & Kronvang, B. 2006. Modifying and evaluating a P index for

Denmark. Water, Air, and Soil Pollution, 174: 341-353.

Andersen, H.E., Baattrup-Pedersen, A., Blicher-Mathiesen, G., Christensen,

J.P., Heckrath, G., Nordemann Jensen, P. (red.), Vinther, F.P., Rolighed, J.,

Rubæk, G. & Søndergaard, M. 2016. Redegørelse for udvikling i landbrugets

fosforforbrug, tab og påvirkning af Vandmiljøet. Aarhus Universitet, DCE –

Nationalt Center for Miljø og Energi, 86 s. - Teknisk rapport fra DCE - Natio-

nalt Center for Miljø og Energi nr. 77

http://dce2.au.dk/pub/TR77.pdf.

Blicher-Mathiesen, G., Holm, H., Houlborg, T., Rolighed, J., Andersen, H.E.,

Carstensen, M.V., Jensen, P.G., Wienke, J., Hansen, B. & Thorling, L. 2019.

Landovervågningsoplande 2017. NOVANA. Aarhus Universitet, DCE – Na-

tionalt Center for Miljø og Energi, 222 s. - Videnskabelig rapport nr. 305

http://dce2.au.dk/pub/SR305.pdf.

Bruhn A, Flindt MR, Hasler B, Krause-Jensen D, Larsen MM, Maar M, Peter-

sen JK og Timmermann K. 2020. Marine virkemidler – beskrivelse af virke-

midlernes effekter og status for vidensgrundlag. Aarhus Universitet, DCE –

Nationalt Center for Miljø og Energi, 122. - Videnskabelig rapport nr. 368.

http://dce2.au.dk/pub/SR368.pdf.

COWI. 2019. Virkemidler overfor punktkilder. Rapport for Miljøstyrelsen.

https://mst.dk/media/181851/virkemidler-over-for-punktkilder.pdf.

Eriksen, J., P.N. Jensen, P.N. og B.H. Jacobsen (ed.) (2014). Virkemidler til re-

alisering af 2. generations vandplaner og målrettet arealregulering. DCA rap-

port nr. 052. December 2014.

Eriksen, J., Thomsen, IK., Hoffmann, C., Hasler, B. og Jacobsen BH. (red.) 2020.

Virkemidler til reduktion af kvælstofbelastningen af vandmiljøet. DCA rap-

port (under udarbejdelse)

Finansministeriet 2019: Dokumentationsnotat om opgørelse af nettoafgifts-

faktoren. Notat 26. april 2019

Finansministeriet 2017: Vejledning i samfundsøkonomiske konsekvensvurde-

ringer. August 2017.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Forsmann, D.M. and Kjærgaard, C. 2014. Phosphorus release from anaerobic

peat soils during convective discharge - Effect of soil Fe:P molar ratio and

preferential flow. Geoderma, 223-225, 21-32.

Hermansen, J.E., 2015. Kapitel 4, Miljø. I: Jespersen, LM (red.). Økologiens bi-

drag til samfundsgoder. Vidensyntese 2015, Internationalt center for forsk-

ning i økologisk jordbrug og fødevaresystemer (ICROFS), Tjele. Side 107-

168.5t

IPCC, 2006. 2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Invento-

ries, Prepared by the National Greenhouse Gas Inventories Programme. In:

Eggleston, S., Buendia, L., Miwa, K., Nagara, T., Tanabe, K. (Eds.), Japan.

Poulsen, H.D., Møller, H.B., Klinglmair, M., Thomsen, M. 2019. Husdyrs fos-

forudnyttelse og fosfors værdikæde fra husdyrgødning, bioaffald og spilde-

vand - Faglig baggrundsrapport for fosforvidensyntese. Aarhus Universitet,

DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, 86 s. - Videnskabelig rapport nr.

325.

https://dce2.au.dk/pub/SR325.pdf

Poulsen HD. & Rubæk GH. (red.) 2005. Fosfor i dansk landbrug. DJF rapport

Husdyrbrug nr. 68. Aarhus Universitet, Det Jordbrugsvidenskabelige Fakul-

tet. 211 p.

van der Salm, C., R. Dupas, R. Grant, G. Heckrath, B. V Lversen, B. Kronvang,

C. Levi, G. Rubaek, and O.F. Schoumans. 2011. Predicting phosphorus losses

with the PLEASE model on a local scale in Denmark and the Netherlands. J.

Environ. Qual. 40(5): 1617–1626.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Anvendelse af fosforvirkemidler i kombina-

tion med kortlægningen af risikoområder

for fosfortab

Hans Estrup Andersen

Fagfællebedømmelse: Gitte Blicher-Mathiesen

Bioscience, AU

For at opnå en omkostningseffektiv anvendelse af fosforvirkemidlerne bør de

rettes mod de områder i landskabet, hvor de største fosfortab forekommer. Disse

risikoområder for fosfortab er kortlagt landsdækkende på markniveau eller

endnu finere skala (Andersen & Heckrath, 2020). Med det formål at illustrere

anvendelse af virkemidlerne beskrevet i nærværende katalog i samspil med

kortlægningen af risikoarealer er der nedenfor vist en række korte eksempler.

Figur 2.1 viser kortlagte risikoarealer for

fosfortab ved erosion

inden for et

opland. I virkemiddelkatalogets kapitel 1, tabel 1.2 findes en oversigt over

hvilke virkemidler, der har en effekt over for hvilken type af risikoområde.

Det fremgår for eksempel heraf, at en randzone udlagt langs vandløbet neden

for områder, hvor der forekommer erosion, kan reducere fosfortab til vandlø-

bet ved erosion med 30 – 80% afhængigt af randzonens bredde.

Figur 2.1.

Risikoarealer for fos-

fortab ved erosion kortlagt på 10

x 10 m skala.

I figur 2.2 er fremhævet en række delstrækninger på den vestlige vandløbsgren,

hvor der ifølge kortlægningen tilføres en del fosfor med erosion. Et eksempel

på en målrettet anvendelse af virkemidler vil være at udlægge brede randzoner

langs disse delstrækninger. Arealerne af områderne A – E, der bidrager med

erosion til vandløbet, er fundet ved at indtegne oplande til delstrækningerne på

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

grundlag af højdekurver (højdekurver er ikke vist her). Fosfortabet fra hvert

område beregnes ved at summere over bidragene fra de enkelte 10 x 10 m celler

indenfor området. Den nødvendige længde af den brede randzone kan direkte

aflæses i kortet som længden af delstrækningerne. I område A og D kræves der

kun randzone på den ene side af vandløbet, mens der i område B, C og E er

behov for en randzone på begge sider af vandløbet. Ved hjælp af datasættet, der

følger med erosionskortlægningen, kan det samlede tab af fosfor til vandløbet

fra områderne A – E opgøres til i alt 10,7 kg P/år, og den samlede længde rand-

zone kan opmåles til 2.950 m. Af virkemiddelkatalogets beskrivelse af ’Målret-

tede, brede og tørre randzoner’ fremgår det, at en randzone med en bredde på

20 m kan reducere fosfortabet med 75%. Resultatet af at anlægge randzoner

langs de fem delstrækninger er altså en reduktion i fosfortilførsel til vandløbet

på 8,1 kg P/år. Det samlede randzoneareal udgør 5,9 ha.

Figur 2.2.

Udvalgte delstrækninger

langs vandløbet, hvor en målrettet

indsats mod fosfortab ved erosion

kan foretages. Oplande til dels-

trækningerne er markeret A - E.

Figur 2.3 viser kortlægningen af

matriceudvaskning

af fosfor på markniveau.

Det fremgår, at der i den vestligste del af oplandet findes en gruppe marker

med en lidt forhøjet fosforudvaskning. Markerne er per definition drænede,

idet udvaskning kun er beregnet for drænede marker. I eksemplet her antages

det, at der er planlagt etablering af et minivådområde med åben vandflade

(med det primære formål at fjerne kvælstof). Via datamaterialet bag kortlæg-

ningen kan det samlede areal af markerne markeret i figur 2.3 opgøres til 115

ha og det samlede fosfortab ved udvaskning til 13,5 kg P/år. Af katalogets be-

skrivelse af virkemidlet ’Minivådområder med åben vandflade’ fremgår det, at

effekten af virkemidlet er en reduktion af den tilførte fosfor på 45%. Det fremgår

desuden af virkemiddelbeskrivelsen, at størrelsen af minivådområdet skal

være 1% af drænoplandet, dvs. i dette tilfælde ca. 1,2 ha. Resultatet af at an-

lægge et minivådområde med åben vandflade bliver altså (udover kvælstofre-

duktionen) en årlig fosforreduktion på 6,1 kg P. Bemærk, at det anlagte mini-

vådområde ikke har nogen effekt på fosfortabet ved erosion fra området.

Det sidste eksempel omhandler fosfortab ved

brinkerosion.

Figur 2.4 viser

brinkerosion kortlagt for 100 m vandløbsstrækninger. I virkemiddelkatalo-

gets kapitel 1, tabel 1.2 ses det, at det foreløbig eneste virkemiddel mod brink-

erosion, der er omfattet af kataloget, er plantning af træer langs vandløbet, og

at dette virkemiddel har en effekt på 25 – 40%. I figur 2.4 er udpeget en vand-

løbsstrækning, hvis længde på kortet kan aflæses til ca. 1.700 m. Det antages

i det følgende, at man har valgt at reducere brinkerosion på denne strækning

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

ved at plante træer i en 2 m randzone langs vandløbet på begge sider. Af ma-

terialet bag kortlægningen kan det opgøres, at det samlede fosfortab ved

brinkerosion på denne strækning i alt udgør 34,6 kg P/år. Resultatet af etab-

lering af virkemidlet er en reduktion i fosfortab på 8,7 – 13,8 kg P/år.

Figur 2.3.

Fosfortab ved matrice-

udvaskning kortlagt på markni-

veau.

Figur 2.4.

Fosfortab ved brink-

erosion kortlagt på 100 m vand-

løbsstrækninger.

Oplandet afvander til en sø længere nedstrøms. Med de viste indsatser vil der

være en samlet reduktion i fosfortilførsel til søen på hhv. 8,1 kg P/år ved ero-

sion, 6,1 kg P/år ved matriceudvaskning og 8,7 - 13,8 kg P/år ved brinkero-

sion, i alt 22,9 – 28,0 kg P/år.

Referencer

Andersen, H.E. & Heckrath, G. (red.) 2020. Fosforkortlægning af dyrknings-

jord og vandområder i Danmark. Rådgivningsrapport fra DCE - Nationalt

Center for Miljø og Energi, Aarhus Universitet, DCE - Nationalt Center for

Miljø og Energi (under forberedelse).

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Virkemidler

Permanent plantedække på erosionstruede arealer og som

barriere i landskabet

Goswin Heckrath

, Preben Olsen

, Beate Strandberg

(natur og biodiversitet), Mari-

anne Bruus

(natur og biodiversitet), Nicholas Hutchings

(klima), Brian H. Jacob-

sen

(økonomi)

Fagfællebedømmelse: Hans Estrup Andersen

, Gitte Holton Rubæk

, Louise Martin-

sen

(økonomi) og Berit Hasler

(økonomi)

Agroøkologi AU

Bioscience, AU

Fødevare- og Ressourceøkonomi, KU

Miljøvidenskab, AU

Funktion og anvendelse

Etablering af striber med permanent græs og urteagtig vegetation på dyrkede

marker kan reducere tab af jord og fosfor med overfladisk afstrømmende

vand. Udformning og indplacering af disse arealer skal tilpasses de lokale to-

pografiske forhold og den naturgivne erosionsrisiko.

Der kan skelnes mellem tre typer af permanent plantedække, hvoraf alene

den første type er udbredt i Danmark: 1. ”Randzoner”, der afgrænser den dyr-

kede jord fra vandområder, disse er behandlet som et selvstændigt virkemid-

del i dette katalog (”Målrettede, brede og tørre randzoner”). 2. Kontursåede,

vegetationsstriber, her kaldet ”bufferstriber” etableres på stejle skrænter for

at opbryde dyrkningsfladen i flere sektioner og 3. ”Græsbevoksede vand-

veje”, som etableres i lavbundede dale, dvs. på områder i landskabet, hvor

der forekommer koncentreret overfladeafstrømning. Sidstnævnte er i USA

kendte som

grassed waterways

(Atkins og Coyle, 1977).

Vanderosion på dyrkede marker kan under danske forhold medføre betyde-

ligt tab af næringsstofrig jord til vandmiljøet (Veihe et al., 2003; Onnen et al.,

2019). Omfanget af erosion varierer stærkt, afhængigt af et komplekst samspil

mellem topografiske, klimatiske, jordtypebestemte og dyrkningsrelaterede

faktorer (Renard et al., 1997). Topografien er den naturgivne faktor, der over-

ordnet kontrollerer de rumlige mønstre for vandafstrømningen i landskabet.

På stejle skrænter er erosionsrisikoen ofte høj. Desuden er mange danske

landskaber småbakkede og bølgende med lokalt tragtagtig landskabsform,

der samler afstrømningen fra større områder og koncentrerer den på et lille

areal, hvor erosionskraften derfor øges betydeligt (Onnen et al., 2019). Her

kan der opstå kløfterosion med stort jordtab til følge især på de mere eroder-

bare siltede og finsandede jordtyper (Poesen et al, 2003). Både på de meget

stejle arealer og i lavtliggende arealer, der samler afstrømningen, kan etable-

ring af et permanent plantedække mindske den overordnede erosionsrisiko

ved at bryde afstrømningsmønstre, bremse afstrømningshastigheden,

fremme infiltration, stabilisere jorden og fremme jordaflejring (Morgan, 2005).

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Bufferstriber af urteagtig vegetation

Græsstriber udsås parallelt med konturerne og opdeler afgrøden på en skrå-

ning i segmenter. Striberne er særligt velegnede på lange skråninger eller hvor

skrænten er meget stejl. På sidstnævnte områder vil maskinkørsel også være

vanskelig. Disse bufferstriber vil med deres tætte bevoksning bremse det af-

strømmende vand og derved reducere den kinetiske energi af afstrømningen

og fremme vandinfiltration i jorden (Barling og Moore, 1994; Roberts et al.,

2012). På lange, skrånende arealer vil striberne afbryde vandstrømningen fra

højereliggende arealer og vil derfor mindske afstrømningens transportkapa-

citet for eroderet jord for hele skråningen (Van Oost el al., 2000).

Græsbevoksede vandveje

Vandveje med urteagtig vegetation kan etableres, hvor afstrømmende vand

fra dyrket jord vil koncentreres og få tilstrækkelig energi til at udgrave kløfter,

hvori eroderet jord kan flyttes hen over markgrænsen (Atkins og Coyle, 1977).

Det sker typisk i lokale sænkninger i terrænet, tørre dalbunde og slugter på

store arealer med lange skråninger. Figur 3.1 illustrerer, hvordan overfladisk

afstrømmende vand på en vinterhvedemark er blevet koncentreret og har ero-

deret sig ned i den lave del af marken. Virkemåden af en bevokset vandvej på

dette område ligner de kontursåede bufferstriber (Norris, 1993). Permanent

plantedække vil bremse det afstrømmende vand, og vandet vil infiltrere

bedre i jorden (Briggs et al., 1999). Selvom vandets hastighed på en græsbe-

vokset vandvej i nogle situationer kan være stor, bliver erosionen mindre eller

undgås, fordi græssets rødder stabiliser og fastholder jorden og græsblade,

nedbøjet af strømmende vand, beskytter vandvejens bund (Fiener og Au-

erswald, 2006). Ved etablering af græsbevoksede vandveje kan det nogle

gange være hensigtsmæssigt at foretage fysiske tilpasninger i topografien, så

man sikrer, at vandet kommer til at strømme over mest muligt af den bevok-

sede vandvejs bredde. I bedste fald vil et areal med bevokset vandvej efter

etablering gå fra at være et område med høj erosion til at være et område med

jordaflejring. Således forventes det, at effekten for samme arealstørrelse be-

vokset vandvej vil være større end for kontursåede bufferstriber (Fiener og

Auerswald, 2003). Det er vigtigt, at den bevoksede vandvej dimensioneres til

at kunne håndtere den mængde vand, der må forventes at tilstrømme fra de

omliggende marker.

Effekten af kontursåede bufferstriber og bevoksede vandveje på vanderosion

er ikke undersøgt i Danmark. Ifølge den internationale litteratur kan buffer-

striber generelt have en god effekt på begrænsning af erosion og overfladeaf-

strømning (Vought et al., 1995; Lowrance et al., 2002). Imidlertid er effekten i

høj grad afhængig af placeringen og udformningen af bufferstriber. Således

kan effekten af virkemidlet udgøre mellem 10 og 100 % reduktion på erosion

og overfladeafstrømning (Dorioz et al., 2006). USDA-NRCS (2019) oplister en

række planlægningskriterier ifm. etableringen af effektive bufferstriber i for-

skellige landskabspositioner.

Fiener og Auerswald (2006) fandt at græsbevoksede vandveje i sommerhalv-

året kunne mindske afstrømningsmængderne med ca. 30 % og afstrømning-

stoppene med op til 40 %. Virkningen på afstrømningsmængderne var under

ugunstige vinterforhold mindre end 5 % og ca. 15 % ved meget store afstrøm-

ningshændelser. Fiener og Auerswald (2006) konkluderede, at græsbevok-

sede vandveje især egnede sig, der hvor sommerafstrømning var det store

problem. I figur 1 ses et landskab, hvor en græsbevokset vandvej ville have

været en god ide for at beskytte området mod kløfterosion. Ved hjælp af ero-

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

sionsmodellering (Onnen et al., 2019) vil der kunne gennemføres scenarioana-

lyser, der understøtter effektvurderingen og udpegning af potentielle arealer

til bufferstriber eller bevoksede vandveje.

I såvel bufferstriber som bevoksede vandveje er det afgørende, at afstrømnin-

gen sker diffust over det bevoksede areal, da begge ellers er i risiko for gen-

nembrud, fordi erosionskraften lokalt bliver for stor. Både bufferstriber og be-

voksede vandveje kræver løbende tilsyn, hvis funktionerne skal forblive in-

takte. Vedligeholdelsen omfatter især en årlig afpudsning af bevoksning eller

høslæt for at undgå etablering af træer. Hvis vegetationsdækket er skadet af

f.eks. erosion eller dyr, skal den genetableres.

Figur 3.1.

Vinterhvedemark med

erosionskløft på dalbunden, hvor

overfladeafstrømning koncentre-

res.

Effekt på fosfortab

Striber i landskabet med permanent bevoksning virker bedst over for fosfor

bundet til grovere jordpartikler og -aggregater, der aflejres, når vandhastighe-

den reduceres (Dillaha et al., 1989). Desuden vil et tæt vegetationsdække have

en filtereffekt på små aggregater. Derimod er sedimentation af lerpartikler be-

grænset. Da fosfor binder kraftigt til lerpartikler, er tilbageholdelseseffekten

noget mindre, hvis der transporteres en betydelig del dispergeret ler. Fosfor

opløst i vand kan infiltrere i bufferstriberne eller på vandvejene, hvorefter det

kan bindes til jord herunder til tidligere afsatte jordpartikler. Grundlæggende

er mekanismerne af fosfortilbageholdelse i bufferstriber og randzoner de sam-

men. Bufferstriberne vil typisk ligge på stejle arealer, hvorved effekter knyttet

til en opbremsning af afstrømningshastigheden vil være mindre udpræget.

Såvel internationale (Dorioz et al., 2006; Sheppard et al., 2006) som danske

studier (Kronvang et al., 2005) har vist, at bufferstriber kan reducere transpor-

ten af partikulært fosfor med 50 – 97 %. For opløste fosforformer er retentio-

nen oftest mellem 20 og 30 % (Vought et al., 1995; Dorioz et al., 2006). Variati-

onen er dog betydelig fra - 83% til + 95%. En negativ værdi betyder, at vandet

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

beriges med fosfor på sin vej gennem bufferen (Dillaha et al., 1989). Det er

vist, at bufferstriber kan fjerne 40 til 100 % af det tilstrømmende sediment,

medens fjernelsen af vand varierede fra 3 % til næsten 100 % (Dorioz et al.,

2006). Mange af de undersøgte bufferstriber har været anlagt på forholdsvist

fladt terræn, hvilket alt andet lige øger effektiviteten.

Effekten af græsbevoksede vandveje på tab af fosfor er dels indirekte, dels

direkte. Vandvejens primære mål er at transportere store vandmængder uden

at det eroderer og dermed løsriver jord og fosfor. Vandet, der strømmer til

vandvejen fra omliggende marker, vil have et indhold af sediment, partiku-

lært fosfor og opløst fosfor. Fiener og Auerswald (2006) har vist, at vandvejen

kan reducere afstrømningen betragteligt. En del af reduktionen kan tilskrives

infiltration af vand og dermed også af opløst fosfor. Fosfor aflejret eller ned-

sivet i bufferstriben eller på vandvejen kan optages af vegetationen, når denne

vokser. Ved løbende at fjerne biomasse, f.eks. ved høslæt, kan man modvirke,

at der frigives fosfor fra biomassen, når den nedbrydes, hvilket især kan være

kritisk efter vegetationen har været frosset (Bechmann et al., 2005; Kelly et al.,

2007; Roberts et al., 2012). Udfrysning af fosfor vurderes dog at være af min-

dre betydning under danske forhold.

En effektvurdering af bufferstriber og bevoksede vandveje for konkrete area-

ler bør inddrage en erosionsmodellering, der kan bidrage til en estimering af,

hvor meget fosfortransporten vil kunne nedbringes.

Effekt i tid og rum

Etablering af bevoksning i bufferstriber og på vandvejene kan foretages rela-

tivt hurtigt og med tiden vil en bedre jordstruktur og forøget makroporøsitet

forbedre infiltrationskapaciteten og dermed øge mulighederne for nedsivning

af opløst fosfor og afsætning af fosforholdigt materiale (Dosskey et al., 2007).

Derfor vil nyetablerede bufferstriber være mindre effektive end ældre (Fiener

& Auerswald, 2006). Etableringen af bevoksede vandveje kan være besværlig,

hvis området ofte udsættes for høj afstrømning. Grundlæggende vil afstrøm-

ningsmængderne afhænge af såvel klimatiske som af afgrøde- og dyrknings-

mæssige forhold på de marker, hvorfra vand strømmer til vandvejen. Da vi i

Danmark er uden erfaring med metoden, kan det blive nødvendigt med tiden

at tilpasse og justere udformningen af vandvejene til danske forhold. Kraftige

erosionshændelser er typisk kortvarige og forekommer med års mellemrum.

Derfor vil den tidslige effektivitet af virkemidlet være svingende.

Overlap i forhold til andre virkemidler

Randzoner langs vandområder er en form for bufferstriber med lignende vir-

kemåde. Agronomiske virkemidler som optimering af jordbearbejdning på

erosionsarealer og jordløsning i sprøjtespor kan kombineres med etablering

af bufferstriber og bevoksede vandveje, hvor den naturgivne erosionsrisiko

vurderes som værende særligt høj. I landskaber med vedvarende risiko for

kløfteerosion kan bevoksede vandveje og sedimentationsdamme kombineres.

Sikkerhed på data

Effekten af bufferstriber og bevoksede vandveje på fosfortransporten i land-

skabet er kun belyst ifm. case-studier og slet ikke i Danmark. Et større antal

internationale erosionsundersøgelser og erosionsmodelleringer tyder på en

potentielt god virkemiddeleffekt, som dog er meget afhængig af den lokale

implementering. Den nuværende erosionsrisikokortlægning for Danmark

kan understøtte udpegning af relevante arealer, men tillader kun overord-

nede skøn af effektfastsættelsen.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Kort afstand i tid mellem afstrømningshændelser giver risiko for, at sedimen-

teret materiale borteroderes fra bufferen ved successive afstrømningshændel-

ser, fordi der ikke er tid til, at planterødder kan gennemvokse afsat materiale.

Den kvantitative betydning af dette aspekt er dårligt belyst.

Tidshorisont for at skaffe data, hvis disse ikke findes

Gennemførsel af et relevant moniteringsprogram vil tage mere end fem år og

bør omfatte 5-10 oplande. Til gengæld kan en udvidet erosionsmodellering til

estimering af fosforerosion gennemføres inden for et halvt år, såfremt data

over den rumlige variation af markernes fosforindhold står til rådighed.

Forudsætninger og potentiale

Virkemidlet retter sig mod marker med høj erosionsrisiko, koncentreret af-

strømning og kløfterosion. Ved udlægningen af bufferstriber bør deres ud-

formning modsvare terrænets form og være bredere, hvor terrænet tilsiger

stor tilstrømning med høj energi. Ved pløjning af naboarealerne, skal det sik-

res, at der ikke skabes uhensigtsmæssige afstrømningsveje. I planlægningen

af virkemidlet skal der tages højde for områdernes hydrologiske opland og

hvor store vandmængder, der forventes at afstrømme på længere sigt. Etab-

leringen af effektive bufferstriber til at bryde overfladeafstrømningen kan be-

tyde en praktisk udfordring under danske forhold, hvor mange marker i ku-

perede landskaber er forholdsvis små.

Vedligeholdelse skal indtænkes, når virkemidlet tages i anvendelse. Muld-

varpe og andre gravende dyr kan med deres aktivitet lave gange, der leder

vand direkte igennem bufferen. En løbende afsætning af sediment i buffer-

striben eller på vandvejen kan over tid ændre vandstrømningen i en uhen-

sigtsmæssig retning. Græs i filterstriber og vandveje kan ødelægges af frost

og blive en kilde til fosfor.

På nuværende tidspunkt er der ikke lavet en analyse over, hvor stort et areal

virkemidlet med fordel vil kunne anvendes på. Der er dog gjort et indledende

groft skøn på grundlag af erosionsrisikokortlægningen (Onnen et al., 2019)

over, hvor bufferstriber eller bevoksede vandveje vil kunne etableres. Under

antagelse af at bufferstriber oprettes på dyrkningsjord, hvor der er sammen-

fald mellem høj erosionsrisiko (>7.5 t ha

-1

år

-1

) og terrænhældning over 10 gra-

der, kan der udpeges i alt ca. 5.500 ha. Samlet set estimeres der på disse are-

aler et jordtab på 90.000 ton. På nuværende tidspunkt kan det ikke siges, hvor

stor en del af dette materiale, der tilføres vandområderne. Ligeledes indehol-

der denne udpegning arealer, der i praksis vil være for små til etablering af

bufferstriber. Det anslås, at de enkelte bufferstriber vil dække et areal i stør-

relsesorden 0,1 – 0,2 hektar.

Ligesom med sedimentationsdamme kan etableringen af bevoksede vandveje

overvejes, hvor der er risiko for kløfteerosion og for at store mængder sedi-

ment transporteres hen over markgrænsen. Erosionsmodelleringen indikerer,

at der kan være op til 3.000 steder på dyrket areal, hvor der tabes mere end 1

ton jord år

-1

over markgrænsen (Se endvidere under virkemidlet ”Sedimenta-

tionsbassiner på marken som tiltag mod fosfortab ved erosion”). Det under-

streges, at modellen estimerer hvor meget jord, der flyttes over en mark-

grænse, og at det kun er en del af det transporterede fosfor, der ender i vand-

miljøet. Hvor stor en andel, der ender i vandmiljøet, kan vi ikke estimere med

det nuværende datagrundlag.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Udfordringer i forhold til kontrol og administration

Det skal afklares, hvad etablering af bufferstriber og vandveje med permanent

bevoksning betyder for administration og udbetaling af landbrugsstøtteord-

ninger.

Arealer omlagt til permanente bufferstriber og bevoksede vandveje kan kon-

trolleres via flyfotos og satellitbilleder.

Sideeffekter

Kvælstof

Virkemiddelarealerne vil ikke blive gødsket. Vand indeholdende kvælstof,

primært nitrat, kan infiltrere i bufferstriben, ligesom organisk kvælstof bun-

det til partikler kan sedimentere i bufferstriberne eller på vandvejene. Fjer-

nelse af kvælstof kan ske gennem optagelse i planter eller via denitrifikation,

alt afhængig af de i bufferne rådende forhold. I betragtning af det begrænsede

areal, som virkemidlet vil etableres på, vurderes effekten som lav.

Klima

Der forventes ingen nævneværdige klimaeffekter.

Natur og biodiversitet

Bufferstriber og græsbevoksede vandveje kan fungere som spredningskorri-

dor, fødekilde og refugium for større og mindre dyr.

Ophør af dyrkning fører til en flerårig flora, formentlig domineret af græsser

og næringskrævende stauder, idet jorden vil være næringsrig i mange år efter

ophør af gødskning (Walker et al. 2004, Ejrnæs & Nygaard 2011). Effekten vil

svare til omlægning af mark i omdrift til braklægning (Fredshavn & Strand-

berg 2013). Fraværet af jordbearbejdning og etablering af et permanent plan-

tedække vil gavne jordfaunaen og skabe nye levesteder for overfladeaktive

insekter og leddyr samt pattedyr og fugle (Holland & Reynolds 2003, Thorbek

& Bilde 2004). Fremvæksten af vilde planter vil give lidt mere føde til de be-

støvende insekter samt give føde og levesteder til agerlandets fugle og patte-

dyr. Tilsvarende vil produktionen af frø gavne frøspisende insekter, fugle og

pattedyr (Ejrnæs et al. 2014).

Plejen (slåning) af bufferstriber og græsbevoksede vandveje bør foretages

sidst i vækstsæsonen af hensyn til rugende fugle og andre dyreunger (El-

meros et al 2014).

Tabel 3.1.

Vurdering af effekten af virkemidlet ”Permanent plantedække på erosionstruede arealer og som barriere i landska-

bet” på natur og biodiversitet under forudsætning af, at der er tale om en permanent udtagning af arealet. Vurderingen af effek-

ten af virkemidlet i forhold til blomstersøgende insekter dvs. vilde bier, svirrefluer, sommerfugle m.fl. forudsætter at føderessour-

cen ikke er anvendes til honningproduktion.

Jordbunds-

fauna

2-3

1-2

Vilde planter

Vilde bier

Insekter og

1-2

Fugle

1-2

Pattedyr

1-2

Samlet vurdering

7-11

(føde og levesteder) leddyr i øvrigt

Skadegørere og pesticider

Bufferstriber og bevoksede vandveje forventes at kunne reducere tabet af an-

dre stoffer med lignende tabsveje som fosfor eksempelvis pesticider, hormon-

stoffer eller veterinære medikamenter.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Økonomi

Der er som angivet flere muligheder for permanent plantedække, men fokus

her er på etablering af striber med permanent græs, da etablering af randzo-

ner er et andet virkemiddel, og der ikke er nok data til generelt at beskrive

græsbevoksede vandveje. Vegetationsstriber eller bufferstriber kan være kon-

tursåede græsstriber, som sås på en skråning for at tilbageholde og reducere

erosionen. Bufferstriber i marken kan besværliggøre markarbejdet, hvis den

almindelige dyrkningsretning i marken er op og ned ad skråningerne. Der vil

derfor typisk være højere maskinomkostninger forbundet ved etablering af

bufferstriber, men som det fremgår af Pedersen og Thorsted (2014), er der

mange muligheder, hvorfor omkostningerne vil variere meget.

Det vurderes her, at de bræmmer der etableres typisk er på 10 * 100 meter, og

de dyrkes med permanent græs. Arealerne har, som angivet ovenfor, en risiko

for høj erosion, da der er en hældning på over 10 grader. Arealet udgør som

anført ovenfor ca. 5.500 ha. En analyse af jordtyper viser, at 64% er JB1-4 (sand)

og resten (34%) er lerjord (JB5-11). De meste dominerende jordtyper er JB4 og

JB6. Den mængde jord, der eroderes pr. ha, er størst for JB2. Ved en hældning

over 20 grader vil arealet typisk være svært at dyrke med kornafgrøder.

De arealer, der udtages, vil typisk være mindre arealer (måske 0,1 ha), men

hvor det er større arealer og på tværs af kørselsretningen, kan det have betyd-

ning for maskineffektiviteten, hvis marker skal opdeles. Omvendt er det ofte

svært foretage en god jordbearbejdning på de stejleste arealer, og udbyttet vil

typisk vil være lavere end gennemsnittet på disse arealer.

Fordi der udvælges de arealer, der har de højeste fosfortab, så anslås det, at

tabet er ca. 2 kg P pr. ha. Samlet tab er således ca. 11 tons fosfor. Effekten af

virkemidlet er anslået til 80 – 100 %.

Udtagning betyder et tab af dækningsbidrag på 3.027 kr. pr. ha på lerjord og

1.193 kr. pr. ha på sandjord (se bilag 1). Den årlige omkostning ved udtagning

af 5.500 ha fordelt som angivet ovenfor udgør således 10,0 mio. kr. svarende

til 1.817 kr. pr. ha (vægtning 64/34 sand/ler som angivet ovenfor).

Dette svarer til 908 kr. pr. kg fosfor i den budgetmæssige opgørelse. I den

velfærdsøkonomiske opgørelse udgør omkostningerne 2.325 kr. pr. ha eller

1.163 kr. pr. kg fosfor.

En anden mulighed er udtagning af arealer i fordybninger eller dale, hvor

vand samler sig, inden det strømmer hen over markgrænsen, uden der dog er

tale om lavbundsarealer. Disse områder er kendetegnet ved høj risiko for kløf-

teerosion og omfatter som tidligere angivet ca. 3.000 steder. Det vurderes, at

et typisk område, der udtages, udgør 0,1 – 0,2 ha pr. lokalitet eller ca. 300-600

ha på landsplan. I henhold til den overordnede vurdering af tabspotentialet

for fosfor ved erosion opgøres effekten til 1,6 - 2 kg P pr. ha. Fordelingen på

jordtype er skønnet at være som ovenfor med 64% på sandjord.

Omkostningen ved udtagningen udgør også her 1.817 kr. pr. ha. Samlet er

omkostningen 0,5 – 1,1 mio. kr. Effekten er anslået til ca. 0,6 – 1,2 tons fosfor

årligt. På den baggrund kan omkostningen også her opgøres til 908 kr. pr. kg

fosfor i den budgetmæssige opgørelse eller 1.163 kr. pr. kg i den velfærds-

mæssig opgørelse.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Tabel 3.2.

Omfang, omkostninger og omkostningseffektivitet af plantedække i forhold til fosfor.

Virkemiddel

Erosionstruede arealer

Bevoksede vandveje

Areal

(ha)

5.500

300-600

Effekt

(kg P/ha)

1,6 - 2

Omkostning

(kr. pr. ha)

1.817

Kr. pr. kg P

(budget)

908 – 1136

908 - 1136

Kr. pr. kg P

(velfærd)

1.163 - 1455

Referencer

Atkins, D.M., og J.J. Coyle. 1977. Grass waterways in soil conservation. USDA

Leaflet 477. U.S. Gov. Print. Office, Washington, DC.

Barling, R.D., Moore, I.D. 1994. Role of buffer strips in management of water-

way pollution: A review. Environ. Management 18, 543-558.

Bauer, F., Dyson, J., Henaff, G. L., Laabs, V., Lembrich, D., Mezeray, J. M.,

Real, B. og Roettele, M. (2014) Anbefalinger til minimering af pesticidtab fra

marker som følge af overfladeafstrømning og erosion. En rapport udarbejdet

i TOPPS projektet

http://www.topps-life.org/

Bechmann, M.E., Kleinman, P.J.A., Sharpley, A.N., Saporito, L.S. 2005. Freeze–

thaw effects on phosphorus loss in runoff from manured and catch‐cropped

soils. J. Environ. Qual. 34, 2301–2309.

Briggs, J.A., Whitwell T., Riley, M.B. 1999. Remediation of herbicides in runoﬀ

water from container plant nurseries utilizing grassed waterways. Weed

Technol. 12, 157–164.

Briones, MJI, Schmidt, O. 2017. Conventional tillage decreases the abundance

and biomass of earthworms and alters their community structure in a global

meta-analysis. Glob Change Biol 1–24. DOI: 10.1111/gcb.13744

Dillaha, T.A., Reneau, R.B., Mostaghimi, S., Lee, D. 1989: Vegetative Filter

Strips for Agricultural Nonpoint Source Pollution-Control. – Transactions of

the Asae 32, 513-519.

Dorioz, J.M., Wang, D., Poulenard, J., Trevisan, D. 2006: The effect of grass

buffer strips on phosphorus dynamics – A critical review and synthesis as a

basis for application in agricultural landscapes in France. Agriculture Ecosys-

tems & Environment 117, 4-21.

Dosskey, M.G., Hoagland, K.D., Brandle, J.R. 2007: Change in filter strip per-

formance over ten years. Journal of Soil & Water Conservation 62, 21-32.

Elmeros, M. Therkildsen, O.R. Strandberg, B. Kryger, P. 2014. Betydning af

slåning af brakarealer for hhv. råvildt, harer, jordrugende fugle, bier og føde-

grundlag for vilde dyr. Notat fra DCE.

Ejrnæs, R., & Nygaard, B. 2011. Kapitel 4: Græsland og hede. I: Ejrnæs, R.,

Wiberg-Larsen, P., Holm, T.E., Josefson, A., Strandberg, B., Nygaard, B., An-

dersen, L.W., Winding, A., Termansen, M., Hansen, M.D.D., Søndergaard, M.,

Hansen, A.S., Lundsteen, S., Baattrup-Pedersen, A., Kristensen, E., Krogh,

P.H., Simonsen, V., Hasler, B. & Levin, G. 2011: Danmarks biodiversitet 2010

– status, udvikling og trusler. Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Univer-

sitet. 152 sider – Faglig rapport fra DMU nr. 815.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Ejrnæs, R., Bettina Nygaard, Morten Strandberg. 2014. Forbedring af naturtil-

stand og biodiversitet efter ophør af gødskning og sprøjtning af §3-arealer.

Notat fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi. 27. november 2014.

Fiener, P., Auerswald, K. 2003. Effectiveness of grassed waterways in reduc-

ing runoff and sediment delivery from agricultural watersheds. J. Environ.

Qual. 32, 927–936.

Fiener, P., Auerswald, K. 2006. Influence of scale and land use pattern on the

efficacy of grassed waterways to control runoff. – Ecological Engineering 27,

208-218.

Fredshavn; Jesper R. og Morten Strandberg. 2013. Kvalitativ vurdering af

EFA-arealers effekt på biodiversiteten. Notat fra DCE - Nationalt Center for

Miljø og Energi. 11. september 2013

Holland, JM, Reynolds, CR. 2003. The impact of soil cultivation on arthropod

(Coleoptera and Araneae) emergence on arable land. Pedobiologia 47, 181–191.

Kelly, J.M., Kovar, J.L., Sokolowsky, R., Moorman, T.B. 2007. Phosphorus up-

take during four years by different vegetative cover types in a riparian buffer.

Nutr Cycl Agroecosyst 78, 239–251.

Kronvang, B., Laubel, A., Larsen, S.E., Andersen, H.E., Djurhuus, J. 2005:

Buffer zones as a sink for sediment and phosphorus between the field and

stream: Danish field experiences. – Water Science & Technology 51, 55-62.

Lowrance, R., Dabney, S., Schultz, R. 2002. Improving water and soil quality

with conservation buffers. Journal of Soil and Water Conservation 57, 36-43.

Morgan, R.P.C. 2005. Soil erosion and conservation. Third edition. Blackwell

Publishing, UK.

Norris, V. 1993. The use of buffer zones to protect water quality: A review.

Water Res. Management 7, 257-272.

Onnen, N., Heckrath, G., Stevens, A., Olsen, P., Greve, M.B., Pullens, J.W.M.,

Kronvang, B., Van Oost, K., 2019. Distributed water erosion modelling at fine

spatial resolution across Denmark. Geomorphology 342, 150–162.

Pedersen, P.H. og Thorsted, M.D. (2014). Bevar mulden og en god plantebe-

stand ved at undgå overfladeafstrømning. Plantenyt 1152. SEGES.

Poesen, J., Nachtergaele, J., Verstraeten, G., Valentin, C., 2003. Gully erosion and

environmental change: importance and research needs. CATENA 50, 91–133.

Renard, K.G., Foster, G.R., Weesies, G.A., McCool, D.K., Yoder, D.C., 1997.

Predicting soil erosion by water: a guide to conservation planning with the

Revised Universal Soil Loss Equation (RUSLE). United States Department of

Agriculture Washington, DC.

Roberts, W.M., Stutter, M.I., Haygarth, P.M. 2012. Phosphorus retention and re-

mobilization in vegetated buffer strips: a review. J. Environ. Qual. 41, 389–399.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Sheppard, S.C., Sheppard, M.I., Long, J., Sanipelli, B., Tait, J. 2006: Runoff

phosphorus retention in vegetated field margins on flat landscapes. – Cana-

dian Journal of Soil Science 86, 871-884.

Thorbek, P, Bilde, T. 2004. Reduced numbers of generalist arthropod preda-

tors after crop management. Journal of Applied Ecology 41, 526-538.

USDA-NRCS, 2019. United States Department of Agriculture, Natural Re-

sources Conservation Service. Conservation Practices.

https://www.nrcs.usda.gov/wps/portal/nrcs/detailfull/national/tech-

nical/cp/ncps/?cid=nrcs143_026849

last visited 21

January 2020.

Van Oost, K., Govers, G., Desmet, P., 2000. Evaluating the effects of changes

in landscape structure on soil erosion by water and tillage. Landsc. Ecol. 15,

577–589.

Veihe, A., Hasholt, B., Schiøtz, I.G., 2003. Soil erosion in Denmark: processes

and politics. Environmental Science and Policy 6, 37-50.

Vought, L.B.M., Pinay, G., Fuglsang, A., Ruffinoni, C. 1995. Structure and

function of buffer strips from a water quality perspective in agricultural land-

scapes. Landscape and Urban Planning 31, 323-331.

Walker K.J., Stevens P.A., Stevens D.P., Mountford J.O., Manchester S.J. & Py-

well R.F. 2004. The restoration and re-creation of species-rich lowland grass-

land on land formerly managed for intensive agriculture in the UK. Biological

Conservation, 119, 1-18.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Negativ fosforbalance (målrettet undergødskning med fosfor)

Gitte Holton Rubæk

, Goswin Heckrath

, Hans Estrup Andersen

, Beate Strandberg

(natur og biodiversitet), Marianne Bruus

(natur og biodiversitet), Nicholas

Hutchings

(klima) og Brian H. Jacobsen

(økonomi)

Fagfællebedømmelse: Lars Juhl Munkholm

, Berit Hasler

(økonomi) og Louise Mar-

tinsen

(økonomi)

Agroøkologi AU

Bioscience, AU

Fødevare- og Ressourceøkonomi, KU

Miljøvidenskab, AU

Funktion og anvendelse

Virkemidlet reducerer mængden af fosfor i dyrkningslaget. Dette sker ved, at

man over en årrække gødsker med mindre fosfor, end afgrøderne bortfører.

Virkemidlet kan sættes ind med forskellig styrke. Størst når gødskning med

fosfor helt udelades samtidig med, at der dyrkes en afgrøde, der bortfører

meget fosfor. Målrettet undergødskning påvirker kilden til fosfortab fra land-

brugsjord, men ikke den måde fosfor tabes på. Virkemidlet egner sig derfor

til stort set alle områder med risiko for fosfortab, men effekten varierer efter

hvilken transportproces, der er aktiv for risikoområdet.

Virkemidlet, som det er formuleret her, er rettet mod minerogene højbunds-

jorde, hvor det har effekt på arealer med risiko for fosfortab via erosion og

overfladeafstrømning og arealer med risiko for tab via makroporer og dræn.

Disse arealer vil, qua måden risikoområderne udpeges på, typisk have for-

holdsvis høje fosfortal. Virkemidlet kan teoretisk også have effekt på matrix-

udvaskning til dræn, men denne effekt er ikke medtaget, fordi matrixudvask-

ning (tabel 1 i det indledende kapitel) vil være bestemt af jordens mætnings-

grad i drændybden, og tidshorisonten for at ændre denne vil være meget lang.

Virkemidlet vil ikke have målbar effekt på fosfortabet til vandmiljøet, hvis det

sættes ind i områder uden risiko for fosfortab.

For lavbundsjorde er effekten af nedbringelse af jorden fosforpulje via høst af

biomasse beskrevet i virkemidlerne Paludikultur og Fjernelse af biomasse i

randzoner og engarealer (denne rapport).

Den reduktion i jordens fosforindhold, som kan opnås i en enkelt vækstsæson

er ret beskeden (typisk i en størrelsesordenen på 10-30 kg P/ha årligt), når

den ses i forhold til at pløjelaget gennemsnitligt indeholder 1840 kg P/ha (Ru-

bæk et al., 2013). Derfor skal virkemidlet sættes ind over en længere årrække,

før der kan opnås reduktion i fosfortabet, der har reel betydning for vandmil-

jøet (Withers et al., 2019). Det er vanskeligt at kvantificere effekten af virke-

midlet generelt og præcist, da datagrundlaget herfor er spinkelt og ikke re-

præsentativt for den betydelige variation, der findes mellem jordtyper i for-

skellige egne af landet. At der vil være en effekt betragtes til gengæld som

værende sikkert, da jordpuljen under danske forhold anses for at udgøre den

vigtigste kilde til fosfortabet fra dyrket jord (Heckrath et al. 2009). Virkemidlet

vil typisk have størst effekt, hvis det sættes ind på jorde med høj fosformæt-

ningsgrad (Kleinman, 2017, Fisher et al., 2017), for danske jorde vil dette ty-

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

pisk være jorde, der også har høje fosfortal (Andersen et al., 2016). Da virke-

midlet adresserer størrelsen af selve kilden til fosfortabet fra landbrugsjord,

er det væsentligt især for den langsigtede indsats mod fosfortab fra land-

brugsjord (Withers et al., 2019).

Effekt på fosfortab

Arealer med risiko for erosion og overfladeafstrømning

Virkemidlet har effekt på disse arealer, fordi fosforindholdet i overjorden spil-

ler en afgørende rolle for hvor meget både opløst og partikulært fosfor, der

kan tabes via erosion og overfladeafstrømning. Når arealet tilføres mindre

fosfor, end der fjernes med afgrøderne, vil fosforindholdet i rodzonen og der-

med også fosformætningsgraden reduceres.

Arealer med risiko for tab via makroporer og dræn

Som for arealer med risiko for erosion, så spiller overjordens indhold af fosfor

en afgørende rolle for hvor meget fosfor, opløst såvel som partikelbundet, der

kan tabes via makroporer og dræn. Jo mindre fosforindholdet i jorden er, jo

mindre kan der tabes.

På begge typer af risikoområder kan virkemidlet sættes ind samtidig med de

andre virkemidler på dyrkningsfladen, som virker ved at reducere mobilise-

ringen af jord og jordbundet fosfor i dyrkningslaget: Gips/strukturkalk, Op-

timering af jordbearbejdning, Permanent plantedække på erosionstruede are-

aler, Undlade sprøjtespor (denne rapport), men effekten af de kombinerede

virkemidler er ikke nødvendigvis additiv.

Effekten af dette virkemiddel opgjort som reduktion af jordens fosforindhold

kan gøres med rimelig sikkerhed. Derimod er det langt vanskeligere at opgøre

effekten som en reduktion i fosfortabet til vandmiljøet, da der ikke findes et

fyldestgørende datagrundlag, hverken til at fastsætte størrelsen af tabet før

virkemidlet sættes ind eller til at fastsætte effekten af virkemidlet, som samti-

dig tager korrekt hensyn til forskelle i jordtype m.m. For denne rapport har vi

derfor valgt at tage udgangspunkt i de skøn over fosfortab i områder med

risiko for erosion og områder med risiko for tab via udvaskning og makropo-

rer til dræn, som er angivet i tabel 2,3 i det indledende kapitel. Her til kommer,

at vi har vurderet effekten af negativ fosforbalance ud fra hvor meget fosfor

en dansk landbrugsjord gennemsnitligt indeholdt i 1997/98 ifølge Rubæk et

al. (2013) og en forsimplet antagelse om, at den relative reduktion i pløjelagets

indhold af totalfosfor modsvares af en tilsvarende relativ reduktion i fosfor-

tabet, som det er angivet i tabel 3.3. Følgende overvejelser ligger til grund:

Dansk landbrugsjord indeholder i gennemsnit 525 mg P/kg jord i de øverste 25

cm (Rubæk et al., 2013). Hvis dette jordlags densitet sættes til 1,4 g/cm

svarer

det til 1840 kg P/ha. Udpining af jorden med 100 kg P (svarende til –5 kg P/ha

i 20 år eller -20 kg P/ha i 5 år) svarer således til en reduktion af jordens totalfos-

forindhold på ca. 5 %. En udpining af jorden med en styrke svarende til 400 kg

P/ha (f.eks. som -20 kg P/ha i 20 år) vil reducere jordens fosforindhold med

22%. I tabel A) er disse relative talstørrelser sammenregnet med de absolutte

tabsstørrelser angivet i indledningens tabel 1.1 for de to tabsveje. Disse tal an-

vendes i denne rapport for de videre økonomiske beregninger.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Tabel 3.3.

Vurdering af effekten af negativ P-balance på arealer med risiko for erosion eller tab af fosfor via makroporer til

dræn, sat ind med to forskellige styrker

Undergødskning sat ind med en styrke på

lance på 10 kg P/ha om året i 10 år

Type af risikoareal

Reduktion i fosfor-

stor risiko for tab

(kg P/ha)

Erosion

Tab via makroporer til dræn

0,1

0,05

Reduktion i fosfortab

stor risiko for tab

(kg P/ha)

0,01

Undergødskning sat ind med en styrke på 400

20 kg P/ha i 20 år

Reduktion i fosfortab Reduktion i fosfortab på

siko for tab

(kg P/ha)

0,44

0,22

risiko for tab

(kg P/ha)

0,02

100 kg P/ha, f.eks. fordelt som negativ ba- kg P/ha, f.eks. fordelt som negativ P balance på

tab på arealer med på arealer med middel- på arealer med stor ri- arealer med middelstor

Effekten af virkemidlet vil med ovenstående metode kunne opgøres mere

præcist efter, hvor kraftigt virkemidlet sættes ind, og efter hvor mange år det

har til at virke. Effekten kan også opgøres mere præcist, hvis topjordens fak-

tiske indhold af fosfor kendes.

Som nævnt findes der kun meget få data gældende for danske forhold, som

med direkte målinger af fosfortab understøtter fastsættelsen virkemiddelef-

fekter (se indledende kapitel). Det har tilmed under feltforhold i Danmark

kun været muligt at finde en beskeden sammenhæng mellem fosformæt-

ningsgraden i overjorden og koncentrationen af fosfor i drænvand fra 45 mar-

ker (Andersen et al., 2006 og Andersen et al., 2016). Til gengæld findes der i

den internationale litteratur stærk evidens for sammenhæng mellem jordens

fosforstatus (målt som fosformætningsgrad eller ved simple fosfor-tests) og

hvor meget fosfor, der kan tabes til vandmiljøet (f.eks. Heckrath et al., 1995;

McDowell and Sharpley, 2001, Glæsner et al., 2013; Kleinman et al., 2015; Kle-

inman 2017; Fisher et al., 2017). En revurdering af den her anvendte indirekte

tilgang og de anvendte talstørrelser, der ligger til grund for effektfastsættel-

sen, er relevant i forlængelse af projektet med risikokortlægning (Andersen &

Heckrath, under forberedelse), da projektet har genereret et nyt og væsentligt

datasæt med målinger af fosforindhold i dansk landbrugsjord. Revurderin-

gen bør for relevante danske jordtyper belyse usikkerheden i de relationer

mellem fosfortallet og andre relevante fosforindikatorer (jordens totalfosfor-

indhold, vandopløseligt fosfor og mætningsgrad), som indgår som grundlag

for den anvendte effektfastsættelse. Denne revurdering vil kunne udføres in-

denfor 1-3 år, hvis der afsættes de nødvendige ressourcer hertil.

Forudsætninger og potentiale

Såfremt dette virkemiddel sættes ind på arealer der modtager husdyrgød-

ning, kræver det foranstaltninger, der tager hånd om den fortrængte husdyr-

gødning, f.eks. ved at denne afsættes til andre arealer. Samtidig skal der an-

skaffes fosforfattig erstatningsgødning.

Såfremt arealet hidtil har været gødet med handelsgødning, vil der kunne

spares udgifter til handelsgødningsfosfor.

For at opnå størst mulig fosforfjernelse fra arealet skal der fuldgødskes med

kvælstof.

Qua fosfortallets vigtige rolle i forbindelse med udpegningen af risikoområder,

vil virkemidlet typisk kunne komme i spil på marker med forholdsvis høje fos-

fortal, hvor fosforrespons i afgrøden ikke forventes. Dog vil der ved under-

gødskning med fosfor og samtidig fuldgødskning af kvælstof især på længere

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

sigt kunne opstå fosforbegrænsning af afgrødens vækst med udbyttetab og dår-

lig udnyttelse af tilført kvælstof til følge. Ligeledes er der på sandede jorde i

visse egne af landet observeret reduktion i udbyttet, når fosforgødskning ude-

lades også på arealer med moderat til højt fosfortal (Lemming, 2020). Årsagen

hertil, og en præcis afgrænsning af hvilke jorde det drejer sig om, er ikke klar-

lagt endnu, men belyses i et netop igangsat fællesprojekt mellem SEGES og AU

(Arealer med overset fosforbehov). På disse jorde vil virkemidlet kunne påvirke

udbyttet, især hvis det implementeres med stor styrke.

Fosforkrævende afgrøder kan blive fravalgt, særligt hvis virkemidlet imple-

menteres på en måde, hvor fosforgødskning udelades fuldstændigt.

Udfordringer i forhold til kontrol og administration

For at opnå de skitserede effekter på fosfortabet til vandmiljøet skal virkemid-

let indsættes på mark eller delmarkniveau og på risikoarealer for de nævnte

fosfortabsveje.

Sideeffekter

Kvælstof

Der vil være risiko for reduceret kvælstofudnyttelse i de situationer, hvor vir-

kemidlet fører til fosforbegrænsning af afgrødens vækst. Det er p.t. ikke mu-

ligt at vurdere, hvor stor denne effekt vil være, og hvor stort sammenfaldet

vil være mellem marker, hvor der kan opstå udbyttenedgang og udpegningen

af risikoområder.

Klima

Så længe undergødskning ikke giver anledning til fosforbegrænsning af af-

grødens vækst og dårlig kvælstofudnyttelse, vil der ikke være nævneværdige

klimaeffekter.

Natur og biodiversitet

Virkemidlet skønnes ikke at have væsentlige effekter på terrestrisk natur og

biodiversitet inden for en overskuelig årrække, idet fjernelsen af fosfor er lille

sammenlignet med indholdet af fosfor i landbrugsjord (se kapitel 1), og den

øvrige landbrugsdrift forventes at være uændret.

Tabel 3.4.

Forventede effekter af virkemidlet ”Undergødskning med P” på terrestrisk natur og biodiversitet.

Jordbunds-

fauna

0-1

Vilde planter

Vilde bier

Insekter og

Fugle

Pattedyr

Samlet vurdering

(føde og levesteder) leddyr i øvrigt

Skadegørere og pesticider

Der forventes ingen nævneværdig effekt på pesticidforbruget

Økonomi

Som angivet ovenfor så vil dette virkemiddel skulle anvendes på risikoarea-

ler, for at effekten bliver størst. Da der fraføres mere fosfor, end der tildeles,

opnås en reduktion i fosforbeholdningen og tabet. Fosfortallet vil her kunne

bruges i forbindelse med udpegningen af risikoarealer på markniveau. Det

kan dog være svært at vurdere omfanget af alle tabsveje.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Det vil være logisk at fokusere indsatsen mod arealer med stor risiko for tab,

da effekten er 3-5 gange højere end for områder med middelstor risiko (se

tabel 3.3). Effekten af en undergødskning på 100 kg P (10 kg P/ha * 10 år) i

forhold til erosion er opgjort til i alt 0,1 kg P/ha og i forhold til tab via makro-

porer til 0,05 kg P/ha, når der fokuseres på høj-risikoarealer. Ved større un-

dergødskning på 400 kg P (20 kg P/år i 20 år) på høj-risikoarealer er effekten

henholdsvis 0,44 og 0,22 kg P pr. ha pr. år for erosion og tab via makroporer.

Det antages her, at undergødskningen ikke foretages i så lang tid, at det har

en indvirkning på afgrødens udbytte. Det vurderes endvidere, at virkemidlet

gradueres efter lokalitet, således at der ikke vælges kraftig undergødskning,

hvor der dyrkes meget fosforkrævende afgrøder. Undersøgelser viser dog, at

der ikke er nogen entydig sammenhæng mellem fosfortal og effekt af yderli-

gere fosfor (Diamonioumfosfat) til vintersæd om efteråret (Lemming, 2020).

Indsatsen er målrettet højbundsjord, men det fremgår samtidig, at fosforba-

lancen i dag er nul eller negativ på mange lerjordsarealer (Poulsen et al., 2019).

Udviklingen i fosfortallet har således været negativ på lerjorde i Østdanmark,

mens den har været konstant i Vestdanmark (Poulsen et al., 2019). Der kan

dog lokalt godt være områder, hvor der er fosforrisikoarealer også i Østdan-

mark. Det synes således svært at angive, hvor stort et areal der er potentialet

for en negativ fosforbalance, uden at dette påvirker udbyttet.

Et krav om undergødskning vil for husdyrbedrifter ofte betyde, at der vil

være øget transport ved udbringning af husdyrgødning, da arealerne skal til-

deles mindre end det, som indgår i fosforloftet (Jacobsen, 2017). Som angivet

i analyser i forbindelse med implementeringen af fosforloftet i den nye hus-

dyrregulering, vil behovet for yderligere transport afhænge af adgangen til

alternative udbringningsarealer lokalt. Der er tidligere anvendt et omkost-

ningsniveau på 200-750 kr. pr. ha udbringningsareal pr. år, da husdyrgødnin-

gen nu skal udbringes med en lavere mængde pr. ha end tidligere (Jacobsen,

2017). Omvendt vil naboer i nærområdet kunne reducere deres behov for fos-

for fra handelsgødning. Omkostningerne for erhvervet er derfor lavere end

de direkte omkostninger for husdyrbedrifterne. For plantebedrifter vil et la-

vere forbrug af fosfor i handelsgødning reducere gødningsomkostningerne.

Det vurderes, at hovedparten af bedrifterne med et højt fosfortal er husdyrbe-

drifter.

Samlet betyder dette, at der i de fleste tilfælde ikke vil forekomme en reduk-

tion i udbytte og indtjening som følge af lavere fosfortildeling, men at der for

nogle bedrifter kan være øgede nettoomkostninger koblet til udbringning af

husdyrgødning over en længere distance (200-750 kr. pr. ha). Disse omkost-

ninger vil variere meget fra lokalitet til lokalitet, og omfanget er derfor meget

usikkert, da det potentielle højrisikoareal ikke er opgjort, ligesom der ikke er

en nærmere angivelse af geografisk placering. De laveste omkostninger vil

være i områder med mange planteavlsbedrifter.

For en bedrift med søer med smågrise vil et niveau på 1,4 DE/ha give en tilde-

ling på op til 35 kg P pr. ha, og der tildeles i dette tilfælde 1,07 ton gylle pr. kg

P (Knudsen et al., 2015). Der tildeles således 37 tons gylle pr. ha. Ved krav om

kun 25 kg P pr. ha (-10 kg P pr. ha) kan der kun tildeles 27 tons gylle pr. ha, og

de sidste 10 tons gylle skal afsættes på ca. 0,27 ha hos andre landmænd. Hvis

dette har en omkostning, der ligger lidt over minimum på f.eks. 300 kr. pr. ha,

så koster det altså 80 kr. at afsætte de 10 ton svarende til 8 kr. pr. tons gylle eller

8 kr. pr. kg P i reduceret tildeling pr. ha. Omvendt vil den bedrift, der modtager

mere fosfor til sin vårbyg, kunne spare indkøb af 10 kg P svarende til 120 kr.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

ved en pris på 12 kr. pr. kg P (Farm online, 2019). Samlet vil det altså være en

omkostning for husdyrbedriften, men en gevinst for planteavlsbedriften, og

netto vil det også være en gevinst på 40 kr. samlet set for de to bedrifter i dette

eksempel. Ved højere omkostninger (fx 750 kr. pr. ha harmoniareal) grundet

længere transport, vil der i disse tilfælde være tale om en nettoomkostninger

for de to bedrifter på op til 8 kr. pr. kg P ved en omkostning på 750 kr. pr. ha for

at finde nyt harmoniareal. Der er således typisk tale om nettoomkostninger for

bedrifterne på -4 til 8 kr. pr. kg P i reduceret tilførsel.

Til sammenligning kan det anføres, at der gives en støtte på 5 kr. pr. kg P til

mink- og fjerkræbedrifter, der er beliggende i oplande, hvor der gælder skær-

pede fosforlofter (områder til oplande til fosforfølsomme søer) (Landbrugs-

styrelsen, 2019). Da en stor andel af arealer med risiko for fosfortab findes på

husdyrbedrifter i områder med over gennemsnit husdyrintensitet, så vurde-

res omkostningen at være 5 kr. pr. kg P i reduceret tilførsel.

Set i forhold til reduktionen i fosfortabet så er effekten i højrisikoområder som

tidligere angivet opgjort til 0,1 kg P/ha/år for erosion og 0,05 kg P/ha/år for

makroporer ved en reduceret tildeling på 10 kg P pr. ha (i 10 år). Med en

omkostning på 5 kr. pr. kg P i reduceret tildeling (50 kr. pr. ha) bliver omkost-

ningen 500 kr. pr. kg P i forhold til reduceret erosion og 1.000 kr. pr. kg P i

forhold til makropore tab. Opgjort i velfærdsøkonomisk omkostninger udgør

det 640 kr. pr. kg P for erosion og 1.280 kr. pr. kg P i forhold til makropore.

Hvis virkemidlet doseres i form af en undergødskning på 20 kg P/ha i 20 år

er effekten angivet til 0,44 kg P/ha/år for erosion og 0,22 kg P/ha/år for ma-

kroporer. Med en omkostning på 5 kr. pr. kg P i reduceret tildeling (100 kr.

pr. ha) bliver omkostningen 227 kr. pr. kg P i forhold til reduceret erosion og

455 kr. pr. kg P i forhold til makroporetab. Opgjort i velfærdsøkonomiske om-

kostninger udgør det 291 kr. pr. kg P for erosion og 582 kr. pr. kg P i forhold

til makroporetab.

Referencer

Andersen, HE., Baattrup-Pedersen, A., Blicher-Mathiesen, G., Christensen,

JPA., Heckrath, GJ., Jensen, PN. (red.), Vinther, FP., Rolighed, J., Rubæk, GH.,

Søndergaard, M. 2016, Redegørelse for udvikling i landbrugets fosforforbrug,

tab og påvirkning af Vandmiljøet. Teknisk rapport fra DCE - Nationalt Center

for Miljø og Energi, nr. 77, Aarhus Universitet, DCE - Nationalt Center for

Miljø og Energi.

Andersen; HE., Larsen, SE., Kronvang, B., Hansen, KM., Laubel, A., Windolf,

J., Muus, K. 2006. Fosfat i drænvand. Vand & Jord 13, 152-156.

Andersen, H.E. & Heckrath, G. (red.). Fosforkortlægning af dyrkningsjord og

vandområder i Danmark. Rådgivningsrapport fra DCE - Nationalt Center for

Miljø og Energi, Aarhus Universitet, DCE - Nationalt Center for Miljø og

Energi (under forberedelse).

Jacobsen, B. H., (2017). Opgørelse af erhvervsomkostninger ved justeringer og

endelige fosforlofter som angivet i den nye husdyrlov fra 2017, 9 s., mar. 31,

2017. IFRO Udredning, Nr. 2017/09

https://static-curis.ku.dk/portal/fi-

les/179433632/IFRO_Udredning_2017_09.pdf

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Jacobsen, B. H., (2016). Driftsøkonomiske konsekvenser ved model for fosfor-

regulering som led i ny husdyrarealregulering, 15 s., sep. 22, 2016. IFRO Ud-

redning,

Nr.

2016/19.

https://static-curis.ku.dk/portal/fi-

les/192565346/IFRO_Udredning_2016_19.pdf

Farmtal Online (2019). Budgetkalkuler.

https://farmtalonline.dlbr.dk/Navi-

gation/NavigationTree.aspx

Fischer, P, Pöthig, R., Venohr, M. 2017. The degree of phosphorus saturation

of agricultural soils in Germany: Current and future risk of diffuse P loss and

implication for soil P management in Europe. Sci. Total Environ. 599-600,

1130-1139.

Glæsner, N., Kjærgaard, C., Rubæk, GH., Magid, J. 2013. Relation between soil

P test values and mobilization of dissolved and particulate P from the plough

layer of typical Danish soils from a long-term field experiment with applied

P fertilizers. Soil Use and Management, 29:297-305.

Heckrath, G. Brookes, P., Poulton, P. & Goulding, KWT. 1995. Phosphorus

leaching from soils containing different P concentrations in the Broadbalk ex-

periment. J. Environ. Qual. 24, 904-910.

Heckrath, G, Andersen, HE, Rubæk, GH, Kronvang, B, Kjærgaard, C & Hoff-

mann, CC. 2009. Et web-baseret P-indeks som miljøplanlægningsværktøj: del

1. Vand og Jord, nr. 2, s. 44-48.

Kleinman, PJ. 2017. The persistence environmental relevance of soil phospho-

rus sorption saturation. Curr. Pollut. Rep. 3, 141-150.

Kleinman, PJA., Church, C., Saporito, LS., McGrath, JM., Reiter, MS. Allen,

AL., Tingle, S. Binford, GD., Han, K. and Joern, BC. 2015. Phosphorus leaching

from agricultural soils of the Delmarva Peninsula, USA. J. Environ. Qual., 44,

525-534.

Lemming, C. 2020. Erfaringer fra mere end 50 landsforsøg med efterårsgødsk-

ning af vintersæd. Indlæg ved Plantekongressen, Herning d 14-15 Januar

2020.

https://www.landbrugsinfo.dk/Planteavl/Plantekongres/Sider/Ses-

sionsoversigt-Plantekongres-2020.aspx# _Toc22033744

McDowell, RW., Sharpley AN. 2001. Approximating phosphorus release from

soils to surface runoff and subsurface drainage. J. Environ. Qual. 30: 508-520.

Poulsen, H. D., Møller, H.B., Klinglmair, M. og Thomsen, M. (2019). Fosfor i

Dansk Landbrug – ressource og udfordring. Vidensynteserapport

https://dce2.au.dk/pub/Fosfor_folder.pdf

Rubæk, GH, Kristensen, K, Olesen, SE, Østergaard, HS & Heckrath, GJ 2013,

Phosphorus accumulation and spatial distribution in agricultural soils in Den-

mark, Geoderma, bind 209-210, s. 241-250. https://doi.org/10.1016/j.ge-

oderma.2013.06.022

Withers, PJA., Vadas, PA., Uusitalo, R., , Forber, KJ., Hart, M., Foy, RH., Del-

gado, A., Dougherty, W., Lilja, H., Burkitt, LL., Rubaek, GH., Pote, D., Barlow,

K., Rothwell, S., Owens, PR. 2019. A Global Perspective on Integrated Strate-

gies to Manage Soil Phosphorus Status for Eutrophication Control without

Limiting Land Productivity. J. Environ. Qual. 48, 1234-1246.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Skovrejsning

Gitte Holton Rubæk

, Per Gundersen

, Beate Strandberg

(natur og biodiversitet),

Marianne Bruus

(natur og biodiversitet), Nicolas Hutchings

(klima) og Brian H.

Jakobsen

(økonomi)

Fagfællebedømmelse: Gitte Blicher Mathiesen

, Berit Hasler

(økonomi) og Louise

Martinsen

(økonomi)

Agroøkologi, AU

Institut for Geovidenskab og Naturforvaltning, KU,

Bioscience, AU

Fødevare- og Ressourceøkonomi, KU

Miljøvidenskab, AU

Funktion og anvendelse

Skovrejsning kan modvirke fosfortab ved erosion og kan også reducere risi-

koen for tab af fosfor via makroporer og eksisterende dræn, idet mobiliteten

af opløst og partikelbundet fosfor i jorden reduceres, når jorden ikke længere

dyrkes og gødes. Med andre ord kan virkemidlet have effekt i risikoområder

for erosion og i risikoområder for makroporestrømning til dræn. Skovrejsning

på jorde med risiko for fosfortab skal ske under betingelse af, at skoven ikke

tilføres fosfor, da dyrkningslaget på disse jorde vil være rigt på fosfor.

Der kan tabes store mængder fosfor fra marker, hvor topografien og jord-

bundsforholdene giver de rette betingelser for erosion (Andersen et al., 2009).

Dette tab kan reduceres eller helt elimineres ved at sikre en tæt og permanent

plantebestand på arealet, og det sker netop, når man rejser skov. Fosfor kan

også tabes med vand, der strømmer via jordens makroporer til drænrør og

herfra ud i grøft, vandløb eller sø.

Det fosfor, som findes i de øverste jordlag, er den væsentligste kilde til fosfor-

tab både ved erosion og udvaskning via makroporer til dræn og vandløb. I en

dyrket jord kan der ske en mobilisering af jordfosfor og af fosfor i planterester

i forbindelse med jordbearbejdning. Denne mobilisering vil ophøre ved skov-

rejsning. Gødskning med fosfor skal ligeledes ophøre, og eventuelle direkte

tab af nyligt tilført gødningsfosfor vil derfor også undgås. Fosforkredsløbet

vil hermed blive mere lukket og præget af større intern cirkulering af fosfor.

Samtidig vil effektiviteten af rørdræning aftage og på sigt ophøre i takt med,

at trærødder vil forrykke og gennemvokse drænene. Det forudsættes, at der

ikke udføres fornyet dræning og grøftning i forbindelse med skovrejsningen.

Skovrejsning kan også være et virkemiddel i forhold til pesticid- og kvælstof-

tab til grund- og overfladevand. Virkemidlet er derfor særligt oplagt på area-

ler, som både er udpeget som risikoarealer for fosfortab, og hvor der også er

andre behov f.eks. for reduktion i kvælstofudvaskning eller beskyttelse af

grundvand mod pesticider. Virkemidlet har også andre positive effekter i re-

lation til klima og biodiversitet, samtidig med at skove har stor værdi som

rekreative områder. Virkemidlet, som det er beskrevet her, er rettet mod are-

aler på mineralsk højbundsjord, som har risiko for fosfortab via erosion og via

makroporer til dræn.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Effekt på fosfortab

Hvis virkemidlet sættes ind på erosionstruede arealer, kan man forvente, at

fosfortabet ved erosion reduceres 100 % (Andersen et al. 2009, Schou et al

2007). Denne effekt skønnes at være ret sikker.

Det er også ret sikkert, at der vil være en effekt på fosfortab via vandafstrøm-

ning i makroporer og dræn, men størrelsen af denne er dårligt belyst. Det er

tidligere blevet skønnet, at fosfortabet via nedvaskning fra et risikoareal vil

kunne reduceres med 25-50 % ved at rejse skov på en risikomark frem for at

lade den fortsætte i omdrift (Andersen et al., 2009, Schou et al., 2007).

De procentvise tabsvurderinger nævnt ovenfor er med de i kapitel 1 be-

skrevne forbehold omsat til absolutte tabsestimater vist i tabel 3.5 nedenfor.

Talstørrelserne er fremkommet ved tage de ovenfor nævnte procenter af de

absolutte tabsestimater, der er angivet i tabel 1.1 i kapitel 1.

Tabel 3.5.

Tabsestimater for risikoområder for hhv. erosion og afstrømning via makroporer og dræn angivet ved middelstor og

stor risiko for fosfortab

Type af risikoareal

Erosion

Tab via makroporer til dræn

Reduktion i fosfortab på arealer med

stor risiko for tab (kg P/ha/år)

0,25-0,5

Reduktion i fosfortab på arealer med

middelstor risiko for tab (kg P/ha/år)

0,1

0,03-0,05

Fosforgødskning skal elimineres fuldstændigt, hvis der rejses skov som vir-

kemiddel mod fosfortab. Samtidig vil fraførslen af fosfor med plantemateriale

blive reduceret betydeligt (produktionsskov) eller elimineret (naturskov). Der

findes opgørelser af fosforbortførslen fra nåleskov (Raulund-Rasmussen et al.

2008), men kun sporadiske målinger for løvskov. Fosforbortførslen ved tyn-

dinger og hugst kan være fra 0,5 til 3 kg P pr. ha pr. år afhængig af produkti-

vitet og udnyttelsesgrad, hvor den højeste fjernelse sker ved heltræsudnyt-

telse fx til flis. Ved skovrejsning vil yderligere ophobning af fosfor derfor op-

høre, men da jorden allerede er meget beriget med fosfor, vil denne pulje for-

blive stor i meget lang tid. Det er ikke belyst, hvordan det allerede ophobede

landbrugsfosfor vil opføre sig på langt sigt m.h.t. matrixudvaskning efter

skovrejsning.

Effekt i tid og rum.

Tidshorisonten, for hvornår der opnås effekt af skovrejsning, vil variere og

afhænge af, hvordan skovrejsningen foregår. Skånsomme metoder med mini-

mal jordbearbejdning og pesticidanvendelse og med beplantning langs høj-

dekurverne bør anvendes for at minimere erosionsrisikoen. Under disse be-

tingelser vil der kunne opnås nogen effekt allerede efter et år, og effekten vil

øges hurtigt de første år. I Danmark udføres der typisk kun jordbearbejdning

i første og eventuelt andet år efter beplantning. Naturlig tilgroning kan an-

vendes, men effekten på fosfortab kan blive forsinket især i forhold til dræn-

tab. Fuld effekt, især i forhold til dræntab, vil først nås efter op imod 20 år, når

eventuelle dræn er sat ud af funktion af indgroende trærødder.

Sikkerhed på data.

Virkemidlets effekt over for fosfortab ved erosion er sikker. At der også vil

være en effekt på fosfortab via makroporer til dræn skønnes også at være ret

sikkert, men der findes ikke data, der kan underbygge effektens størrelse.

Derfor er fastsættelsen af effektens omfang over for fosforudvaskning via ma-

kroporer til dræn udelukkende baseret på skøn.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Forudsætninger og potentiale

Som virkemidlet er formuleret her, retter det sig mod mineralsk højbundsjord

alene. Der vil kun opnås effekt af virkemidlet, hvis det sættes ind på dyrkede

arealer, der har stor risiko for tab af fosfor via erosion eller via hurtig vandaf-

strømning i makroporer og dræn. Placering og omfang af disse arealer skal

udpeges via kortlægning af risikoområder for fosfortab.

For at opnå størst og hurtigst effekt af virkemidlet på fosfortab er det vigtigt,

at skovrejsningen foregår med skånsomme metoder, dvs. med mindst mulig

jordbearbejdning før plantning og med udeladelse af ukrudtsbekæmpelse og

gødskning. Naturlig tilgroning vil være en egnet metode. Plantning af pioner-

træarter som f.eks. eg med iblanding af lærk langs højdekurven og direkte i

stubmarken eller efter almindelig pløjning vil være effektivt og billigt (Rubæk

et al., 2010).

Da skoven rejses på landbrugsjord med kulstof-, næringsstof- og frøpuljer

præget heraf, vil det tage op til et århundrede eller mere, før den vil kunne

betragtes som naturskov.

Årlig gødskning vil ophøre. Hvis arealet tidligere blev gødet med husdyrgød-

ning, skal der findes andre løsninger for husdyrgødningen.

Udfordringer i forhold til kontrol og administration

Virkemidlet omhandler permanent udtagning af landbrugsjord i omdrift og

det væsentlige aspekt omkring retslig beskyttelse af arealanvendelse til skov

(fredskovpligten), der bliver pålagt skovarealer, vil på langt sigt udelukke

genopdyrkning.

Virkemidlet vil være let at kontrollere.

Sideeffekter

Kvælstof

Kvælstofudvaskningen fra skovbevoksede arealer er lav, men med en vis dy-

namik over omdriften. Der forventes en reduktion i nitratudvaskningen på 52

kg N pr. ha pr. år ved skovrejsning på et gennemsnitligt landbrugsareal (Gun-

dersen

et al.,

2020). Observerede nitratkoncentrationer i jordvand under nye

skove på tidligere landbrugsjord tyder på, at reduktionen i kvælstofudvask-

ning ofte kan være større end 50 kg N pr. ha pr. år, men der er en betydelig,

uforklaret variation (Gundersen, 2017). Der er meget tilgængeligt kvælstof i

landbrugsjord, og de første år kan den nyrejste skov ikke omsætte alt det mi-

neraliserede kvælstof. Derfor er kvælstofudvaskningen fra nyplantet skov

stor i de første 1-4 år (10-100 kg pr. ha pr. år). Herefter er udvaskningen meget

lav (størrelsesorden 2 kg N pr. ha pr. år) indtil 20 år efter plantningen, hvor et

lidt højere udvaskningsniveau opstår (størrelsesorden 8 kg N pr. ha pr. år)

(Gundersen, 2020).

Den reducerede kvælstofudvaskning vil også føre til en reduktion i lattergas-

emissionen. Samtidig vil bortfaldet af gødningstildeling til arealet reducere

ammoniakemissionen kraftigt fra det givne areal, men man må dog antage, at

husdyrgødning alternativt må udbringes et andet sted, som således får en til-

svarende øget emission af ammoniak.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Klima

Skovrejsning lagrer først og fremmest kulstof ved opbygning af biomasse.

Optaget svarer til 12 t CO

-ækvivalenter (ækv) ha

-1

år

-1

, med en spændvidde

på 4-21 t CO

-ækv ha

-1

år

-1

afhængig af jordbund og træart (Johannsen et al.

2019). På sigt vil skovrejsning også bidrage til kulstoflagring i jorden (Barcena

et al. 2014), en reduktion i direkte lattergasemissioner fra udbragte husdyr-

og handelsgødning, og reduktionen i kvælstofudvaskning vil ydermere redu-

cere emission af lattergas. I grove træk kan skovrejsning med naturskov som

formål sidestilles med slåningsbrak, hvad angår stop for tilførsel af handels-

og husdyrgødning og markdrift, samt at der ikke længere fjernes kulstof med

høst af plantemateriale.

Olesen et al (2018) beregnede en reduktion i lattergasudledning på 602 kg CO

ækv ha

-1

år

-1

og et reduceret energiforbrug på 1087 kg CO

-1

år

-1

ved skov-

rejsning i forhold til landbrugsjord i omdrift. Hvis skovrejsning betragtes som

traditionel skovdrift, hvad der vil være mest sandsynligt de første 50-100 år, vil

reduktionen i energiforbruget være mindre end ved en fuldstændig urørt skov,

men dog en betydelig reduktion i forhold til landbrugsdrift hvor der foretages

hyppig høst af plantemateriale (Eriksson, L. og Gustavsson, L.; 2010).

Når landbrugsjord omlægges til skov, er kulstoflagring estimeret til 210 kg

-1

år

-1

(Nielsen et al, 2019)).

Kulstoflagring i den levende biomasse og i jorden samt de fraværende land-

brugsemissioner resulterer i en reduktion i drivhusgasemissioner på cirka

13,5 tons CO

-ækv ha

-1

år

-1

, men med en stor variation fra sted til sted af-

hængigt af lokale forhold.

Natur og biodiversitet

Skov, der er rejst på agerland, vil i meget lang tid være præget af dette, fordi

jorden er beriget med næringsstoffer, har et lavere kulstofindhold og en frø-

bank, der ikke er typisk for skov (Schmidt et al. 2008). Ophøret af jordbear-

bejdning vil dog med det samme give bedre betingelser for jordfauna og an-

dre insekter og leddyr samt give levesteder for fugle og pattedyr. Såfremt

driftsformen på det lange sigt bliver naturskov, vil man, når der kommer store

og aldrende træer, kunne forvente en mangfoldighed af levesteder for såvel

insekter og leddyr som planter, svampe, fugle og pattedyr. Den største effekt

opnås, hvis skoven får lov at henligge som urørt skov, idet mange mikrohabi-

tater og organismer er knyttet til dødt eller døende ved (Ejrnæs & Nygaard

2011, Kraus et al. 2016).

Tabel 3.6.

Vurdering af effekterne af virkemidlet ”Skovrejsning” på natur og biodiversitet. Spredningen på værdierne skyl-

des, at etableringen af skov tager lang tid, og at driftsformen har stor indflydelse på effekterne, idet dyrket skov har langt

mindre biodiversitet end naturskov eller urørt skov. Vurderingen af effekten af virkemidlet i forhold til blomstersøgende insek-

ter dvs. vilde bier, svirrefluer, sommerfugle m.fl. forudsætter at føderessourcen ikke er anvendes til honningproduktion.

Jordbunds-

fauna

2-3

1-3

Vilde planter

Vilde bier

1-3

Insekter og

2-3

Fugle

1-3

Pattedyr

1-3

Samlet vurdering

8-18

(føde og levesteder) leddyr i øvrigt

Skadegørere og pesticider

Pesticidforbruget ophører.

Andre sideeffekter

Skove har en vigtig funktion til rekreative formål.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Der kan være risiko for øget udvaskning af cadmium (fra tidligere tilført kalk)

i takt med forsuringen af skovbunden (Raulund-Rasmussen m.fl. 2009). Risi-

koen er størst på sandede jorde under nåletræer. Plantning af løvtræer redu-

cerer risikoen for cadmiumudvaskning.

Økonomi

De samlede omkostninger ved skovrejsning består dels af tab af indkomst, når

arealet tages ud af produktion, og den nettoindtjening, der er knyttet til skov-

driften (ved produktionsskov). I vurderingen af indtjeningen fra skoven ind-

går støtte til skovrejsning ikke. Der er i analysen anvendt et gennemsnit af den

beregnede indtjening for bøg og rødgran for fem regioner i Danmark (Lund-

hede, 2020 baseret på Meilby et al., 2014).

Ved valg af rente er anbefalingen generelt en realrente på 4%, men netop fordi

dette er en investering, der har en lang afstand mellem etablering og afkast,

vil det være relevant at anvende en anden rente. Anbefalinger fra Finansmi-

nisteriet er således, at der anvendes en diskonteringsrente på 3% for den del

af projektets ind/udbetalinger, der kommer efter 35-70 år og 2% for ind/ud-

betalinger efter 70 år (Finansministeriet, 2018). Da omdriftstiden er sat til ca.

100 år, er der her valgt at anvende en vægtet diskonteringsrente for 100 år på

3,05% (afrundet af til 3%).

Indtjeningen er opgjort som en annuitet for hele perioden, og der er tale om

et tab på 470 kr. pr. ha per år ved 4% rente, men en gevinst på 37 kr. pr. ha per

år ved en rente på 3%. Såfremt der anvendes en rente på 2% er der et gennem-

snitlig overskud på 665 kr. pr. ha per år. Denne forskel er ikke overraskende,

da der er en stor tidsmæssig forskel mellem udgifter til beplantning og hugst

af noget af skoven. (se Meilby et al., 2014).

Dækningsbidragstabet er opgjort som angivet i bilag 1, og der er foretaget en

opdeling på sand og lerjord. Beregningen i tabel 3.7 er kun gennemført for

højrisikoarealer (jf tabel 1.1).

Tabel 3.7.

Opgørelse af omkostningseffektiviteten ved skovrejsning på ler og sandjord i forhold til erosion og tab til makropore

på høj risikoarealer. (kr./ha/år; ved 3%).

Skov

Tab af dækningsbidrag

Nettoindtjening fra skovdrift *

Samlet tab ved omlægning

Reduceret fosfortab (erosion) på høj risikoarealer (kg P/ha)

Omkostningseffektivitet (kr./kg P)

Reduceret fosfortab (makroporer) på høj risikoarealer (kg P/ha)

Omkostningseffektivitet (kr./kg P)

Note: * Rente 3%

Kilde: Lundhede (2020)

Budgetøkonomisk

Lerjord

3.027

2.990

1.495

0,4

7.475

Sandjord

1.193

1.156

578

0,4

2.890

Velfærdsøkonomisk

Lerjord

3.875

3.828

1.914

0,4

9.570

Sandjord

1.527

1.480

740

0,4

3.700

Det vurderes således, at der ved anvendelse af en realrente på 3% er en gevinst

ved skovdriften på 37 kr. pr. ha og at det betyder at omlægningen til skov har

en omkostning på 2.990 kr. pr. ha på lerjord og 1.156 kr. pr. ha på sandjord.

Budgetøkonomisk betyder det en omkostning på 1.495 kr. pr. kg P i forhold

til erosionstab på højrisiko arealer på lerjord og en omkostning på 578 kr. pr.

kg P på sandjord. I forhold til makroporetab er omkostningerne 7.475 og 2.890

kr. pr.kg P for ler og sandjord.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

De velfærdsøkonomiske omkostninger udgør 1.914 kr. pr. kg P i forhold til

erosionstab på højrisiko arealer på lerjord og en omkostning på 740 kr. pr. kg

P på sandjord. I forhold til makroporetab er omkostningerne 9.570 og 3.700

kr. pr.kg P for ler og sandjord.

Det er valgt ikke at addere de to tabsposter da deres placering og tabsveje er

forskellige som angivet ovenfor.

Referencer

Andersen, HE, Heckrath, G, Jensen, AL, Kronvang, B, Rubæk, GH, Kjærgaard,

C & Hoffmann, CC 2009, 'Et web-baseret P-indeks som miljøplanlægnings-

værktøj: del 2', Vand og Jord, nr. 2, s. 49-52.

Bárcena, T.G., Kiær, L.P., Vesterdal, L., Stéfansdóttir, H.M., Gundersen, P., Si-

gurdsson, B.D., 2014. Soil carbon stock change following afforestation in

Northern Europe: a meta-analysis. Global Change Biology 20: 2393–2405

Ejrnæs, R., & Nygaard, B. 2011. Kapitel 2: Skov. I: Ejrnæs, R., Wiberg-Larsen,

P., Holm, T.E., Josefson, A., Strandberg, B., Nygaard, B., Andersen, L.W., Win-

ding, A., Termansen, M., Hansen, M.D.D., Søndergaard, M., Hansen, A.S.,

Lundsteen, S., Baattrup-Pedersen, A., Kristensen, E., Krogh, P.H., Simonsen,

V., Hasler, B. & Levin, G. 2011: Danmarks biodiversitet 2010 – status, udvik-

ling og trusler. Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet. 152 sider

– Faglig rapport fra DMU nr. 815.

Eriksson, L. og Gustavsson, L. (2010) Costs, CO2- and primary energy bal-

ances of forest-fuelrecovery systems at different forest productivity. Biomass

and Bioenergy, 34, 610-619.

Finansministeriet (2018). Den samfundsøkonomiske diskonteringsrente. No-

tat. 12. November 2018

Gundersen, P., 2017. Nitratudvaskning i nye skove på gammel landbrugsjord.

Institut for Geovidenskab og Naturforvaltning, Københavns Universitet, 29 pp.

Gundersen, P., Hansen, K., Anthon, S. & Pedersen, L.B. 2004: Skovrejsning på

tidligere landbrugsjord. I: Jørgensen, U. (red.). Muligheder for forbedret kvæl-

stofudnyttelse i marken og for reduktion af kvælstoftab. Faglig udredning i

forbindelse med forberedelsen af Vandmiljøplan III. DJF rapport – Markbrug

103, 188-196.

Gundersen, P., Blicher-Mathiesen, G., Jakobsen, B.H., Strandberg, B., Bruus,

M., Kudsk, P. 2020. Virkemiddel Skovrejsning. In: Eriksen, J., Thomsen, IK.,

Hoffmann, C., Hasler, B. og Jacobsen BH. (red.) 2020. Virkemidler til reduk-

tion af kvælstofbelastningen af vandmiljøet. DCA rapport (under udarbej-

delse)

Hansen, K., Rosenqvist, L., Vesterdal, L. and Gundersen P. 2007. Nitrate

leaching from three afforestation chronosequences on former arable land in

Denmark. Global Change Biology 13: 1250-1264.

Hansen, J.F., Rubæk, G.H. & Kronvang, B. 2005. Virkemidler og deres effekt.

I: Poulsen, H.D. & Rubæk, G.H. (red.). Fosfor i dansk landbrug. Omsætning,

tab og virkemidler mod tab. DJF rapport – Husdyrbrug 68, 163-182.

http://web.agrsci.dk/djfpublikation/djfpdf/djfhu68.pdf

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Jensen, P.N., Hasler, B., Waagepetersen, J., Rubæk, G.H. & Jacobsen, B.H.

2009: Notat vedr. virkemidler og omkostninger til implementering af Vand-

rammedirektivet. – Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet.

Johannsen, V. K., Nord-Larsen, T., Vesterdal, L., & Bentsen, N. S., (2019). Kul-

stofbinding ved skovrejsning: Sagsnotat, 26 s.

Kraus, D., Bütler, R., Krumm, F., Lachat, T., Larrieu, L., Mergner, U., Paillet,

Y., Rydkvist, T., Schuck, A., and Winter, S., 2016. Katalog over mikrohabitater

på træer – Referenceliste til feltbrug. Integrate+ Teknisk Rapport. 16 s

Kronvang, B. & Rubæk, G.H. 2005: Kvantificering af dyrkningsbidraget af fos-

for til vandløb og søer. I: Poulsen, H.D. & Rubæk, G.H. (red.). Fosfor i dansk

landbrug. Omsætning, tab og virkemidler mod tab. DJF rapport – Husdyr-

brug 68, 132-145.

http://web.agrsci.dk/djfpublikation/djfpdf/djfhu68.pdf

Lundehede, T. (2020). Beregninger af annuiteter ved skovdyrkning. Regneark.

Ikke publiceret.

Meilby, H., Thorsen, B. J., Nord-Larsen, T., Johannsen, V. K., & Jacobsen, J. B.

(2014). Analyse af udvalgte rammevilkår i skovbruget. Frederiksberg: Institut

for Fødevare- og Ressourceøkonomi, Københavns Universitet. (IFRO Rap-

port; Nr. 234).

Miljø- og Fødevareministeriet (2018) Danmarks nationale skovprogram.

ISBN: 978-87-7091-604-2

Nielsen, O.-K., Plejdrup, M.S., Winther, M., Nielsen, M., Gyldenkærne, S.,

Mikkelsen, M.H., Albrektsen, R., Thomsen, M., Hjelgaard, K., Fauser, P.,

Bruun, H.G., Johannsen, V.K., Nord-Larsen, T., Vesterdal, L., Callesen, I., Cas-

persen, O.H., Scott-Bentsen, N., Rasmussen, E., Petersen, S.B., Olsen, T. M.. &

Hansen, M.G. 2019. Denmark's National Inventory Report 2019. Emission In-

ventories 1990-2017 - Submitted under the United Nations Framework Con-

vention on Climate Change and the Kyoto Protocol. Aarhus University, DCE

– Danish Centre for Environment and Energy, 886 pp. Scientific Report No.

318.

http://dce2.au.dk/pub/SR318.pdf

Nord-Larsen, T., Vesterdal, L., Bentsen, N.S., Larsen, J.B., 2019. Ecosystem car-

bon stocks and their temporal resilience in a semi-natural beech-dominated

forest. Forest Ecology and Management 447, 67-76.

Olesen, J.E., Petersen, S.O., Lund, P., Jørgensen, U., Kristensen, T., Elsgaard,

L., Sørensen P. og Lassen, J. (2018) Virkemidler til reduktion af klimagasser i

landbruget. DCA Rapport nr. 130.

http://web.agrsci.dk/djfpublika-

tion/djfpdf/DCArapport130.pdf.

Raulund-Rasmussen, Karsten, Andersen, M. K., Hansen, Hans Chr. Bruun &

Hansen, K. I., 2009, Skovrejsning og cadmium-udvaskning. I: Videnblade

Skov og Natur. 4.0-5, 2 s.

https://cms.ku.dk/upload/applica-

tion/pdf/a9/c6/a9c65ed9/04-00-05S_4_0_5.pdf.pdf

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Raulund-Rasmussen, Karsten, Stupak, Inge, Clarke, N., Callesen, I.,

Helmisaari, H., Karltun, E. & Varnagiryte-Kabasinskiene, I., 2008, Effects of

very intensive forest biomass harvesting on short and long term site produc-

tivity. In: Sustainable use of forest biomass for energy: a synthesis with focus

on the Baltic and Nordic region. Röser, D., Asikainen, A., Raulund-Ras-

mussen, K. & Stupak, I. (red.). Springer Science+Business Media, s. 29-78 50 s.

(Managing Forest Ecosystems, Bind 12).

Schmidt, I.K., Riis-Nielsen, T. & Varming, C. 2008: Udvikling i bundvegeta-

tion ved skovrejsning. – Videnblad Skovbrug nr. 4.0-2. Skov og Landskab, Kø-

benhavns Universitet.

Schou, J.S., Kronvang, B., Birr-Pedersen, K., Jensen, P.L., Rubæk, G.H., Jørgen-

sen, U. & Jacobsen, B. 2007: Virkemidler til realisering af målene i EUs Vand-

rammedirektiv. Udredning for udvalg nedsat af Finansministeriet og Miljø-

ministeriet: Langsigtet indsats for bedre vandmiljø. – Faglig rapport fra DMU

625. 132 s.

http://www2.dmu.dk/Pub/FR625_Final.pdf

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Gips og strukturkalk

Goswin Heckrath

, Beate Strandberg

(natur og biodiversitet) og Marianne Bruus

(natur og biodiversitet)

Fagfællebedømmelse: Hans Estrup Andersen

Agroøkologi AU

Bioscience, AU

Funktion og anvendelse

Lavt kulstofindhold er vurderet som en af de vigtigste trusler mod jordens kva-

litet under danske forhold (Schjønning et al., 2009) – særligt på østdanske ler-

jorde (Heidmann et al., 2001). I Landsforsøgene er det vist, at lavt kulstofind-

hold på lerjordene koster udbytte (Schjønning et al., 2018). Det skyldes forment-

lig, at de kulstoffattige lerjorde udvikler sig til såkaldte ”hardsetting” jorde

(Schjønning og Thomsen, 2013). Disse jorde har dårlig strukturstabilitet i våd

tilstand og bliver meget hårde under udtørring. Det gør dem vanskelige at be-

arbejde og medfører ofte dårligt såbed og skorpedannelse, hvilket har negativ

effekt på planteetablering, udbytte og ressourceudnyttelse. Samtidig betyder

den lave strukturstabilitet i våd tilstand en forøget risiko for tab af partikelbun-

det fosfor både ved overfladeafstrømning og makroporetransport til dræn.

Studier i blandt andet Finland og Sverige har vist, at jævnlig udbringning af

gips eller ’strukturkalk’ er en omkostningseffektiv metode til at forbedre jord-

strukturen på lerede jord og til at nedsætte fosfortabet (Ekholm et al., 2012;

Iho et al., 2014).

Jordbrugskalk anvendes til at øge jordens pH og vedligeholde jordstrukturen.

Imidlertid er gips (CaSO

x2H

O) et mere opløseligt calcium-mineral end jord-

brugskalk (CaCO

) og har været anvendt i nogle lande til at forbedre jordstruk-

turen (Shainberg et al., 1989). Således kan gips hurtigt fremme aggregering og

aggregatstabilitet, øge vandinfiltration og mindske skorpedannelse på jordover-

fladen. Herved kan omfanget af overfladeafstrømning og erosion reduceres

(Miller, 1987), og udbyttepotentialet kan øges (Truman et al., 2010). Ved gipstil-

førsel øges calciumkoncentrationen og ledningsevnen i jordvæsken uden pH-

effekt. Når jordmineralernes negative overflader mættes med calcium reduceres

den elektrostatiske frastødning mellem lerpartiklerne, hvorved flokkulering og

aggregatdannelse og binding af fosfatanioner øges (Barrow, 1987). Ved høje fos-

for- og calciumkoncentrationer kan der muligvis også udfældes calcium-fosfat-

mineraler på partikeloverfladerne (Lindsay et al., 1989). Derfor er gipsprodukter

i de senere år blevet testet i USA og Finland både generelt som en mere opløselig

calcium-kilde til forbedring af jordens dyrkningspotentiale og mere specifikt

som et middel til at reducere fosfortabet fra markerne ved at tilbageholde fosfor

i dyrkningslaget på en plantetilgængelig form (Ekholm et al., 2012; Torbert and

Watts, 2014). Da gips ikke påvirker jordens pH, bliver det også brugt som alter-

nativ til kalk på manganfølsomme jorde (Olsen og Watanabe, 1979). Udbring-

ning af store mængder gips kan resultere i en problematisk forøgelse af sulfat-

udvaskningen (Iho et al., 2017). I eutrofe søsedimenter kan sulfat reduceres til

svovlbrinte, hvilket efterfølgende kan reagere med jernoxider og danne jernsul-

fit, hvorved tidligere jernbundet fosfor frigives (Roden og Edmonds, 1997). Dette

kan regionalt begrænse anvendeligheden af gips som virkemiddel. Under dan-

ske forhold skønnes det at ville kræve en væsentlig forøgelse af sulfattilførslen

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

til søerne for at føre til frigivelse af jernbundet fosfor, dog er sulfatfølsomheden

i danske søer ikke kvantificeret. I Sverige er ”strukturkalk” testet som et alterna-

tiv til gips (Ulén & Etano, 2014). Strukturkalk indeholder en betydelig del brændt

(CaO) eller læsket kalk (Ca(OH)

), som er letopløselige calciumsalte i forhold til

jordbrugskalk. Derfor er strukturkalkprodukter blevet markedsført i Finland og

Sverige som omkostningseffektive virkemidler mod fosfortab på risikoarealer.

Gips, der egner sig til udbringning på marker, kan være et industrielt affalds-

produkt f.eks. et biprodukt, som opstår ved fremstillingen af fosforsyre ud fra

fosfatholdige bjergarter, eller et standardiseret genbrugsprodukt produceret på

basis af rensede gipsplader. Strukturkalk er et specialfremstillet blandingspro-

dukt på basis af jordbrugskalk. Både gips og strukturkalk kan udbringes med

konventionelle kalkspredere. Typiske udbringningsrater har været 3–6 ton ha

-1

Effekt på fosfortab

Udenlandske erfaringer

Der kan opnås lavere indhold af vandekstraherbart fosfor i jord efter indar-

bejdning af gips i jorden (Johnson et al. 2011). I kombination med en reduceret

overfladeafstrømning kan dette medføre en betydeligt reduceret transport af

opløst fosfor (Favaretto et al., 2006). Nogle studier har fundet tilsvarende re-

sultater efter udbringning af gips på overfladen af græsmarker, dog varede

effekten kun i få måneder (Stout et al., 2000; Watts and Torbert, 2009). I andre

tilfælde kunne der ikke observeres en effekt på overfladisk fosfortab (O’Con-

nor et al., 2005; Uusi-Kämppä et al., 2012). Et studie på oplandsniveau over

2,5 år med dyrkning af overvejende vårsæd viste derimod tydelig reduktion i

tabet af både partikelbundet og opløst fosfortransport på henholdsvis 64% og

33% (Ekholm et al., 2012).

Der er også vist entydig reduktion af fosfortab via udvaskning af både opløst

og partikelbundet fosfor efter en gipsbehandling (Favaretto et al., 2012). De

observerede effekter, både på overfladisk fosfortransport og fosforudvask-

ning, afhænger af en række jord-, dyrknings- og forsøgsforhold og er på det

eksisterende datagrundlag vanskelige at generalisere og omsætte til danske

forhold. Tabel 3.8 viser internationale eksempler på effekten af gips- eller

strukturkalktilførsel til overvejende tunge lerjorde. Virkemiddeleffekten på

lettere jordtyper er ikke kendt.

Tabel 3.8.

Internationale undersøgelser af effekt af tilsætning af gips eller strukturkalk.

Forsøgstype

Opland, 93 ha

Opland, 4.2 ha

Dosering

Gips 4 t ha

-1

Gips 15 t ha

-1

Reduktion relativ til kontrol

Tab af PP

: 64%

Tab af DRP: 33%

Aggregatstørrelse og –stabilitet øget;

’Mindre effekt’ på koncentration af PP

og DRP

Eksperimentelt plot

Gips 3 – 6 t ha

-1

Gips 5 t ha

-1

CaO 5 t ha

-1

Ca(OH)

2 t ha

-1

Jordtype

Reference

Tung lerjord (JB7-8) Ekholm et al., 2012

Tung lerjord (JB7-8) Cox et al., 2005

Koncentration af PP: 49 - 74%

Koncentration af DRP: 43 – 68%

Tab af TP: 60%

Tab af DRP: 85%

Tab af PP: 43%

Tab af DRP: 13%

Tab af PP: 50%

Tab af DRP: 47%

Tung lerjord (JB8)

Siltet lerjord (JB7)

Tung lerjord (JB9)

Tung lerjord (JB8)

Uusitalo et al., 2012

Favaretto et al.,

2006

Ulen & Etana, 2014

# PP partikelbundet fosfor; DRP opløst uorganisk fosfor.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Danske erfaringer

Der findes ingen danske studier over effekten af tilførsel af gips eller struk-

turkalk. Et pilotforsøg hos Aarhus Universitet antyder, at jordbrugskalk også

kan reducere fosforudvaskningen, dog var effekten mindre sammenholdt

med udenlandske observationer efter gipstilførsel (Kjærgaard et al., upubli-

cerede data).

Effekt i tid og rum

Undersøgelser viser, at tabsreduktioner findes på en bred gruppe lerede jord-

typer (tabel 1), og at effekten tilsyneladende aftager relativt ved tilførsel af mere

end 5 tons gips pr hektar (Uusitalo et al., 2012). Under semiaride forhold i Au-

stralien og Sydafrika er det vist, at ”hardsetting” kan reduceres ved tilførsel af

gips (Chan et al, 2007; Materechera, 2009), men der mangler studier, som un-

dersøger om lignende effekter kan findes på jorde fra vådere og koldere klima-

områder. Nyere studier indikerer, at fosfortabet reduceres op til flere år efter

tilførslen (Ekholm et al., 2012), dog er det dårligt belyst, hvor længe effekten

varer. Der forventes at gælde en lignende tidshorisont for forbedring af jord-

strukturen efter kalkning og gipstilførsel under danske forhold.

Overlap i forhold til andre virkemidler

Ligesom udbringning af gips eller strukturkalk vil en optimeret jordbearbejd-

ning kunne bidrage til en forbedring af jordstrukturen og dermed reducere risi-

koen for vanderosion og fosfortab. Virkemidlerne kan med fordel kombineres.

Sikkerhed på data

Resultaterne af de udenlandske undersøgelser anses for entydigt at pege på, at

tilsætning af gips eller strukturkalk kan forbedre jordstrukturen og nedsætte

tabet af fosfor ved både overfladeafstrømning og udvaskning igennem makro-

porer. Da undersøgelserne er gennemført på tunge lerjorde (JB>6), er det vigtigt

at få effekten kvantificeret for de forholdsvist lettere danske lerjorde.

Tidshorisont for at skaffe data, hvis disse ikke findes

Virkemiddeleffekten skal undersøges på forskellige jordtyper og i flere op-

lande. Under hensyntagen til årlige variationer i afstrømningsforholdene vur-

deres en undersøgelsesperiode på 3 – 5 år at være nødvendig.

Forudsætninger og potentiale

På drænede lerjorde med øget fosforstatus og makroporetransport til dræn

forventes en betydelig effekt af behandling med gips eller strukturkalk. Der

mangler dog modeller til kvantificering af fosfortab ved makroporetransport

på den lokale skala. De nye landsdækkende risikokort over makroporetrans-

port (Kotlar et al., 2020) og partikelbåren transport i makroporer viser et areal

i den højeste risikoklasse på ca. 393.000 ha (Risikoklasse 5, Andersen & Heck-

rath, under forberedelse). Inden for dette areal har ca. 144.000 ha et fosfortal

større 3.5 ifølge en landsdækkende kortlægning af fosfortallet (ConTerra,

2019). Det bemærkes, at et fosfortal på 3.5 ikke anses som kritisk tærskelværdi

for fosforudvaskning

per se.

Da kortlægningen af fosfortallet imidlertid er be-

hæftet med stor usikkerhed og har en udjævnende effekt iht. høje fosfortal

(ConTerra, 2019), forventes det, at størrelsesordenen af det estimerede risiko-

areal er realistisk.

Erosionstruede arealer med høj fosforstatus beliggende op til vandområder

kan bidrage med betydelige fosfortab. En ny kortlægning af erosionsrisiko i

Danmark (Onnen et al., 2019; Andersen & Heckrath, under forberedelse) an-

tyder, at ca. 77.500 ha landbrugsareal taber så megen jord til vandområder

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

(>0,1 kg P/ha), at det anses for kritisk (Andersen & Heckrath, under forbere-

delse). På en stor del af disse arealer forventes gips og strukturkalk at være

effektive virkemidler. I alt antyder modelleringen, at der foregår fosfortab

med erosion til vandområder på mere end 500.000 ha landbrugsarealet (An-

dersen & Heckrath, under forberedelse). Erosionskortlægningen i kombina-

tion med en vurdering af fosformobilisering ved vanderosion vil kunne bru-

ges til udpegning af arealer, hvor virkemidlet potentielt kan anvendes.

Der skal foretages en vurdering af, hvilke recipienter der er svovl-følsomme.

Inden for oplandene til disse bør der ikke udbringes gips.

Udfordringer i forhold til kontrol og administration

Da virkemidlet er et dyrkningsmæssigt tiltag, må kontrollen baseres på land-

mandens indberetninger.

Sideeffekter

Kvælstof

Forbedret jordstruktur og mindre erosion på arealer, hvor virkemidlet anven-

des, forventes at øge afgrødevækst og mindske kvælstofudvaskning. Effekten

er endnu ikke kvantitativt undersøgt.

Klima

Der forventes ikke nævneværdige klimaeffekter.

Natur og biodiversitet

Da der stort set ikke findes undersøgelser af effekten af gips og strukturkalk

på jordbundsorganismer, leddyr, fugle og pattedyr, baserer denne vurdering

sig primært på generel økologisk viden. Et amerikansk studie fandt færre

regnorme i nogle af de parceller, der var behandlet med gips, men forfatterne

vurderer selv, at effekten ikke skyldes selve gipsen, men måske en salteffekt

(Chen et al. 2014). Tilførsel af almindelig jordbrugskalk kan påvirke regnorme

positivt og enchytræer negativt (Moore et al. 2015), men dette skyldes den pH-

regulerende effekt, som ikke forventes ved brug af gips, men dog ved struk-

turkalk. Den forbedrede jordstruktur som følge af tilførsel af gips eller struk-

turkalk vil formentlig være en fordel for en del jordbundsorganismer, ikke

mindst springhaler (Larsen et al. 2004). Samlet set forventes derfor ingen eller

små positive effekter på jordbundsorganismerne ved brug af virkemidlet

”Gips og strukturkalk”. Idet virkemidlet ikke har umiddelbar effekt på hver-

ken sædskifte eller andre dyrkningsfaktorer, forventes ingen effekter på de

øvrige organismegrupper.

Tabel 3.9.

Vurdering af effekterne af virkemidlet ”Gips og strukturkalk” på natur og biodiversitet

Jordbunds-

fauna

0-1

Vilde planter

Vilde bier

Insekter og

Fugle

Pattedyr

Samlet vurdering

0-1

(føde og levesteder) leddyr i øvrigt

Skadegørere og pesticider

Idet en del pesticider binder kraftigt til jord, vil virkemidlet også i noget om-

fang reducere tab af pesticider ifm. overfladeafstrømning og makroporetrans-

port. Effekten er endnu ikke kvantitativt undersøgt.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Referencer

Andersen, H.E. & Heckrath, G. (red.). Fosforkortlægning af dyrkningsjord og

vandområder i Danmark. Rådgivningsrapport fra DCE - Nationalt Center for

Miljø og Energi, Aarhus Universitet, DCE - Nationalt Center for Miljø og

Energi (under forberedelse).

Barrow, N.J. 1987. Reactions with variable-charge soils. Martinus Nijhoff Pub-

lishers, Dordrecht.

Chan, K.Y., Conyers, M.K., Scott, B.J. Improved structural stability of an acidic

hardsetting soil attributable to lime application. Communications in Soil Sci-

ence and Plant Analysis, 38, 2163-2175.

Chen L., Kost D., Tian Y., Guo X., Watts D., Norton D., Wolkowski R.P., Dick

W.A. 2014. Effects of gypsum on trace metals in soils and earthworms. J. En-

viron. Qual. 43, 263-72.

ConTerra 2019. Notat – Udvikling af GIS-kort over estimeret fosfortal I land-

brugsjord. Tjele. 28 s.

Cox, J.W., Varcoe, J., Chittleborough, D.J., van Leeuwen, J. 2005. Using gyp-

sum to reduce phosphorus in runoff from subcatchments in South Australia.

J. Environ. Qual. 34, 2118–2128.

Ekholm, P.Valkama, P., Jaakkola, E., Kiirikki, M., Lahti, K., Pietola, L. 2012.

Gypsum amendments of soils reduces phosphorus losses in an agricultural

catchment. Agriculture and Food Science 21, 279-291.

Favaretto N., Norton, L.D., Joern, B.C., Brouder, S.M. 2006. Gypsum amend-

ment and exchangeable calcium and magnesium affecting phosphorus. Soil

Science Society of America J. 70, 1788-1796.

Favaretto, N., Norton, L.D., Johnston, C.T., Bigham, J., Sperrin, M. 2012. Ni-

trogen and phosphorus leaching as affected by gypsum amendment and ex-

changeable calcium and magnesium. Soil Science Society of America J. 76,

575-585.

Heidmann,T. Nielsen, J., Olesen, S.E., Christensen, B.T., Østergaard, H.S.

2001. Ændringer i indhold af kulstof og kvælstof i dyrket jord: Resultater fra

Kvadratnettet 1987-1998. Danmarks JordbrugsForskning, Tjele.

Iho, A., Lankoski, J., Ollikainen, M., Puustinen, M., Lehtimäki, J. 2014. Agri-

environmental auctions for phosphorus load reduction: experiences from a

Finnish pilot. Australian Journal of Agricultural and Resource Economics 58,

205–222.

Iho, A., Ahlvik, L., Ekholm, P., Lehtoranta, J., Kortelainen, P. 2017. Optimal

phosphorus abatement redefined: insights from coupled element cycles. Eco-

logical Economics 137, 13-19.

Johnson, K.N., Allen, A.L., Kleinman, P.J.A., Hashem, F.M., Sharpley, A.N.,

Stout, W. 2011. Effect of coal combustion by-products on phosphorus runoff

from a coastal plain soil. Comm. Soil Science Plant Analysis 42, 778-789.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Kotlar, A.M; Q. de Jong van Lier; B.V. Iversen, H.E. Andersen 2020. The quan-

tification of macropore flow in Danish soils using near-saturated hydraulic

properties. Geoderma (indsendt)

Larsen, T., Schjønning, P., Axelsen, J.A. 2004. The impact of soil compaction

on euedaphic Collembola. Applied Soil Ecology 26, 273–281.

Lindsay, W.L., Vlek, P.L.G., Chien, S.H. 1989. Phosphate Minerals. In: SSSA

Book series, Minerals in Soil Environemets. p. 1089-1130.

Materechera, S.A. 2009. Aggregation in a surface layer of a hardsetting and crust-

ing soil as influenced by the application of amendments and grass mulch in a

South African semi-arid environment. Soil and Tillage Research 105, 251-259.

Miller, W.P. 1987. Infiltration and soil loss of three gypsum-amended ultisols

under simulated rainfall. Soil Science Society of America J. 51, 1314-1320.

Moore, J.D., Ouimet, R., Long, R.P., Bukaveckas, P.A. 2015. Ecological benefits

and risks arising from liming sugar maple dominated forests in northeastern

North America. Environmental Reviews 23, 66-77.

O'Connor, G.A., Brinton, S., Silveira, M.L. 2005. Evaluation and selection of

soil amendments for field testing to reduce P losses. Proc. Soil Crop Sci. Soc.

Fla. 64, 22–34.

Schjønning, P., Jensen, J.L., Bruun, S., Jensen, L.S., Christensen, B.T., Munk-

holm, L.J., Oelofse, M.. Baby, S., Knudsen, L. 2018. The role of soil organic

matter for maintaining crop yields: evidence for a renewed conceptual basis.

Advances Agronomy 150, 35-79.

Olsen, S.R., Watanabe, F.S. 1979. Interaction of Added Gypsum in Alkaline

Soils with Uptake of Iron, Molybdenum, Manganese, and Zinc by Sorghum.

Soil Science Society American J 43, 125-130.

Onnen, N., Heckrath, G., Olsen, P., Greve, M., Pulens, J.W.M., Kronvang, B.,

Van Oost, K. 2019. Distributed water erosion modelling at fine spatial resolu-

tion across Denmark. Geomorphology 342, 150-162.

Roden, E.E., Edmonds, J.W. 1997. Phosphate mobilization in iron-rich anaer-

obic sediments: microbial Fe(III) oxide reduction versus iron-sulfide for-

mation. Archiv für Hydrobiologie 139, 347-378.

Schjønning, P., Christensen, B.T., Heckrath, G. 2009. Threats to soil quality in

Denmark – A review of existing knowledge in the context of the EU Soil The-

matic Strategy. Report from Aarhus University, Faculty of Agricultural Sci-

ences, No. Plant Science 143. Foulum, Denmark, 121 pp.

Schjønning,P., Thomsen, I.K., 2013. Shallow tillage effects on soil properties

for temperate-region hard-setting soils. Soil and Tillage Research, 132, 12-20.

Shainberg, I., Sumner, M.E., Miller, W.P., Farina, M.P.W., Pavan, M.A., Fey

M.Y. 1989. Use of gypsum on soils: a review. Advances Soil Science 9, 1-111.

Stout, W.L., Sharpley, A.N., Landa, J. 2000. Effectiveness of coal combustion

by‐products in controlling phosphorus export from soils. J. Envrion. Qual. 29,

1239-1244.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Svanbäck, A. Ulén, B., Etana, At. 2014. Mitigation of phosphorus leaching

losses via subsurface drains from cracking clay soil. Agriculture, Ecosystems

& Environment 184, 124-134.

Torbert, H.A., Watts, D.B. 2014. Impact of flue gas desulfurization gypsum ap-

plication on water Quality in a coastal plain soil. J. Enviorn. Qual. 43, 273-280.

Truman, C.C., Nuti, R.C., Truman, L.R., Dean, J.D. 2010. Feasibility of using

FDG gypsum to conserve water. Catena 81, 234-239.

Ulén, B., Etana, A. 2014. Phosphorus leaching from clay soils can be counter-

acted by structure liming. Acta Agriculturae Scan. Section B.

doi.org/10.1080/09064710.2014.920043

Uusi-Kämppä, J., Turtola, E., Närvänen, A., Jauhiainen, L., Uusitalo R. al.

2012. Phosphorus mitigation during springtime runoff by amendments ap-

plied to grassed soil. J. Environ. Qual. 41, 420-426.

Uusitalo, R., Ylivainio, K., Hyväluoma, J., Rasa, K., Kaseva, J., Nylund, P., Pi-

etola, L., Turtola, E. 2012. The effect of gypsum on the transfer of phosphorus

and other nutrients through clay soil monoliths. Agriculture and Food Science

21, 260-278.

Watts, D.B. & Torbert, H.A. 2009. Impact of gypsum applied on grass buffer

strips on reducing soluble P in surface water runoff. J. Environ. Quality, 38,

1511-1517.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Kørespor på marker – tilgange til modvirkning af deres nega-

tive miljøkonsekvenser

Preben Olsen

, Beate Strandberg

(natur og biodiversitet), Marianne Bruus

(natur

og biodiversitet) og Nicholas Hutchings

(klima)

Fagfællebedømmelse: Lars Juhl Munkholm

Agroøkologi AU

Bioscience, AU

Funktion og anvendelse

Kørespor på markerne etableres i afgrøder som korn og raps samtidig med

såning. Formålet med kørespor er at mindske køreskader i afgrøden og at

undgå overlappende behandlinger, så tildeling af gødskning og sprøjtning af

afgrøden sker ensartet.

Kørespor på skrånende marker kan påvirke det omgivende miljø negativt.

Sporene kan fungere som kanaler, der opsamler og transporterer overfladisk

afstrømmende vand fra markoverfladen indeholdende opslemmet og opløst

materiale. Er vandmængder og vandhastigheder tilstrækkelige, kan der tillige

bortskylles materiale fra sporene selv og fra deres nærmeste omgivelser. Spo-

rene kan tillige være

hotspots

i forbindelse med nedvaskning af pesticider og

fosfor til dræn (Petersen et al., 2016).

Fysisk at bearbejde og løsne jorden i kørespor på skrånende arealer kan have

flere formål:

•

at øge infiltrationsevnen i køresporene

•

at forøge jordens ruhed i sporet for derved at mindske vandets strøm-

ningshastighed

•

at lede vand væk fra køresporene til områderne mellem køresporene.

I England er der udviklet flere typer af udstyr til bearbejdning af kørespor.

Intet af dette udstyr forhandles på det danske marked.

Brugen af ultrafleksible lavtryksdæk, i stedet for de gængse, smallere radial-

dæk med stivere dæksider og højere dæktryk, når man etablerer og færdes i

kørespor, har til formål:

•

at lave kørespor med en bredere tværsnitsprofil, hvor jorden i sporet sam-

mentrykkes/komprimeres i mindre grad

•

at mindske dybden som køresporene nedtrykkes i jordoverfladen

•

at mindske eller helst undgå hjulslip ved kørsel i sporet. Slipper hjulene

grebet i underlaget, er der risiko for, at sporet bliver dybt og glat i bunden

Ultrafleksible lavtryksdæk til traktorer og andet landbrugsmaskineri for-

handles i Danmark af flere fabrikater. Det bør tillige nævnes, at risikoen for

pakning af sporene også kan mindskes ved i stedet for dæk at anvende bælter

på maskinerne (Lamandé et al., 2018).

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Hvor udstyr til bearbejdning af kørespore alene tjener til at begrænse vand-

erosion på skrånende arealer, kan brugen af ultrafleksible lavtryksdæk mind-

ske komprimeringen på landbrugsjord generelt (Silgram et al., 2015).

Mindre komprimering og dermed en bedre jordstruktur bidrager til at ned-

sætte risikoen for afstrømningen af vand, tab af jord og næringsstoffer, sam-

tidig med at det gavner planternes rodudvikling, næringsstofoptag og vand-

husholdning. Alt dette kan gavne landbrugsjordens langsigtede dyrknings-

sikkerhed, landbrugets indtjening og miljøet.

Vanderosion på skrånende marker kan under danske forhold føre til betyde-

lige tab af jord og næringsstoffer (Veihe et al., 2003; Onnen et al., 2019).

I udlandet har man undersøgt, hvilken betydning kørespor kan have for

vanderosion, afstrømning samt tab af sediment og næringsstof (Chambers et

al.,2000; Silgram et al., 2010; Silgram et al., 2015). I Danmark er problemerne

ikke blevet undersøgt videnskabeligt, men de kan være ganske synlige, når

jord skylles væk fra kørespor og deres nærmeste omgivelser, figur 3.2.

Figur 3.2.

Kørespor og erosion i

mark med vinterbyg mellem Her-

ning og Silkeborg (Foto: Lars Kel-

strup, Maskinbladet)

Kørespor og erosion

Vanderosion på dyrket jord skyldes samspillet imellem klima, landskabs-

form, jordtype, afgrøde og dyrkningsmåde og kan finde sted på store, stejle

og/eller lange bakker, såvel som i kuperede landskaber med små bakker for

eksempel der, hvor afstrømning fra et bagvedliggende opland samles på en

mindre del af en mark.

Overordnet bestemmer landskabets udformning, hvor afstrømning og ero-

sion kan foregå, men kørespor kan forstærke den naturgivne erosionsrisiko.

I et kuperet terræn er det sjældent muligt at placere kørespor, så ingen af dem

udgør en potentiel risiko for vanderosion. Da sporene har en fast indbyrdes af-

stand, bestemmer placeringen af det første spor alle efterfølgende kørespors pla-

cering. Størst mulig indbyrdes sporafstand vil dermed, alt andet lige, være bedst.

Imellem 1989 og 1994 observerede Chambers et al. (2000) i alt 385 marker i

England. På 146 forekom der erosion, der for 34 % vedkommende skyldtes

kørespor.

I et to-årigt engelsk forsøg med dyrkning af vinterkorn på moderat skrånende,

svær til meget svær lerjord, var køresporene den vigtigste transportvej for

overfladisk afstrømning og transport af sediment, fosfor og kvælstof (Silgram

et al., 2010).

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Chambers et al. (2000) fandt, at løsning af kørespor med en harvetand for-

øgede både afstrømning af vand og erosion på flere forskelige jordtyper i Eng-

land, fordi spidsen af harvetanden glittede/udglattede jorden, som dermed

blev mindre gennemtrængelig for vand samtidig med, at den løsnede jord let-

tere blev skyllet bort.

Omvendt fandt Basher og Ross (2001), at på en velstruktureret lerjord var løs-

ning af køresporet med en harvetand en simpel måde at øge køresporets in-

filtrationsevne og dermed at reducerede erosionen.

Resultaterne antyder, at virkningen af et virkemiddel kan variere mellem lo-

kaliteter. De kan skyldes forskel i jordtype, nedbørsintensitet og –mængde,

jordens vandindhold på bearbejdningstidspunktet etc.

Effekt på fosfortab

I et et-årigt parcelforsøg på en meget svær lerjord (silty clay loam) undersøgte

man i England betydningen af kørespor og hældningslængde for mængden

af overfladisk vandafstrømning, tab af sediment, opløst totalfosfor og total-

fosfor (DEFRA, 2005). Det blev fundet, at kørespor havde en signifikant, stor

og positiv betydning for den overfladiske afstrømning og tabene af sediment

og totalfosfor, tabel 3.10. Vægtet i forhold til afstrømningsmængder var kon-

centrationerne af sediment (mg/L) og totalfosfor (µg/L) signifikant større

med end uden kørespor. Det omvendte var tilfælde med koncentrationerne

af opløst totalfosfor, som formentlig skyldes at afstrømningsmængden var

mindre uden kørespor (fortyndingsfaktor).

Medens sedimenttabet, hvor der var kørespor, var 116 - 205 kg/ha, var det

blot 9 - 42 kg/ha uden kørespor. Der tabtes mellem 79 og 175 g/ha totalfosfor

med kørespor mod 4 til 26 g pr/ha uden kørespor. Køresporene havde for-

holdsmæssigt mindre betydning for tabet af opløst totalfosfor, da kørespo-

rene i særlig grad fremmede erosion (dvs. sedimenttab) og dermed tabet af

fosfor bundet til lerpartikler.

De største tab af sediment og totalfosfor skete med årets første afstrømnings-

hændelser, hvor jorden var ubevokset. I takt med at afgrøden voksede til, re-

duceredes tabet af såvel sediment som fosfor.

Med kørespor var der tendens til, at sedimenttabet steg med hældningslæng-

den. Det modsatte var tilfældet uden kørespor.

Tabel 3.10.

Akkumuleret afstrømning og tab af sediment og fosfor med og uden kørespor, gennemsnit af afstrømningshændel-

ser (DEFRA, 2005).

1 ,1

861

5 ,2

971

8 ,6

881

2 ,3

6 ,9

021

6 ,8

031

ah/g

L/gµ

-t sølpo lato T -t sølpo lato T

2 ,4

2 ,7

0 ,62

8 ,87

5 ,471

0 ,601

ah/g

P- lato T

416

915

917

8791

1312

0161

L/gµ

P- lato T

2 ,9

7 ,11

3 ,24

3 ,611

8 ,402

3 ,281

ah/gk

tnemide S

7631

458

7611

6303

1042

7372

l/gm

tnemide S

7 ,0

nedu

4 ,1

6 ,3

5 ,4

dem

6 ,8

6 ,6

retem

gninmørt s edgnæl s rop serø K

-faedalfrevO gnindlæH

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

I et to-årigt forsøg på en finsandet jord med 5° hældning (fine

sandy soil)

un-

dersøgte Withers et al. (2006) hvilken betydning, kørespor havde for afstrøm-

ningen af vand og tab af sediment og fosfor ved tidlig og sen såning af vinter-

sæd efter henholdsvis traditionel pløjning til 20-25 cm og tallerkenharvning

til 5-8 cm dybde (reduceret bearbejdning).

Med traditionel pløjning op og ned ad bakken blev overfladafstrømningen

næsten en halv gang større med end uden kørespor (Withers et al., 2006). Selv

om afstrømningen med kørespor kun var 1-2 mm større end uden kørespor,

tabtes der fem gange mere sediment (+0,4 t pr. ha) og fire gange mere total-

fosfor (+ 0,3 kg pr. ha) end uden kørespor, hvilket skyldtes tab af materiale

ikke kun fra selve køresporene men også fra områder mellem køresporene.

Med reduceret jordbearbejdning var kørespor uden betydning for afstrøm-

ning og tab af sediment og fosfor.

Med kørespor i vinterhvede, der var sået tidligt efter pløjning, begyndte af-

strømningen tidligere og blev dobbelt så stor som i samtidig sået vinterhvede

efter reduceret jordbearbejdning (Withers et al., 2006).

Med traditionel pløjning, tidlig såning af vinterhveden og med kørespor af-

strømmede 6,6 mm/ha. Med samme behandling men uden kørespor reduce-

redes afstrømningen med 30 %. Vægtet i forhold til afstrømning var tabet af

sediment og totalfosfor mindst, hvor der var kørespor (Withers et al., 2006).

Med pløjning og sent sået vinterhvede sås en tilslæmning af jordoverfladen

og væsentlig større overfladeafstrømning, end hvor man efter pløjningen så-

ede vinterhveden tidligt.

Afstrømningens størrelse var ikke statistisk forskellig - kørespor eller ej - men

de afstrømningsvægtede koncentrationer af sediment, totalfosfor og opløst

totalfosfor fordobledes med kørespor. Der blev således tabt 650 kg sediment,

548 g totalfosfor og 31 g opløst totalfosfor/ha med kørespor mod 270 kg sedi-

ment, 210 g totalfosfor og 11 g opløst totalfosfor/ha uden kørespor. Hvor kø-

resporene var dybe, eller selve årsagen til erosionen, blev tabene af fosfor og

sediment størst. Kørespor og sen såning efter pløjning gav 65 % mere overfla-

deafstrømning end uden kørespor. Der var dog samlet tale om små mængder

hhv. 2,4 mm med, og 1,4 mm/ha uden kørespor. Med de 2,4 mm/ha afstrøm-

ning og kørespor blev tabt 70 kg sediment og 58 g totalfosfor/ha, ca. 5 gange

mere, end uden kørespor (Withers et al., 2006).

I England og Skotland lavede man mellem 2009 og 2013 forsøg, hvor kørespor

blev afsat med to typer dæk - konventionelle og ultrafleksible - i vinterhvede

(Silgram et al., 2015). Man undersøgte, hvilken betydning dækmonteringen

havde for erosionsforekomsten, og hvad virkningen var af de 3 tiltag: Tilså-

ning af kørespor; bearbejdning af kørespor med en selvdrevet rotorharveen-

hed og at ændre køresporets tværprofil fra konkav til konveks med en selv-

rensende profileringstromle (Silgram et al., 2015), se figur 3.3.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Figur 3.3.

Selvdreven rotorharve (venstre) og tromleformede profileringsenhed (højre) (Silgram et al., 2015).

Køresporene i efterårssået vinterhvede blev lavet med nedenstående vogntog,

hvor traktoren vejede 6.729 kg og den bugserede sprøjte med en 3.500 liter

sprøjtetank, vejede 3.950 kg før fyldning, figur 3.4.

Figur 3.4.

Typiske anvendte

dæktryk (kPa) på traktoren (øver-

ste) og den bugserede sprøjte

(nederste). Dæktrykket i de kon-

ventionelle (KD - til venstre) sva-

rer til tryk ved færdsel på vej.

Dæktrykket i de ultrafleksible dæk

(UF –til højre) blev anslået at

være optimale for reduktion af kø-

resporenes komprimering. Alle

dæk var af mærket Michelin.

For at undgå de randeffekter, der kan opstå med små erosionsparceller, blev

undersøgelserne udført på udsnit af skråninger med en størrelsen mellem 300

- 900 m

. Skråningsudsnittene havde fast en bredde på 3 meter, medens læng-

derne varierede mellem 100 og 300 m, afhængig af de lokale forhold. Der blev

målt tab af sediment, totalfosfor og overfladisk vandafstrømning. Med fire

gentagelser blev fire forskellige behandlinger gennemført på fire forskellige

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

jordtyper, tabel 3.11. Forholdene gjorde, at ikke alle behandlinger kunne gen-

nemføres alle steder og år. Ubevoksede kørespor fra konventionelle dæk var

referencebehandling.

Tabel 3.11.

Med X er vist gennemførte behandlinger. Hvor markeret med grå indgik jordtypen ikke pågældende år. Da tekstur-

oplysninger for forsøget ikke foreligger, er engelske jordtypenavne oversat til danske med støtte i en teksturtrekant.

Silgram et al. (2015) præsenterer data grafisk. Da kørespor udgør en relativt

større del af et skråningsudsnit end tilfældet er på en mark, kan tabsstørrelser

aflæst i figurerne ikke umiddelbart omsættes til størrelser på markniveau.

Overordnet konkluderedes det at:

•

Tilsåede kørespor i vinterhvede havde ingen signifikant effekt på overfla-

disk afstrømning af vand og tab af sediment og fosfor. Afgørende for den

hurtige afstrømning af vand i kørespor var sporets komprimering – ikke

den manglende bevoksning.

•

Ultrafleksible dæk reducerede vandafstrømning og tab af sediment og fos-

for signifikant i alle år med op til 75% i forhold til referencebehandlingen

på alle undersøgte jordtyper.

•

En selvdrevet roterharveenhed kunne løsne jorden i køresporet meget ef-

fektivt og reducerede alle år vandafstrømning og tab af sediment og fosfor

på de undersøgte jordtyper, på nær den svære lerede siltjord, der i 2010/11

var så tør, at der ikke kunne skabes kørespor.

•

Rotorharveenheden kunne reducere vandafstrømningen med op til 95% i

køresporene fra konventionelle dæk.

•

Profileringstromlen blev kun anvendt 1 af de 4 år, hvor den meget effektivt

reducerede afstrømning og tab af sediment og fosfor på 3 af 4 jordtyper.

Undtagelsen var igen den tørre svære, lerede siltjord i 2010/11. Profile-

ringstromlen kunne reducere vandafstrømningen med op til 85% i forhold

til ubearbejdede kørespor fra konventionelle dæk.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Effekt i tid og rum

Virkemidlet effekt afhænger af, hvordan de skrånede marker er lokaliseret og

hydrologisk forbundet med vandmiljøet. Er der direkte forbindelse mellem

mark og vandmiljø vil brug af virkemidlet være til umiddelbar gavn for vand-

miljøet.

Overfladisk afstrømning af vand på landbrugsjord kan forekomme året

rundt. Jordtype, nedbørsmængde og –intensitet og det strømmende vands

transportkapacitet bestemmer hvor meget sediment, der kan transporteres.

Jordens fosforstatus bestemmer hvor meget fosfor, der kan følge med. Størst

er risikoen for tab af sediment og fosfor, når jorden er nybearbejdet og uden

plantedække og med kørespor. Virkemidlet kan anvendes på alle tider af året.

Overlap i forhold til andre virkemidler

Virkemidlet retter sig mod arealer, hvor også virkemidlerne Negativ P-ba-

lance, Optimering af jordarbejde og Permanent plantedække på erosionstru-

ede arealer og som barriere i

landskabet vil kunne anvendes, og det vil kunne kombineres med disse vir-

kemidler.

Sikkerhed på data

Der foreligger ingen målinger af kørespors betydning under danske jord- og

klimaforhold. Alle tilgængelige data er for andre klimaforhold og jordtyper

end danske, ligesom landskabsformer og hældningslængder antagelig også

vil være forskellige. De her omtalte udenlandske undersøgelser er ofte udført

på jorde med især større ler- og siltindhold, end hvad der typisk findes på

dansk landbrugsjord. Formodentlig vil jorde med højere ler- og siltindhold

end danske jorde have anderledes bæreevne og plasticitet. Det kan tænkes at

påvirke dybden af køresporene og i hvilken grad bunden af køresporen ud-

glattes som følge af hjulslip, hvilket vil påvirke deres permeabilitet for vand.

I hvilket grad dette vil kunne påvirke de gunstige effekter, som ultrafleksible

lavtryks dæk har haft i udenlandske undersøgelser, vides ikke.

Tidshorisont for at skaffe data, hvis disse ikke findes

Da erosion er hændelses-drevet vil det kræve flere års målinger (størrelsesor-

den 5-10 år) at opbygge data tilsvarende de udenlandske. Til undersøgelserne

vil skulle anvendes udsnit af skråninger i stedet for standard USLE erosions-

plots (Wischmeier & Smith, 1978), der tidligere er anvendt i Danmark (Schjøn-

ning et al. 1995), fordi randeffekter vil have større betydning med erosions-

plots qua deres mindre areal end skråningsudsnit (Silgram et al., 2015). Dertil

kommer, at der vil være behov for modeller, når indsamlede data skal opska-

leres til landskabs- eller oplandsniveau.

Forudsætninger og potentiale

En bearbejdning af de kørespor, der er afsat med konventionelle dæk, vil gøre

det mulig at mindske afstrømningen af vand i sporene og herigennem tab af

sediment og fosfor. Både den selvdrevne rotorharve og profileringstromlen

viste sig at kunne begrænse mængden af afstrømmende af vand i kørespor.

Ulemperne ved begge redskaber er, at de kun har effekt i kørespor på skrå-

nende marker og at ingen af dem, eller tilsvarende redskaber, endnu forhand-

les i Danmark.

Anvendelse at ultrafleksible lavtryksdæk, alternativt bælter, anses som en

umiddelbar mulighed for at begrænse erosion og tab af sediment og fosfor fra

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

kørespor på skrånende marker. Dæktypen er kommercielt tilgængelige i Dan-

mark til brug på en række af landbrugets maskiner. Dæktypen forventes des-

uden på et længere sigt at kunne bidrage til blandt andet at forbedre jord-

strukturen til gavn for bl.a. dyrkningssikkerhed, vandhusholdning, luftskifte

og rodvækst og derigennem at kunne forbedre udnyttelse af næringsstoffer

til gavn for landbrugets driftsøkonomi. Alt dette under forudsætning af at

dæktrykket holdes så lavt som muligt.

Udfordringer i forhold til kontrol og administration

For ultrafleksible lavtryksdæk vil indsatsen til kontrol være lille, når først

dækkene er monteret på maskinerne. Indkøbte dæk vil fremgå af bedriftens

regnskab. Det kan dog give problemer at sikre, at dæktrykket tilpasses ved

vekslende kørsel mellem mark og vej. Dæktryksregulering ”on the go” (Cen-

tral tyre inflation systems)

til brug ved kørsel på overflader med varierende

hårdhed findes i dag monteret på tungt maskineri eksempelvis gyllevogne,

ligesom det kendes fra skovbrugsmaskiner (Brokmeier, 2017).

Med brug af udstyr til bearbejdning af kørespor vil det være nødvendigt at

udføre inspektioner af visse marker udpeget med GIS på baggrund af sæd-

skifte, terrænmodeller og temaer for vandmiljø så som vandløb og søer.

Sideeffekter

En bedre håndtering af kørespor kan bidrage til at reducere tabet af stoffer

med lignende tabsveje som fosfor, det være sig eksempelvis stoffer indeholdt

i husdyrgødning.

Kvælstof

Tabet af kvælstof til vandmiljøet med overfladisk afstrømmende vand vil blive

mindre, når nedbør infiltreres på marken frem for at løbe af på overfladen.

Klima

Der vil være et begrænset fossilenergiforbrug i forbindelsen med en kørespor-

behandling men ellers ingen nævneværdige klimaeffekter.

Natur og biodiversitet

Vurderingen af virkemidlet på natur og biodiversitet bygger primært på gene-

rel økologisk viden. Da kørespor kun optager en mindre del af en marks areal,

og da virkemidlet ikke forventes at påvirke den øvrige landbrugsmæssige drift,

vurderes det, at effekten på terrestrisk natur og biodiversitet vil være minimal.

Lærker (Odderskær et al. 1997) og viber (https://www.dof.dk/naturbeskyt-

telse/dof-s-naturpolitik/agerland/sadan-hjaelper-landmanden-viben)

lægger

ofte deres reder i køresporene, men frekvensen af færdsel i køresporene vil ofte

betyde, at der ikke kommer unger på vingerne, fordi rederne ødelægges. I de

marker, hvor der køres forholdsvist sjældent i køresporene, forventes opkrads-

ning af kørespor dog at forringe køresporenes værdi som rede- eller opholds-

sted for fugle og pattedyr pga. den ekstra forstyrrelse. Brug af dæktyper, der

ikke komprimerer jorden så kraftigt, men stadig giver et tydeligt kørespor, for-

ventes ikke at påvirke natur og biodiversitet.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Tabel 3.12.

Vurdering af effekten af virkemidlet ”Kørespor på marker – tilgange til modvirkning af deres negative miljø-konse-

kvenser” på terrestrisk natur og biodiversitet. Variationen i vurderingen skyldes, at virkemidlet kan etableres på forskellig vis.

Negative effekter forventes således primært ved opkradsning af kørespor i de marker, hvor fugle og pattedyr ellers vil kunne

have gavn af køresporene som opholds-eller redested.

Jordbunds-

fauna

Vilde planter

Vilde bier

Insekter og

Fugle

-1 til 0

Pattedyr

-1 til 0

Samlet vurdering

-2 til 0

(føde og levesteder) leddyr i øvrigt

Skadegørere og pesticider

Ligesom med fosfor må virkemidlet forventes at kunne reducere tabet af stof-

fer med tilsvarende tabsveje eksempelvis pesticider, hormonstoffer, medicin-

rester, patogener og tungmetaller.

Referencer

Basher L. R., Ross C. W., 2001. Role of wheel tracks in runoff generation and

erosion under vegetable production on a clay loam soil at Pukekohe, New

Zealand, Soil and Tillage Research 62: 117-130.

Brokmeier H., 2017. Central Tire Inflation System for timber transport in Ger-

many, International Journal of Forest Engineering: 28: 211-225.

Chambers, B.J., Garwood, T.W.D., Unwin, R.J., 2000. Controlling soil water

erosion and phosphorus losses from arable land in England and Wales. J En-

viron Qual 29, 145-150.

DEFRA 2005. Towards understanding factors controlling transfer of phospho-

rus within and from agricultural fields. Final Report Defra Project PE0111.

http://randd.defra.gov.uk/Document.aspx?Docu-

ment=PE0111_1490_FRP.doc Tilgået 14. januar 2020

Lamandé, M., Greve, M.H., Schjønning, P., 2018. Risk assessment of soil com-

paction in Europe – Rubber tracks or wheels on machinery. CATENA 167,

353-362.

Odderskær, P., A. Prang, J.G. Poulsen, P.N. Andersen & N. Elmegaard 1997:

Skylark

(Alauda arvensis)

utilization of micro-habitats in spring barley fields. -

Agriculture, Ecosystems and Environment 62: 21-29.

Onnen, N., Heckrath, G., Stevens, A., Olsen, P., Greve, M.B., Pullens, J.W.M.,

Kronvang, B., Van Oost, K., 2019. Distributed water erosion modelling at fine

spatial resolution across Denmark. Geomorphology 342, 150–162.

Petersen, C.T., Nielsen, M.H., Rasmussen, S.B., Hansen, S., Abrahamsen, P.,

Styczen, M. og Koch, C.B., 2016. Jordbearbejdningens indflydelse på pesticid-

udvaskning til markdræn

Bekæmpelsesmiddelforskning fra Miljøstyrelsen nr. 167, 157 sider.

https://www2.mst.dk/Udgiv/publikationer/2016/10/978-87-93529-25-

0.pdf. Tilgået 14. januar 2020

Veihe, A., Hasholt, B., Schiøtz, I.G., 2003. Soil erosion in Denmark: processes

and politics. Environmental Science and Policy 6, 37-50.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Silgram M., Jackson D. R., Bailey A., Quinton J., Stevens C., 2010. Hillslope

scale surface runoff, sediment and nutrient losses associated with tramline

wheelings. Earth Surface Processes and Landforms. 35: 699-706.

Silgram, M., Jackson, B., McKenzie, B., Quinton, J., Williams, D., Harris, D.,

Lee, D., Wright, P., Shanahan, P. and Zhang, Y., 2015. Reducing the risks as-

sociated with autumn wheeling of combinable crops to mitigate runoff and

diffuse pollution: a field and catchment scale evaluation. Agriculture and

Horticulture Development Board, Cereals & Oilseeds. Project Report No. 559.

https://ahdb.org.uk/reducing-the-risks-associated-with-autumn-wheeling-

of-combinable-crops-to-mitigate-runoff-and-diffuse-pollution-a-field-and-

catchment-scale-evaluation. Tilgået 14. januar 2020.

Withers, P.J.A., Hodgkinson, R.A., Bates, A. and Withers C.M. 2006. Some ef-

fects of tramlines on surface runoff, sediment and phosphorus mobilization

on an erosion-prone soil. Soil Use and Management. 22, 245-255.

Wischmeier,W.H. & Smith D.D. 1978. Predicting rainfall erosion losses - a

guide to conservation planning. Agricultural Handbook 537. U.S. Department

of Agriculture,Washington D.C.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Sedimentationsbassiner på marken som tiltag mod fosfortab

ved erosion

Goswin Heckrath

, Beate Strandberg

(natur og biodiversitet) og Marianne Bruus

(natur og biodiversitet)

Fagfællebedømmelse: Hans Estrup Andersen

Agroøkologi AU

Bioscience, AU

Funktion og anvendelse

Sedimentationsbassiner er flade strukturer, der udgraves tæt ved markgrænsen

for at tilbageholde eroderet jord og dermed partikelbundet fosfor fra et dyrket

område med særdeles høj naturgiven erosionsrisiko kendetegnet ved kløftero-

sion. Sedimentationsbassiner kan være

end-of-pipe-løsninger

på steder, hvor

dyrkningsmæssige tiltag eller bufferzoner ikke forventes at være tilstrækkelige

for at undgå meget høje sedimenttilførsler og fosfortab til vandområder.

Vanderosion på dyrkede marker kan under danske forhold medføre betyde-

ligt tab af næringsstofrig jord til vandmiljøet (Veihe et al., 2003; Onnen et al.,

2019). Erosion varierer stærkt, afhængigt af et komplekst samspil mellem to-

pografiske, klimatiske, jordtypebestemte og dyrkningsrelaterede faktorer. To-

pografien er den naturgivne faktor, der overordnet kontrollerer de rumlige

mønstre for vandafstrømningen i landskabet. Mange danske landskaber er

småbakkede og bølgende med lokalt tragtagtig landskabsform, der samler af-

strømningen fra større områder og koncentrerer den på et lille areal, hvorved

afstrømningen bliver betydeligt mere erosionskraftig. Her kan der opstår

kløfterosion med stort jordtab til følge især på de mere eroderbare, siltede og

finsandede jordtyper. På marker, hvor de naturgivne faktorer forårsager store

erosionshændelser, kan dyrkningsmæssige tiltag, bortset fra udtagning af

landbrugsjord, have en beskeden beskyttende effekt. I disse situationer kan

sedimentationsbassiner være effektive virkemidler (Mekonnen et al., 2015).

Sedimentationsbassiner er sjældent brugt ifm. erosionskontrol på landbrugs-

arealer i Danmark, og herværende beskrivelse bygger på udenlandske under-

søgelser. Et bassin placeres på et forholdsvis fladt område ved bakkefoden i

kanten af marken, således at det opfanger den koncentrerede afstrømning fra

marken. Når bassinet er fyldt, ledes afstrømningen hen over et befæstet over-

løb. Eroderet jord tilbageholdes i bassinet, når partiklerne i vandsøjlen bund-

fælder - sandfraktionen meget hurtigere end lerfraktionen. Processen er di-

rekte afhængig af den hydrauliske belastning, dvs. forhold mellem afstrøm-

ning ved udløbet af bassinet og dets overfladeareal (Chen, 1975). Bassinet skal

kun dimensioneres til at kunne tilbageholde en del af afstrømningen fra en

stor hændelse, men sikre tilpas lang opholdstid til relevant partikelsedimen-

tation. Hvis praktiske og økonomiske forhold begrænser bassinstørrelsen, er

der risiko for, at opholdstiden ikke er tilstrækkelig til effektivt at bundfælde

lerpartiklerne (Braskerud, 2002a).

Lokale afstrømningsmængder er meget variable og svære at estimere. En ny-

lig erosionsrisikomodellering for Danmark beregner således gennemsnitlige

erosionsrater på langt sigt, men ikke afstrømningsmængder. Dimensionerin-

gerne må derfor som oftest baseres på erfaring. Flere studier fra den tempere-

rede, humide klimazone har demonstreret, at små sedimentationsbassiner

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

med et overfladeareal svarende til 0,025 til 0,5% af oplandet til bassinet er ef-

fektive for marker mellem ca. 5 og 150 ha (Braskerud 2002a, b; Fiener et al.,

2005; Ockenden et al., 2014). Disse bassiner varierede i størrelsen mellem 10

og flere hundrede kvadratmeter. Bassinernes dybde har betydning for sedi-

mentlagringskapacitet og bundfældningen. Sedimenttilbageholdelsen sker

mere effektivt i lavvandede end i dybe bassiner, fordi afstanden til bundfæld-

ning af partiklerne er kortere. Typisk varierer bassindybden mellem 0,5 og 1

m ofte med en dybere del på indløbs- og en fladere del på udløbssiden. For-

holdet mellem længde og bredde af bassinet påvirker også tilbageholdelses-

effektiviteten og anbefales at være større end 4:1 (Persson, 2000). Rumfanget

af disse typer sedimentationsbassiner varierer mellem 5 og 500 m

. Det for-

ventes, at den udgravede jord deponeres lokalt og eventuelt bruges til opbyg-

ning af bassinets sider. En vejledning til design af sedimentationsbassiner er

publiceret i USA af USDA (NRCS, 2016).

Bassiner er konstrueret til kun at være temporært vandfyldte, således at van-

det kan nedsive imellem afstrømningshændelserne. Etablering af urteagtig

vegetation i bassinet er en fordel, da dette kan fremme sedimentation ved at

mindske vandets strømningshastighed, øge vandinfiltrationen og stabilisere

bassinet fysisk. En brakafpudsning foretages en gang om året for at undgå

etablering af træer.

Effektiviteten af sedimenttilbageholdelse varierer meget blandt undersøgel-

serne, selv inden for den samme region. På grund af stor variation i afstrøm-

ningshændelser og oplandsegenskaber, herunder jordtyper og dyrkningstil-

tag, kan tilbageholdelseseffektiviteten ikke entydig relateres til hverken til-

førslen af sediment eller sedimentationsbassinernes design (Fiener et al, 2005).

Tilbageholdelsen varierer eksempelvis mellem ca. 40-170 kg m

-2

bassinareal i

oplande med siltede jorde i Sydtyskland (Fiener et al., 2005) og 2-1.200 kg m

-2

i oplande med forskellige jordtyper i England (Ockenden et al., 2012). Der er

en tendens til, at tilbageholdelsen er mest effektiv ved sandede sedimenter

(Tabel 3.13). Flere undersøgelser antyder, at sedimentationsbassiner kan til-

bageholde ca. 50-80% af det tilførte sediment i oplande med siltede eller san-

dede jordtyper (Mekonnen et al, 2015).

Tabel 3.13.

Eksempler på sedimenttilbageholdelse i forskellige undersøgelser.

Område

Tekstur

Opland

England

ler

silt

sand

Tyskland

silt

4-10

10-50

2-50

2-8

Bassin-areal Sediment

aflejret

20-100

50-200

8-320

200-330

ton

0.05-2.1

0.4-14

9-26

8-54

Retentions-

evne

Kg/m

1-105

2-80

44-1200

40-110

Fiener et al, 2005

Ockenden et al, 2012

Litteratur

Sedimentationsbassiner kræver forholdsvis lidt vedligeholdelse. Når større

mængder af sediment er ophobet i bassinet, graves det bort, så lagringskapa-

citeten genoprettes. Dette forventes ikke at skulle ske hvert år. Sediment, der

udelukkende stammer fra marken, vil som regel kunne køres tilbage på mar-

ken vha. almindelige landbrugsmaskiner.

Effekt på fosfortab

Tabet af fosfor til vandområder som følge af erosion på landbrugsjord er ikke

systematisk undersøgt i Danmark. Således findes der ikke specifikke oplys-

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

ninger om, hvor meget fosfor der transporteres over markgrænsen eller tilfø-

res vandområder via vanderosion. Fosfortabet vil afhænge af den rumlige va-

riation af fosforindholdet i overjord i forhold til erosionsmønstre og den se-

lektive transport af fosforberigede partikler (Haygarth and Jarvis, 2002) samt

omsætningsprocesser undervejs. I forbindelse med kraftige erosionshændel-

ser har sidstnævnte ingen praktisk betydning, og den relative fosforberigelse

af eroderet jord må forventes at være lav, idet kraftige hændelser er mindre

selektive. Derfor kan det deponerede sediment antages at have et lignende

fosforindhold som den oprindelige jord (Fiener et al., 2005). Med udgangs-

punkt i en erosionsmodellering vil fosfortransporten kunne estimeres, hvis

der kan tages hensyn til den rumlige fordeling af fosfor i overjorden. Da denne

imidlertid ikke er kendt, må der i stedet anvendes regionstypiske værdier for

fosforindholdet. Overordnet set forventes der at være en robust sammenhæng

mellem sediment- og fosfortab og dermed også for tilbageholdelsen af fosfor

i bassinerne, alt andet lige. Tilbageholdelsen af fosfor i bassinerne skønnes at

have en effektivitet svarende til 50-75% af fosfor tilført med sediment.

Effekt i tid og rum

Etableringen af sedimentationsbassiner vil have en umiddelbar effekt, forud-

sat at der foregår sediment- og fosfortab på lokaliteten. Hvis bassinerne ved-

ligeholdes, opretholdes effekten over tid. Sedimentationsbassiner er et virke-

middel rettet mod områder med særdeles høj erosionsrisiko. Derfor vil de kun

skulle installeres på et begrænset antal steder i Danmark på baggrund af en

udpegning, der bl.a. baseres på erosionsmodellering og lokalt kendskab til

problemets omfang. Da kraftige erosionshændelser er episodiske og typisk

forekommer med års mellemrum, vil den tidslige effektivitet af virkemidlet

være svingende.

Overlap i forhold til andre virkemidler

Grundlæggende anbefales det at overveje virkemidler som optimering af

jordbearbejdning mod jorderosion på erosionstruede arealer. Disse kan kom-

bineres med sedimentationsbassiner som en

’last line of defense’.

Alternativt

kan de mest erosionstruede arealer tages ud af omdriften, som beskrevet i vir-

kemidlerne Skovrejsning og Permanent plantedække på erosionstruede area-

ler og som barriere i landskabet.

Sikkerhed på data

Små sedimentationsbassiners effektivitet for så vidt angår tilbageholdelse af

eroderet fosfor er dårligt belyst såvel internationalt som under danske for-

hold. Til gengæld findes der gode oplysninger om tilbageholdelsen af sedi-

ment i den udenlandske litteratur. Da sediment- og fosfortransport er nært

forbundne, betragter vi de ovenfor angivne skøn på 50-75% tilbageholdelse af

fosfor tilført med sediment for realistiske.

Tidshorisont for at skaffe data, hvis disse ikke findes

Gennemførsel af et relevant moniteringsprogram vil tage mindst fem år og

omfatte 5-10 oplande. En udvidet erosionsmodellering til estimering af fos-

forerosion kan gennemføres inden for et halvt år, såfremt data for den rumlige

variation af markernes fosforindhold er til rådighed.

Forudsætninger og potentiale

Virkemidlet retter sig mod marker med høj erosionsrisiko, koncentreret af-

strømning og kløfterosion. Etableringen kræver et få-hundrede kvadratmeter

stort og fladt areal i kanten af marken nedstrøms fra en erosionskløft, og den

lokale topografi skal være egnet til at deponere udgravningsjorden. Eventuelt

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

vil noget materiale kunne bruges til opbygning af bassinets sider. Den maksi-

male grundvandsstand skal ligge under bundkvoten af bassinet. Eventuel vil

etablering kræve omlægningen af markdræn.

En erosionsrisikokortlægning af hele Danmarks landbrugsareal antyder, at

der er få steder i landet, hvor der lokalt transporteres store mængder jord hen

over markgrænsen (Onnen et al., 2019). Tabel 3.14 viser antallet af steder, sva-

rende til 10-m segmenter langs markgrænser, for forskellige klasser af jordtab

hen over markgrænsen.

Tabel 3.14.

Antal lokaliteter i Danmark med større transport af eroderet jord henover

markgrænsen.

Transportrate

Ton/år per 10-m segment

1-2.5

2.5-5.0

5-10

>10

32.000.000

2880

Antal segmenter

Jordtab

Ton/år

604000

3686

203

Udfordringer i forhold til kontrol og administration

Sedimentationsbassiner er større strukturer, hvis placering nemt kan identifi-

ceres på ortofotos. Etablering af sedimentationsbassiner medfører, at land-

brugsareal udtages i en længere periode, dog er der mulighed for genetable-

ring. Der skal administrativt skelnes mellem konstruerede minivådområder

og sedimentationsbassiner. Eksisterende administrative krav ifm. sedimenta-

tionsdamme skal afklares, inkl. afstandskrav til åbne vandflader ifm. anven-

delse af sprøjtemidler på marken.

Sideeffekter

Kvælstof

Sedimentationsbassiner vil ikke nævneværdigt bidrage til reduktion af kvæl-

stofudledning.

Klima

Der forventes ikke nævneværdige klimaeffekter.

Natur og biodiversitet

Sedimentationsbassiner er temporære mini-vådområder for det meste dækket

med lav vegetation. Der kan forventes en beskeden, lokal biodiversitetseffekt,

idet bassinerne tilfører heterogenitet i hydrologiske forhold til markkanten og

dermed skaber muligheder for flere plantearter, insekter og leddyr samt fugle

og padder (Scheffer et al. 2006). Effekten vil afhænge af, hvor lange perioder

om året, der er vand i bassinerne.

Tabel 3.15.

Forventede effekter af virkemidlet ”Sedimentationsdamme på marken” på terrestrisk natur og biodiversitet. Differen-

tieringen af værdierne skyldes, at effekterne vil afhænge af især længden af perioderne med vand i dammene. Vurderingen af

effekten af virkemidlet i forhold til blomstersøgende insekter dvs. vilde bier, svirrefluer, sommerfugle m.fl. forudsætter at føderes-

sourcen ikke er anvendes til honningproduktion.

Jordbunds-

fauna

Vilde planter

Vilde bier

0-1

Insekter og

1-2

Fugle

1-2

Pattedyr

Samlet vurdering

3-6

(føde og levesteder) leddyr i øvrigt

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Skadegørere og pesticider

Idet en del pesticider binder til jord, vil de også i nogen omfang tilbageholdes

i bassinet.

Referencer

Braskerud, B.C. 2002a. Design considerations for increased sedimentation in

small wetlands treating agricultural runoff. Water Science and Technology 45,

77-85.

Braskerud, B.C. 2002b. Factors affecting phosphorus retention in small con-

structed wetlands treating agricultural non-point source pollution. Ecological

Engineering 19, 530-540.

Chen, C. 1975. Design of sediment retention basins. Proc. Nat. Symp. Urban

Hydrology and Sediment Control. University of Kentucky, Lexington. pp.

285-298.

Fiener, P., Auerswald, K., Weigand, S. 2005. Managing erosion and water

quality in agricultural watersheds by small detention ponds. Agriculture,

Ecosystems and Environment 110, 132-142.

Haygarth, P.M. and Jarvis, S.C. 2002. Agriculture, Hydrology and Water

Quality. CABI Publishing, Wallingford, UK. 502 p.

Mekonnen, M., Keestra, S.D., Stroosnijder, L., Baartman, J.E.M., Maroulis, J.

2015. Soil conservation through sediment trapping: a review. Land Degrada-

tion and Development 26, 544-556.

Natural Resources Conservaton Service (NRCS) 2016. Conservation Practice

Standard: Sediment Basin. Code 350. USDA, Washington DC. 5 p.

Ockenden, M.C., Deasy, C., Quinton, J.N., Bailey, A.P., Surridge, B., Stoate, C.

2012. Evaluation of field wetlands for mitigation of diffuse pollution from ag-

riculture: sediment retention, cost and effectiveness. Environmental Science

and Policy 24, 110-119.

Onnen, N., Heckrath, G., Stevens, A., Olsen, P., Greve, M.B., Pullens, J.W.M.,

Kronvang, B., Van Oost, K., 2019. Distributed water erosion modelling at fine

spatial resolution across Denmark. Geomorphology 342, 150–162.

Persson, J. 2000. The hydraulic performance of ponds of various layouts. Ur-

ban Water 2, 243-250.

Veihe, A., Hasholt, B. and Schiøtz, I.G., 2003. Soil erosion in Denmark: pro-

cesses and politics. Environmental Science and Policy 6, 37-50.

Scheffer, M, van Geest, GJ, Zimmer, K, Jeppesen, E, Søndergaard, M, Butler,

MG, Hanson, MA, Declerck, S, De Meester, L. 2006. Small habitat size and

isolation can promote species richness: second-order effects on biodiversity in

shallow lakes and ponds. OIKOS 112:1, pp. 227-231

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Optimering af jordbearbejdning, fx pløjeretning, - tidspunkt og

bearbejdningsintensitet, pløjefri dyrkning

Lars Juhl Munkholm

, Per Kudsk

(Skadegørere og pesticider), Lise Nistrup Jørgen-

sen

(Skadegørere og pesticider), Beate Strandberg

(Natur og biodiversitet), Mari-

anne Bruus

(Natur og biodiversitet), Nicholas Hutchings

(Klima) og Brian H. Ja-

cobsen

(Økonomi)

Fagfællebedømmelse: Elly Møller Hansen

; Berit Hasler

(økonomi) og Louise Mar-

tinsen

(økonomi)

Agroøkologi, AU

Bioscience, AU

Fødevare- og Ressourceøkonomi, KU

Miljøvidenskab, AU

Funktion og anvendelse

Optimeret jordbearbejdning er et virkemiddel, som kan anvendes på dyrk-

ningsfladen på skrånende marker til at begrænse tabet ved erosion og over-

fladeafstrømning og måske også begrænse tabet af partikelbundet fosfor til

drænvandet. Intensitet, dybde og retning af og tidspunkt for jordbearbejdnin-

gen påvirker tabet af både partikelbundet og letopløseligt fosfor ved de

nævnte tabsprocesser.

Traditionel jordbearbejdning under danske forhold består af pløjning (ven-

dende jordbearbejdning) til 20-25 cm dybde, såbedstilberedning i 5-10 cm

dybde og afsluttet med såning. Pløjefri dyrkning betegner et dyrkningssy-

stem, hvor afgrøderne etableres uden anvendelse af pløjning. Det praktiseres

normalt ved at foretage én eller flere harvninger forud for såning. Dette sy-

stem betegnes ofte ”reduceret jordbearbejdning”. I den internationale littera-

tur benyttes betegnelsen ”reduceret jordbearbejdning” også i tilfælde hvor

stubbearbejdning undlades efter høst, mens pløjning foretages om vinteren

eller om foråret (her kaldet ”pløjning uden stubbearbejdning”). Direkte så-

ning (”No-tillage”, ”direct

drilling”)

betegner den mindst intensive form for

pløjefri dyrkning – her etableres afgrøden uden forudgående jordbearbejd-

ning før såning og ved minimal jordforstyrrelse ved såningen. I den interna-

tionale litteratur anvendes ofte begreberne ”Conservation

tillage”

og ”Conser-

vation agriculture”. Conservation tillage

beskriver et system, som mindsker føl-

somheden overfor vind- og vanderosion og indbefatter generelt, at der er mi-

nimum 30% dække af afgrøderester på jordoverfladen efter høst (Carter,

2005). Dette kan opnås ved enten direkte såning eller reduceret jordbearbejd-

ning med lav intensitet.

Conservation agriculture

beskriver et dyrkningssystem

der omfatter: 1. minimal jordbearbejdning (dvs. direkte såning), 2. permanent

jorddække med planterester eller levende planter og 3. alsidige sædskifter og

samdyrkning af afgrøder (http://www.fao.org/conservation-agricul-

ture/overview/principles-of-ca/en/).

Ifølge Danmarks statistik blev der i 2018 dyrket 357.590 ha med ikke ven-

dende jordbearbejdning, hvoraf de 319.006 ha var med reduceret jordbear-

bejdning og de 38.585 ha uden bearbejdning af hele jordoverfladen (direkte

såning) ud af et samlet dyrket areal på 2.632.453 ha (Danmarks Statistik, land-

brugs- og gartneritællingen). Hvis arealet med afgrøder udenfor omdrift,

græs indenfor omdriften og braklægning fratrækkes fra det samlede, dyrkede

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

areal er der 2.025.424 ha, hvor der årligt etableres en afgrøde (potentielt pløjet

areal). Arealet med reduceret jordbearbejdning og direkte såning udgør såle-

des henholdsvis ca. 16% og 2% af det årligt bearbejdede/tilsåede areal. Resten

(1.667.834 ha) antages at være pløjet i 2018.

Jordbearbejdningen foregår som oftest på langs med skråningerne i bakkede

områder for at mindske risikoen for at vælte på stærkt skrånende arealer og øge

komforten for maskinførerne. Ved etablering af efterårssået afgrøde foretages

jordbearbejdning typisk i august og september. Ved etablering af forårssået af-

grøde bliver der i mange tilfælde etableret en efterafgrøde, som indarbejdes sent

efterår/tidlig vinter (tidligst 20. oktober (https://lbst.dk/landbrug/efterafgro-

eder-og-jordbearbejdning/efterafgroeder/pligtige-efterafgroeder/#c48965) el-

ler tidligt forår. Hvis der ikke dyrkes en efterafgrøde, må der først jordbearbej-

des efter 1. oktober (JB7-9), 1. november (JB 5-6 og JB 10-11) eller 1. februar (JB

1-4)

(https://lbst.dk/landbrug/efterafgroeder-og-jordbearbejdning/dyrk-

ningsrelaterede-tiltag/forbud-mod-jordbearbejdning-forud-for-vaarsaaede-

afgroeder/#c47521).

Disse regler for efterafgrøder og jordbearbejdning er lavet

med henblik på at mindske tabet af kvælstof (Hansen and Thomsen, 2013, 2014),

men har også betydning for risikoen for tab af fosfor.

Virkemåde i relation til vand- og vinderosion

Pløjefri dyrkning mindsker generelt set risikoen for fosfortab til vandmiljøet

ved vand- og vinderosion. Sammenlignet med pløjning vil jorden være mere

ru og have en større dækning af planterester efter etablering af den nye af-

grøde. Det giver en større evne til at opmagasinere regn og beskytter jord-

overfladen mod energipåvirkning fra vind og vand. En højere stabilitet af jor-

dens aggregater og planteresterne på jorden beskytter mod, at aggregaterne

bliver nedbrudt ved kontakt med faldende regndråber eller ved vindens på-

virkning. Fine partikler frigjort ved energipåvirkning af regn eller vind kan

give tilslemning/forsegling af overfladen, hvilket mindsker infiltrationsev-

nen og øger risikoen for erosion. Det forekommer primært i intensivt bearbej-

det bar jord og særligt i hjulspor (jf. virkemidlet

Kørespor på marker – tilgange til modvirkning af deres negative miljø-konse-

kvenser). En række danske forsøg bekræfter, at jordens vådstabilitet er højere

ved pløjefri dyrkning end ved pløjning (Schjønning and Rasmussen, 1989;

Abdollahi

et al.,

2017), hvilket stemmer overens med erfaringer fra udlandet

(Soane

et al.,

2012). Direkte såning vil – særligt i kombination med efterladelse

af halmrester – give mindst følsomhed overfor vind- og vanderosion på grund

af mange planterester i overfladen og høj stabilitet af aggregaterne i overfladen.

Danske resultater vedr. vanderosion

Den direkte betydning af pløjefri dyrkning er kun undersøgt i enkelte danske

studier. Onnen et al. (upubliceret) har i vinteren 2017-18 målt overfladeaf-

strømning og jordtab i 2 m

parceller på en JB4 jord dyrket med vinterhvede

og med forskellig jordbearbejdning. De fandt, at reduceret jordbearbejdning

(harvning 5-10 cm) og efterladelse af planterester mindskede overfladeaf-

strømningen og jordtabet med henholdsvis 50 % og 84 %.

Danske undersøgelser af erosion i marken viser, at der var størst erosion, hvor

jorden blev bearbejdet om efteråret og enten blev tilsået med vintersæd (i plø-

jet jord) eller lå som pløjet jord over vinteren (Djurhuus et al., 2007) (Figur 3.5).

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Figur 3.5.

Forventet vanderosion

som funktion af ler+silt-indhold

beregnet med en dansk vandero-

sionsmodel. Det er antaget, at

der ikke fandtes vandstandsende

lag på arealet, at den samlede

mængde nedbør og snesmeltning

på frossen jord udgjorde 12 mm,

at der var 2 dage, hvor nedbøren

var større end 20 mm, at den ak-

kumulerede nedbør på dage hvor

der faldt mere end 8 mm i alt ud-

gjorde 230 mm, en gennemsnitlig

LS-værdi på 2,75 og endelig at

LS-99% kvartilen var 15 (LS er

en faktor for hældning og længde

af skråningen) (Djurhuus et al.,

2007).

Erosionsstudier fra 1989-1992 (Schjønning et al., 1995) viser også, at fosforta-

bet er meget større for vintersæd etableret i pløjet jord end for nypløjet jord

eller jord, der er dækket med græs eller efterafgrøde. For sidstnævnte blev der

målt meget beskedne tab (Figur 3.6). Resultaterne viser også, at der for Ødum

(JB6 jord) var større tab fra vinterhvede, når der var sået op og ned end på

tværs af skråningen.

Figur 3.6.

Tab af fosfor fra erosionsparceller i Foulum (JB4) og Ødum (JB6). GRS=græs, CCR=vårbyg med efterafgrøde af raj-

græs, PLG=pløjet, WUD=vinterhvede sået op ned, WAC=vinterhvede sået på tværs af skråningen, FLW=sortbrak (pløjet om

foråret og harvet regelmæssigt for at fjerne ukrudt) (Sibbesen

et al.,

1993).

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Udenlandske resultater vedr. vanderosion

Skaalsveen

et al.

(2019) har opgjort, at direkte såning mindsker jordtabet ved

vanderosion med 70-100% i en række studier fra Nordvesteuropa. Skandina-

viske undersøgelser på meget leret jord (>30% ler) bekræfter, at pløjefri dyrk-

ning og særligt direkte såning mindsker tabet af jord og partikulært bundet

fosfor, men øger risikoen for tab af opløst fosfor (Ulén

et al.,

2010). Direkte

såning reducerede tabet af partikulært fosfor med 60-70% af tabet fra efterårs-

pløjet jord, men gav 3-4 gange højere tab af opløst fosfor. Samlet var tabet dog

højest ved efterårspløjet jord. Det højere tab af opløst fosfor blev forklaret med

tab af fosfor fra fosforrige plantester beliggende på jordoverfladen. En udsky-

delse af jordbearbejdning til om foråret kan nedsætte jordtabet ved vandero-

sion med op til 89% ifølge en norsk undersøgelse (Lundekvam, 2007).

Lundekvam (2007) fandt også, at pløjning på tværs af konturerne reducerede

risikoen for jordtab ved vanderosion på skrånende arealer med 30%.

Virkemåde i relation til tab af fosfor til drænene

Som angivet ovenfor giver pløjefri dyrkning normalt højere stabilitet af jor-

dens aggregater sammenlignet med pløjning. Øget aggregatstabilitet og plan-

terester på jordoverfladen beskytter mod, at aggregaterne bliver nedbrudt og

dermed frigørelse af fine partikler, som kan nedvaskes til drænene. Derimod

kan pløjefri dyrkning og særligt direkte såning bevirke, at der dannes flere

stabile gennemgående makroporer, som kan være en direkte transportvej for

både partikulært bundet og opløst fosfor til drænene (Gramlich

et al.,

2018).

Opløst fosfor kan frigøres fra planterester på overfladen og fra fosforberigede

overfladenære jordlag.

Der findes ingen danske undersøgelser, som sætter tal på effekten af pløjefri

dyrkning på nedvaskning af fosfor til drænene. Et svensk undersøgelse på en

meget svær lerjord (60%) viser, at der ikke var sikker forskel mellem pløjet

jord (0,81 kg/ha/år) og reduceret jordbearbejdning (1,21 kg/ha/år) (Ulen

al.,

2018). En oversigt over 50 års drænundersøgelser i det østlige USA og

Canada viser, at der er større risiko for tab af opløst fosfor fra direkte såning

end fra pløjning eller reduceret jordbearbejdning, mens der ikke var sikker

forskel for partikulært bundet fosfor (Christianson

et al.,

2016).

Effekt på fosfortab

Pløjefri dyrkning og optimeret tidspunkt, intensitet og retning af jordbear-

bejdning er effektive virkemidler til at begrænse vanderosionen og dermed

tabet af særligt partikelbundet fosfor til vandmiljøet. Reduktioner på >50% i

forhold til pløjet kan forventes, hvor pløjefri dyrkning kombineres med efter-

ladelse af planterester på overfladen. Ved dyb (>10 cm) intensiv ikke-ven-

dende bearbejdning – og særligt hvor det kombineres med fjernelse af halm –

vurderes effekten at være <50%. Direkte såning (den mindst intensive form

for pløjefri dyrkning) forventes at reducere tabet af partikulært bundet fosfor

ved erosion med 60-100% og særligt, hvor der er et grønt plantedække stort

set hele året. Udenlandske undersøgelser viser, at der er en forøget risiko for

tab af opløst fosfor ved overfladeafstrømning fra særligt direkte såede marker

i form af opløst fosfor frigjort fra fosforrige planterester og overfladenære

jordpartikler. Betydningen af dette er dog ikke belyst under danske forhold.

Pløjning på tværs af skråningerne og udskydelse af tidspunkt for intensiv

jordbearbejdning (stubharvning og pløjning) til om foråret kan også markant

nedsætte risikoen for vanderosion ifølge norske undersøgelser (se ovenfor).

Emnet er dog ikke belyst under danske forhold.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Pløjefri dyrkning og optimeret tidspunkt og intensitet for jordbearbejdning

kan også anvendes som virkemiddel til at begrænse fosfortabet ved vindero-

sion (Munkholm and Sibbesen, 1997). Vinderosion forekommer fortrinsvis

om foråret på nyligt intensivt bearbejdet jord. Lokalt kan der forekomme be-

tydelige fosfortab ved vinderosion. Det er dog ukendt, hvor meget det bidra-

ger til det totale fosfortab fra landbrugsjord, og hvor meget af det der ender i

vandmiljøet.

Det skal også nævnes, at pløjefri dyrkning og særligt direkte såning stærkt

mindsker flytningen af jord indenfor marken ved såkaldt jordbearbejdnings-

erosion. Herved begrænses opkoncentreringen af fosforrig muldjord i lavnin-

gerne og langs vandløbene (Munkholm and Sibbesen, 1997). Det nedsætter

risikoen for tab af fosfor ved vanderosion og brinkerosion, men der findes

ingen danske undersøgelser, som sætter tal på dette.

Betydningen af pløjefri dyrkning for risikoen for fosfortab ved nedvaskning

til drænene er stærkt underbelyst under danske og nordeuropæiske forhold.

Forbedret vådstabilitet af overjorden ved pløjefri dyrkning vil alt andet lige

mindske risikoen for tab af partikulært bundet fosfor til drænene, mens øget

forekomst af kontinuerte makroporer øger risikoen for præferencestrømning.

De kontinuerte makroporer kan udgøre en hurtig transportvej for både parti-

kulært bundet og opløst fosfor til drænene.

Effekt i tid og rum

Onnen

et al.

(2019) har estimeret, at der tabes 92.000 tons jord/år til vandmil-

jøet ved vanderosion i Danmark, som giver et tab på 50-75 tons P/år. Største-

delen af dette tab sker fra en lille del af det dyrkede areal. De vurderer, at

erosion udgør et væsentligt problem på 6,1% af det dyrkede areal og der er

meget betydelig erosion (>7,5 tons jord/ha/år) på 0,9% af det dyrkede areal.

Pløjefri dyrkning og ændring i tidspunkt, retning og intensitet af jordbear-

bejdning vil have en umiddelbar effekt på risikoen for tab af fosfor ved vind

og vanderosion. Der vil være meget gode muligheder for at målrette virke-

midlet til de erosionsfølsomme arealer og til tidsvinduer, hvor der er størst

risiko for erosion (vinter og tidligt forår).

Overlap i forhold til andre virkemidler

Pløjefri dyrkning og ændring i tidspunkt, intensitet og retning for jordbear-

bejdning vil fortrinsvis have effekt på tabet ved vanderosion. Reduceret fos-

fortab ved vanderosion vil også kunne opnås ved brug af andre virkemidler

på dyrkningsfladen (ændret arealanvendelse, plantedække, bearbejdning af

sprøjtespor, efterafgrøder, kalk/gips). Det vil i mange tilfælde ikke være et

enten/eller, om man skal vælge det ene eller det andet virkemiddel, da pløje-

fri dyrkningssystemer som regel omfatter alsidige sædskifter med efterafgrø-

der forud for vårsæd. Det gælder særligt for

Conservation Agriculture,

som for-

uden minimal jordbearbejdning omfatter permanent jorddække og alsidige

sædskifter med efterafgrøder.

Sikkerhed på data

Der er stor sikkerhed for at pløjefri dyrkning reducerer risikoen for fosfortab

ved vind- og vanderosion, men meget få undersøgelser, som belyser effekten

under danske forhold. Modelstudier kan bruges til at kvantificere effekt, men

der er også behov for nye eksperimentelle data og målinger i praksis. Der er

så vidt vides ingen danske resultater vedr. effekt af pløjefri dyrkning/jordbe-

arbejdning på risikoen for nedvaskning af fosfor til drænene.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Tidshorisont for at skaffe data, hvis disse ikke findes

Det vil tage 3-5 år at skaffe nye, solide resultater om effekten af pløjefri dyrk-

ning under danske forhold, da der forventes en stor variation mellem årene.

Forudsætninger og potentiale

Ifølge Andersen and Nielsen (2017) kan pløjefri dyrkning praktiseres på alle

veldrænede jorde. De angiver også, at det er lettest på lerjordene, da sandjorde

og jorde med højt indhold af silt har ”lettere ved at pakke sammen” og dermed

behov for jordløsning. I praksis er pløjefri dyrkning afhængig af brug af pesti-

cider – særligt glyphosat jf. sektion 5.1. - og derfor er det vanskeligt at praktisere

pløjefri dyrkning i økologisk jordbrug. Antages det, at pløjefri dyrkning er kon-

centreret på JB 3-8 jorderne med kornbaserede sædskifter (ca. 840.000 ha), blev

pløjefri dyrkning anvendt på 42% (318.000 ha) af de 840.000 ha i 2018. Vi er be-

kendt med at pløjefri dyrkning også vinder udbredelse på de sandede jorde, og

derfor vil det potentielle areal være højere end 840.000 ha.

Pløjefri dyrkning bliver fortrinsvis anvendt i kornrige sædskifter med vinter-

afgrøder og efterafgrøder forud for vårafgrøder. Det vil således fortrinsvis

have potentiale til at mindske fosfortabet ved erosion i vinterafgrøder, efter

tidlig indarbejdning af efterafgrøder og tidligt forår før og efter etablering af

vårafgrøde.

Ændring i tidspunkt, intensitet og retning for pløjning og intensiv stubharv-

ning antages at kunne praktiseres på hele det dyrkede areal. De eksisterende

regler vedr. tidspunkt for jordbearbejdning og indarbejdning af efterafgrøder

forud for såning af vårsæd vurderes allerede at begrænse risikoen for vand-

erosion. Disse kan strammes i særligt erosionsfølsomme områder for at mind-

ske risikoen for tab i løbet af vinter og tidligt forår. Potentialet for den erosi-

onsbegrænsende effekt af pløjefri dyrkning er begrænset til områder med en

erosionsrisiko.

Udfordringer i forhold til kontrol og administration

Om efteråret vil det være let at se, om der er benyttet direkte såning i stedet

for pløjning, idet der vil være stubrester på jordoverfladen og ingen ved pløj-

ning. Ved andre former for reduceret jordbearbejdning efterlades stubrester i

de øverste jordlag, men disse omsættes sædvanligvis hurtigere, end hvis de

befinder sig på jordoverfladen. Hvis det skal kontrolleres, om der er foretaget

pløjning til 10 cm i stedet for 20 cm kræver det, at man graver i jorden for at

se, hvortil jorden er løsnet. Ændring i tidspunkt for jordbearbejdning ef-

ter/vinter samt pløjeretning vil forholdsvis let kunne kontrolleres i marken

og måske via satellitbilleder.

Sideeffekter

Kvælstof

Effekter af reduceret jordbearbejdning og direkte såning på kvælstofudvask-

ning er beskrevet i kvælstof-virkemiddelkataloget (Eriksen et al., 2020). Der

er generelt ikke entydige kvælstofeffekter af direkte såning og reduceret jord-

bearbejdning under danske og nordeuropæiske forhold (sammenfattet af

Hansen et al., 2010, 2015; Soane et al., 2012; Skaalsveen et al., 2019).

Reducereret jordbearbejdning og direkte såning er ikke implementeret i gæl-

dende lovgivning. Under de gældende forudsætninger er effekten af reduceret

jordbearbejdning og direkte såning ikke vurderet til at have en betydelig effekt

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

på kvælstofudvaskningen i forhold til pløjning under forudsætning af, at regler

vedr. forbud mod jordbearbejdning i visse perioder overholdes.

Klima

Da man ikke forventer, at reduceret jordbearbejdning og direkte såning har

nogen effekt på kvælstofinput i handels- og husdyrgødning eller på udvask-

ningen, vil virkemidlet ikke påvirke de direkte og indirekte lattergasemissio-

ner herfra.

Globale metastudier viser, at det har været svært at opnå helt samme udbytter

for pløjefri som i pløjet for områder med koldt og fugtigt klima som i Dan-

mark (Pittelkow et al., 2015; Sun et al., 2020). Det bekræftes af danske under-

søgelser. I langvarige landsforsøg (1999-2018) er der fundet ikke-signifikante

udbyttetab på henholdsvis 1,0 hkg (lerjord) og 3,8 hkg pr. ha (sandjord) for

upløjet i forhold til pløjet (Vestergaard, 2018). Det svarer til udbyttetab på 2-

6%. CENTS-forsøgene viste for 2003-2011 et udbyttetabet på 6-8% for reduce-

ret jordbearbejdning og 9-12% for direkte såning i forhold til pløjning (Hansen

et al., 2015). Udbyttetal for 2012-2018 i CENTS-forsøgene viser, at direkte så-

ning har givet tilsvarende udbytte som pløjet. Reduceret jordbearbejdning har

givet et lille udbyttetab (6%) i Foulum men ikke på Flakkebjerg (Elly Møller

Hansen, personlig kommentar). Forbedret såteknik og færre problemer med

græsukrudt er formentlig vigtige årsager til, at pløjefri dyrkning har klaret sig

bedre i de senere år. På basis af de seneste års resultater fra CENTS-forsøgene

anslår vi derfor, at udbytteeffekten er nul. Så længe reduceret jordbearbejd-

ning og direkte såning ikke påvirker andelen af halm bortført fra marken, vil

mængden af planterester være uændret. Lattergasemission under omsætnin-

gen af disse planterester vil muligvis påvirkes af forskellen i nedbrydnings-

forholdene mellem pløjet og reduceret jordbearbejdning/direkte såning. Der

er generelt fundet både positive og mest negative effekter (øget emission) af

pløjefri dyrkning på lattergasemissionen i den internationale litteratur (Mei et

al., 2018). Under danske forhold – veldrænede jorde med relativt lavt lerin-

dhold - er der derimod fundet lavere lattergasemission ved pløjefri dyrkning

end for pløjet i en række kortvarige studier fra CENTS-forsøgene (Chatskikh

and Olesen, 2007; Chatskikh et al., 2008; Mutegi et al., 2010; Petersen et al.,

2011). Bedre iltforsyning ved omsætning af planterester placeret på eller nær

overfladen i pløjefri dyrkning er formentlig årsagen til dette. Da den nuvæ-

rende lattergasemissionsberegningsmetoder kun baseres på kvælstofinput i

planterester, vil emissionen i de nationale emissionsredegørelse være uæn-

dret.

Der vil være en reduktion i fossilenergiforbrug til jordbearbejdning. De noget

sparsomme udenlandske data er svære at fortolke i en dansk kontekst, da de

udenlandske produktionssystemer afviger noget fra de danske, men Rusu

(2014) fandt en reduktion i energiforbruget på omkring 10% på systemni-

veauet (hvor alle energiposter blev indregnet). En tidligere dansk undersø-

gelse skønnede reduktionen i det fossile energiforbrug til jordbearbejdning til

22-60% og for direkte såning til 70% (Olesen et al., 2005). På baggrund af be-

regninger fra Sorensen et al. (2014) er den gennemsnitlige reduktion i diesel-

forbrug for reduceret jordbearbejdning sat til 21% og for direkte såning 43%.

Dieselforbruget til markarbejde udgør cirka 70% af det totale fossilenergifor-

brug. Dermed er reduktionen i emission fra fossilenergiforbruget estimeret til

51 og 102 kg CO

ækv/ha for henholdsvis reduceret jordbearbejdning og for

direkte såning.

Pløjefri dyrkning forårsager normalt en omfordeling af kulstoffet imellem jord-

lagene – større koncentration i de overfladenære jordlag (Ogle et al., 2012). Den

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

samlede effekt på kulstoflagringen i jordprofilen er imidlertid variabel og af-

hængig af de specifikke forhold (Ogle et al., 2019). Sun et al. (2020) viser, at ef-

fekten af pløjefri dyrkning aftager med øget nedbør/koldere klima, og den er

meget lille under kolde og nedbørsrige forhold som de danske. Det bekræftes

af danske studier (Hansen et al., 2015; Schjønning og Thomsen, 2013). Her skøn-

nes, at pløjefri dyrkning har ingen betydelig effekt på kulstoflagring.

Natur og biodiversitet

Da jordbearbejdning har negative effekter på jordbundsfaunaen og overfla-

delevende leddyr (Holland and Reynolds 2003, Thorbek & Bilde 2004, Briones

& Schmidt 2017), vil pløjefri dyrkning give positive effekter på jordbunds-

fauna og øvrige leddyr, specielt, hvis der hverken harves eller pløjes som ved

direkte såning og i

Conservation Agriculture,

idet harvning ofte er næsten lige

så skadelig som pløjning, og mange arter vil nyde godt af den øgede tilførsel

af dødt organisk materiale (Holland 2004). De positive effekter på regnorme,

insekter og andre leddyr kan forventes at have afledte, positive effekter på

insektspisende fugle og pattedyr. Effekten af pløjefri dyrkning på markens

vilde flora forventes at være lille, fordi ukrudtsniveauet vil blive holdt på et

lavt niveau. Der vil primært være positive effekter af pløjefri dyrkning på de

fugle og pattedyr, som lever af insekter og særligt ved direkte såning og

Con-

servation Agriculture.

Tabel 3.16.

Effekt af virkemidlet ”Optimering af jordbearbejdning” på natur og biodiversitet. Spændet i værdier afspejler, at vir-

kemidlet kan implementeres på mange forskellige måder, hvor den største reduktion i jordbearbejdning giver de mest positive

effekter på natur og biodiversitet.

Jordbunds-fauna Vilde planter

1-3

-1 til 0

Vilde bier

(føde og levesteder)

Insekter og

leddyr i øvrigt

1-2

Fugle

Pattedyr

Samlet vurde-

ring

3-7

Skadegørere og pesticider

Ukrudt

Erfaringer fra både forsøg og praksis har vist, at problemerne med især græs-

ukrudt som ager-rævehale, vindaks og væselhale er større, når der praktiseres

reduceret jordbearbejdning og direkte såning, hvilket kan resulterer i et øget

forbrug af herbicider. Også visse tokimbladede ukrudtsarter som f.eks. bur-

resnerre fremmes af pløjefri dyrkning. Behovet for et alsidigt sædskifte for at

undgå opformering af problemukrudtsarter er derfor endnu vigtigere ved

pløjefri dyrkning end ved konventionel jordbearbejdning, hvilket der synes

at være en stigende bevidsthed om hos de landmænd, som praktiserer redu-

ceret jordbearbejdning og direkte såning. Ved reduceret jordbearbejdning og

især direkte såning øges afhængigheden af glyphosat specielt til bekæmpelse

af stort overlevende ukrudt forud for såning og til nedvisning af efterafgrø-

der, som er en vigtig komponent i

Conservation Agriculture.

Forbruget af

glyphosat er derfor som regel større ved pløjefri end ved konventionel dyrk-

ning, men omvendt kan ønsket om dækning med planterester eller levende

planter, som det praktiseres i

Conservation Agriculture

være med til at mindske

behovet for selektive herbicider. Sammenfattende forventes det, at reduceret

jordbearbejdning og direkte såning øger behandlingshyppigheden, men da

det forøgede forbrug primært kan tilskrives glyphosat, vil det have minimal

effekt på pesticidbelastningen. Såfremt glyphosat ikke genregistreres i EU,

når den nuværende godkendelse udløber i slutningen af 2022, vil reduceret

jordbearbejdning og specielt direkte såning blive meget vanskeligt hvis ikke

umuligt at praktisere, hvilket også er fremhævet i flere af de rapporter fra an-

dre EU lande, som beskriver konsekvenserne ved et forbud imod glyphosat.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Svampesygdomme

Der findes flere kilder, der beskriver øgede angreb af bladsygdomme i korn

ved ensidig dyrkning af byg eller hvede kombineret med reduceret jordbe-

handling, fordi de overlever på planterester (Yarham og Hirst, 1975). I byg er

set en stigning i angreb af bygbladplet og skoldplet (Rasmussen, 1984; Ras-

mussen, 1988), mens der i hvede hovedsageligt er set stigninger i hvedeblad-

plet og aksfusarium (Jørgensen & Olsen 2007). For hvedegråplet (Septoria),

den i Danmark mest udbredte sygdom, gælder, at uanset jordbearbejdning vil

der være smitstof til rådighed i alle marker. Hvorvidt der vil ske tabsgivende

angreb afhænger derfor ikke alene af jordbearbejdningen, men også af de ef-

terfølgende smittebetingelser (nedbørshændelser).

Fusariumsvampe kan angribe akset hos alle vores kornarter (Jørgensen et al

2014). Angrebene øges efter pløjefri dyrkning og ensidig korndyrkning (Krebs

et al., 2000). Aksfusarium give anledning til dannelse af aksfusarium og toksi-

ner. Fusariumtoksinet deoxynivalenol (DON) kan give nedsat tilvækst og diar-

reproblemer hos grise, mens toksinet zearalenon (ZEA) kan være årsag til re-

produktionsproblemer. Der er fastlagt EU grænseværdier for DON og ZEA i

korn til human ernæring (Jørgensen et al 2014). I Danmark vurderes proble-

merne med fusarium toxin i kornet er være begrænset (Nielsen et al 2011). Hvis

man ved

Conservation Agriculture

afstår fra såning af hvede efter majs og hvede

vurderes aksfusarium kun at give problemer i år med meget fugtige forhold

under blomstring – ca. 1 år ud af 10 (Olesen et al., 2002).

Som konsekvens af erfaringerne med kraftigere angreb af visse sygdomme i

hvede er det i dag sjældent, at der dyrkes hvede efter hvede hos landmænd,

der dyrker jorden pløjefrit. Der findes desuden artikler, som belyser, at en bi-

ologisk aktiv jord medvirker til at begrænse skadelige sygdomme, ligesom

der er en vis dokumentation for, at regnorme, som typisk forekommer hyppi-

gere ved pløjefri dyrkning, kan have en positiv effekt på nedbrydningen af

halm og samtidig hjælpe til at kunne reducere angreb af fusarium og nedsætte

indholdet af mycotoxiner (Wolfarth, F., et al., 2011). Hvedegulstribe kan over-

føres fra alm. rajgræs til vinterhvede, hvis det sås efter undladt nedpløjning

af frøgræsstubben. Fra praksis er der meldt om angreb, men det vurderes ge-

nerelt ikke som et udbredt problem.

Øgede angreb af blad- og akssygdomme i korn kan medvirke til et øget behov

for anvendelse af svampemidler, men dokumentationen for denne sammen-

hæng er begrænset.

Økonomi

Der er typisk to tilgange til reduceret jordbearbejdning. Den ene er, hvor tra-

ditionel jordbearbejdning med pløjning erstattes af én til flere harvninger,

mens den anden er baseret på direkte såning uden forudgående harvning. I

forhold til fosfor beskrives der i den tekniske gennemgang også en optimeret

jordbearbejdning, som omfatter fx pløjning på tværs og pløjning på et opti-

malt tidspunkt, men den indgår ikke i den økonomiske analyse, da forholdene

vil variere meget fra bedrift til bedrift.

Det vurderes, at der sker en reduktion af fosfortabet ved reduceret jordbear-

bejdning. Baseret på effekter angivet i tabel 1.2 i kapitel 1 og generelle anta-

gelser er effekten som angivet i tabel 3.17. Effekten er således højest, når di-

rekte såning anvendes på arealer med et stort tab, mens effekten i forhold til

jorderosion sættes til nul for den lave tabskategori.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Der er ikke beregnet nogen effekt i forhold til udvaskning (matriceudvask-

ning og makroporetransport), da der ikke er tilstrækkelige data.

Tabel 3.17.

Effekt af optimeret jordbearbejdning i forhold til jorderosion.

Tabs-

kategori

Høj

Mellem

Lav

Tab af fosfor

(kg P/ha)

0,1

Effekt

(%)

60 -100 (direkte såning)

>50 Pløjefri dyrkning

60 -100 (direkte såning)

>50 Pløjefri dyrkning

60 -100 (direkte såning)

>50 Pløjefri dyrkning

Samlet effekt

(Kg P/ha)

1,8

1,5

0,08

0,075

Det kan i en del situationer være svært at opnå de samme udbytter med re-

duceret jordbearbejdning som med traditionel jordbearbejdning, men billedet

er ikke entydigt. Med udgangspunkt i landsforsøgene så er der et udbyttetab

på 6,4 hkg pr. ha ved upløjet hvede i forhold til pløjet hvede på lerjord, men

omvendt er udbyttet i upløjet vårbyg på lerjord 3,5, hkg pr. ha højere end i

pløjet vårbyg (Vestergaard, 2018). Det konkluderes, at der over en længere

årrække er en tendens til et begrænset udbyttetab ved pløjefri dyrkning på

lerjord (1 hkg pr. ha) og at pløjning på sandjord hvert andet år giver næsten

samme udbytte (0,7 hkg pr. ha mindre) som pløjning hvert år (Vestergaard,

2018). Analyser fra CENTS-projektet viser et udbyttetab på 6-8% for reduceret

jordbearbejdning i forhold til traditionel jordbehandling og at udbyttetab ved

direkte såning på 9-12% i forhold til traditionel jordbehandling for årene 2003-

11 (Hansen et al., 2015).

I rapport om pløjefri dyrkning anføres, at de pløjede parceller i forsøg gav

højere udbytter nogle år, mens de gav lavere udbytter andre år, men at der

gennemsnitligt har været lavere udbytte ved reduceret jordbearbejdning og

direkte såning (SEGES, 2017).

Reduceret jordbearbejdning reducerer omkostningerne til pløjning og kan

derfor være økonomisk fordelagtigt for nogle landmænd, også selvom udbyt-

terne er lavere. Dette kan forklare, hvorfor der anvendes reduceret jordbear-

bejdning eller direkte såning på ca. 14% af det samlede landbrugsareal i 2018

i følge Danmarks Statistik.

Den økonomiske besparelse ved reduceret jordbearbejdning er svær at opgøre

entydigt, da det også afhænger af antallet af ekstra harvninger og eventuelt

øget brug af fx ukrudtsmidler. Det anføres i analyser, at der i de fleste tilfælde

er muligt at finde besparelser på omkring 1 time pr. ha, mens besparelsen i

omkostninger (inkl. tidsforbrug) har varieret fra cirka 200 til cirka 500 kr. pr.

ha (Sandal, 2019). Det kan angives, at overgang til reduceret jordbehandling

og specielt direkte såning vil betyde nye investeringer i fx såmaskiner, der kan

så direkte i stubben (skiveskær- eller tandsåmaskiner).

I andre analyser opgøres den økonomiske gevinst til ca. 100 kr. pr. ha ved

reduceret jordbearbejdning og op til 880 kr. pr. ha (SEGES, 2017). Baseret på

Landsforsøgene er gevinsten 1.100 kr. ved direkte såning, mens den er 600-

850 kr. pr. ha ved reduceret jordbehandling (Vestergaard, 2018). I den sidste

opgørelse indgår et udbyttetab på 1 hkg pr. ha ved skift til pløjefri dyrkning.

Der indgår endvidere en årlig merudgift på 250 kr. pr ha til nedvisning og

øget dosering af ukrudtsmidler. Der er således en økonomisk gevinst ved at

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

overgå til reduceret jordbearbejdning og omkostningerne bliver derfor nega-

tive. Der vil dog være en betydelig variation fra bedrift til bedrift. Der kan

være faktorer på den enkelte bedrift (sædskifte) og driftsledelsesmæssige for-

hold der gør, at dette tiltag ikke er en økonomisk gevinst for alle bedrifter.

Tabel 3.18.

Oversigt over reduceret jordbearbejdning, effekt på erosion og omkostninger

Udbredelse

(ha)

Reduceret jordbearbejdning

Direkte såning

3.16.

Effekt på erosion

(kg P/ha)

0 – 1,5

0 – 1,8

Omkostning

(kr./ha)

-600 - -850

-1.110

Omkostning

(kr. pr. kg P)

-967

-1.233

Velfærds-omkostning

(kr. pr. kg P)

-1.240

-1.578

318.000

38.000

Kilde: Se tidligere afsnit og egne vurderinger. Omkostninger pr. kg P er opgjort som gennemsnit af de tre tabskategorier i tabel

På disse arealer praktiseres i dag hhv. reduceret jordbearbejdning og direkte såning. Potentialet for den erosionsbegræn-

sende effekt af disse dyrkningsformer er begrænset til områder med en erosionsrisiko.

Der er en tendens til, at et flertal af de bedrifter, der praktiserer reduceret jord-

bearbejdning, findes på lerjord (Danmarks statistik, 2019). Der vil dog være

store forskelle mellem jordtype, bedriftstyper og driftsledere. Analyser af in-

ternationale resulter viser, at den økonomiske gevinst er mest tydelig i tørre

egne eller i tørre år (Jacobsen og Ørum, 2009). Tilpasning til reduceret jordbe-

arbejdning vil typisk betyde en ændring i sædskiftet og maskinparken for at

opnå den fulde gevinst. Fordelen er, at der opnås en tidsbesparelse på et tids-

punkt af året, hvor arbejdsmængden er høj, da man gerne vil høste og tilså

arealer hurtig efter hinanden, hvis der skal dyrkes vinterafgrøder.

Referencer

Abdollahi, L., Getahun, G.T., Munkholm, L.J., 2017. Eleven Years’ Effect of

Conservation Practices for Temperate Sandy Loams: I. Soil Physical Proper-

ties and Topsoil Carbon Content. Soil Science Society of America Journal 81,

380-391.

Andersen, B., Nielsen, J.A., 2017. Kapitel 5. Forudsætninger for pløjefri dyrk-

ning. I: Bennetzen, E. & Pedersen, H.H. (redaktører), Inspiration og vejledning

til pløjefri dyrkning, side 9-10. SEGES, Aarhus.

https://www.landbrugs-

info.dk/Afrapportering/innovation/2017/Sider/pl_po_17_1020_2706_In-

spiration_og_vejledning_til_ploejefri_dyrkning_Samlet.pdf.

Briones, MJI, Schmidt, O. 2017. Conventional tillage decreases the abundance

and biomass of earthworms and alters their community structure in a global

meta-analysis. Glob Change Biol 1–24. DOI: 10.1111/gcb.13744

Carter, M.R., 2005. Conservation tillage. In: Hillel, D. (Ed.), Encyclopedia of

Soils in the Environment. Elsevier, Oxford, pp. 306-311.

Christianson, L.E., Harmel, R.D., Smith, D., Williams, M.R., King, K., 2016.

Assessment and Synthesis of 50 Years of Published Drainage Phosphorus

Losses. Journal of Environmental Quality 45, 1467-1477.

Djurhuus, J., Højsgaard, S., Heckrath, G., Olsen, P., 2007. An expert system for

predicting rill erosion in Denmark. Diffuse Phosphorus Loss. Risk Assess-

ment, Mitigation Options and Ecological Effects in River Basins. the 5th Inter-

national Phosphorus Workshop (ipw5), 453-456.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Gramlich, A., Stoll, S., Stamm, C., Walter, T., Prasuhn, V., 2018. Effects of arti-

ficial land drainage on hydrology, nutrient and pesticide fluxes from agricul-

tural fields - A review. Agriculture Ecosystems & Environment 266, 84-99.

Danmarks Statistik, landbrugs- og gartneritællingen 2019. Upublicerede re-

sultater fra Karsten Larsen.

Hansen, E.M., Munkholm, L.J.; Olesen, J.E. and Melander, B. (2015). Nitrate

Leaching, Yields and Carbon Sequestration after Noninversion Tillage, Catch

Crops and Straw Retention. J. Environ. Qual, 44, pp. 868-881.

Hansen, E.M., Djurhuus, J., 1997. Yield and N uptake as affected by soil tillage

and catch crop. Soil & Tillage Research 42, 241-252.

Hansen, E.M., Thomsen, I.K. (2013). Baggrundsnotat 2. Jordbearbejdning. I

Børgesen, C.D., Jensen, P.N., Blicher-Mathiesen, G. & Schelde, K. Udviklingen

i kvælstofudvaskning og næringsstofoverskud fra dansk landbrug for perio-

den 2007-2011. DCA rapport nr. 31, side 101-106.

Hansen, E.M., Thomsen, I.K. (2014). Bilag 3. Efterafgrøder: Revurdering af ud-

vaskningsreducerende effekt. I: Eriksen, J., Jensen, P.N. og Jacobsen, B.H. (re-

daktører), Virkemidler til realisering af 2. generations vandplaner og målret-

tet arealregulering, side 241-254. Hansen, E.M., Munkholm, L.J., Melander, B.,

Olesen, J.E., 2010. Can non-inversion tillage and straw retainment reduce N

leaching in cereal-based crop rotations? Soil & Tillage Research 109, 1-8.

Holland, JM. 2004. The environmental consequences of adopting conservation

tillage in Europe: reviewing the evidence. Agriculture, Ecosystems and Envi-

ronment 103: 1–25.

Holland, JM, Reynolds, CR. 2003. The impact of soil cultivation on arthropod

(Coleoptera and Araneae) emergence on arable land. Pedobiologia 47, 181–191.

Jacobsen, B. H. and Ørum, J.E. (2009). Farm economic and environmental ef-

fects of reduced tillage. Acta Scandinavia C- Food Economics, 6, 2 pp. 134-142.

Lundekvam, H.E., 2007. Plot studies and modelling of hydrology and erosion

in southeast Norway. CATENA 71, 200-209.

Munkholm, L.J., Sibbesen, E., 1997. Tab af fosfor fra landbrugsjord. Miljø-

forskning.

Eriksen, J., Thomsen, IK., Hoffmann, C., Hasler, B. og Jacobsen BH. (red.) 2020.

Virkemidler til reduktion af kvælstofbelastningen af vandmiljøet. DCA rap-

port (under udarbejdelse

Olesen, J.E., Petersen, S.O., Lund, P., Jørgensen, U., Kristensen, T., Elsgaard,

L., Sørensen P. og Lassen, J. (2018) Virkemidler til reduktion af klimagasser i

landbruget. DCA Rapport nr. 130.

http://web.agrsci.dk/djfpublika-

tion/djfpdf/DCArapport130.pdf.

Onnen, N., Heckrath, G., Stevens, A., Olsen, P., Greve, M.B., Pullens, J.W.M.,

Kronvang, B., Van Oost, K., 2019. Distributed water erosion modelling at fine

spatial resolution across Denmark. Geomorphology 342, 150-162.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Onnen, N., Heckrath, G., van Oost, K., 20xx, Influence of soil surface condi-

tions on response variables. Under preparation.

Sandal, E. (2019). Reduceret jordbearbejdning – en spændende dyrkningsform.

https://www.lmo.dk/raadgivning/planteavl/reduceret-jordbearbejdning

Schjønning, P., Rasmussen, K.J., 1989. Long-term reduced cultivation. I. soil

strength and stability. Soil & Tillage Research 15, 79-90. Schjønning, P.,

Sibbesen, E., Hansen, A.C., Hasholt, B., Heidmann, T., Madsen, M.B., Nielsen,

J.D., 1995. Surface runoff, erosion and loss of phosphorus at two agricultural

soils in Denmark - plot studies 1989-1992. Danish Institute of Plant and Soil

Science, Foulum, Denmark, p. 196.

SEGES (2017). Inspiration og vejledning til pløjefri dyrkning 2017. SEGES.

https://www.landbrugsinfo.dk/Afrapportering/innova-

tion/2017/Sider/pl_po_17_1020_2706_Inspiration_og_vejledning_til_ploeje-

fri_dyrkning_Samlet.pdf

Sibbesen, E., Hansen, A.C., Nielsen, J.D., Heidmann, T., 1993. Effect of soil

tillage on surface runoff, soil erosion and loss of phosphorus - plot studies. I.

course and extent of processes. Proceedings of NJF-seminar No. 228, Soil Till-

age and Environment, Jokioinen, Finland, 8-10 June 1993. NJF-Utred-

ning/Rapport, pp. 29-37.

Skaalsveen, K., Ingram, J., Clarke, L.E., 2019. The effect of no-till farming on

the soil functions of water purification and retention in north-western Europe:

A literature review. Soil and Tillage Research 189, 98-109.

Soane, B.D., Ball, B.C., Arvidsson, J., Basch, G., Moreno, F., Roger-Estrade, J.,

2012. No-till in northern, western and south-western Europe: A review of

problems and opportunities for crop production and the environment. Soil

and Tillage Research 118, 66-87.

Thorbek, P, Bilde, T. 2004. Reduced numbers of generalist arthropod preda-

tors after crop management. Journal of Applied Ecology 41, 526-538.

Ulén, B., Aronsson, H., Bechmann, M., Krogstad, T., Øygarden, L., Stenberg,

M., 2010. Soil tillage methods to control phosphorus loss and potential side-

effects: A Scandinavian review. Soil Use and Management 26, 94-107.

Vestergaard, A. V. (2018). Jordbearbejdning. Oversigt over Landsforsøgene

2018, p. 239-240. SEGES

Wayman, S, Cogger, C, Benedict, C, Collins, D, Burke, I, Bary, A. 2015. Cover

crop effects on light, nitrogen and weeds in organic reduced tillage. Agroeco-

logy and Sustainable Food Systems 39, 647-665.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Minivådområder med åben vandflade

Carl Christian Hoffmann

, Bo Vangsø Iversen

, Beate Strandberg

(natur og biodi-

versitet), Marianne Bruus

(natur og biodiversitet), Nicholas Hutchings

(klima),

Louise Martinsen

(økonomi) og Berit Hasler

(økonomi)

Fagfællebedømmelse: Brian Kronvang

og Brian H. Jacobsen (økonomi)

Agroøkologi AU

Bioscience, AU

Fødevare- og Ressourceøkonomi, KU

Miljøvidenskab, AU

Funktion og anvendelse

Minivådområder med åben vandflade er et drænvirkemiddel, som anvendes

som en

end-of-pipe-løsning,

som etableres på et areal beliggende umiddelbart

før drænets udløb. Et åbent minivådområde består af et sedimentationsbassin

efterfulgt af et bassin med skiftende dybe og lavvandede vegetationszoner.

Sedimentationsbassinet skal være 0,8 – 1,0 m dybt og anlægges, så det er nemt

at rense op, hvis det skulle blive fyldt op med sediment. De dybe zoner skal

være mellem 0,85 og 1,15 m dybe, mens de lavvandede vegetationszoner skal

være mellem 0,25 og 0,40 m dybe. Sedimentationsbassinets primære formål er

at fange sand og suspenderet stof, der skal sedimentere på bunden af bassinet.

De dybe zoner medvirker til at sikre tilstrækkelig opholdstid for drænvandet,

således at der er tid til, at tilførte næringsstoffer kan omsættes eller tilbage-

holdes. I de lavvandede vegetationszoner medvirker planterne til at give

energi til bakterier, der omsætter nitrat til atmosfærisk kvælstof. De skiftende

bunddybder (Figur 3.7) sikrer, at vandet opblandes effektivt, således at van-

dets opholdstid bliver så lang som mulig. I henhold til de nuværende kriterier

for danske minivådområder med åben vandflade skal størrelsen udgøre 1 –

1,5% af drænoplandet. Størrelseskriteriet er er primært indført af hensyn til

kvælstofeffekten.

Det nuværende design viser god effekt på retention af fosfor (se senere). I Sve-

rige har man vist, at også andre udformninger tilbageholder fosfor, selvom der

ikke er et decideret krav til størrelsen af minivådområdet (Figur 3.8).

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Figur 3.7.

Skitsetegning af princippet bag et minivådområde med åben vandflade. I højre side ses et sedimentationsbassin

udformet som en opretstående trekant. Drænvandet løber dernæst ind i den første dybe zone og passerer herefter den første

lavvandede vegetationszone. Dette forløb gentages, indtil vandet forlader minivådområdet ved udløbet i venstre side (Kjær-

gaard og Hoffmann, 2017).

Figur 3.8.

Figuren viser et svensk minivådområde, hvor bunddybden varierer, og designet er tilpasset omgivelserne (Efter Tor-

björn Davidsson, Ekologgruppen, Landskrona)

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Effekt på fosfortab

Åbne minivådområder, som de er blevet etableret i Danmark, er ganske ef-

fektive til at tilbageholde fosfor, som det er dokumenteret ved overvågning af

en række minivådområder (Kjærgaard et al, 2017; Iversen og Pugliese, upub-

liceret) (se nedenstående tabeller 3.18 – 3.31). Retentionen af totalfosfor (TP)

fra 13 anlæg, der er målt på i 2 – 4 år, ligger som gennemsnit på 31 kg

TP/ha/år og med en gennemsnitlig effektivitet på 45 %.

I tabel 3.19 – 3.31 er der for hvert af de 13 anlæg vist TP-tabet fra marken via

dræn før og efter passage af minivådområdet, TP-koncentration før og efter,

TP-tabet opgjort i kg/ha/år før og efter passage af minivådområdet, samt TP-

belastning af minivådområdet, TP-retention i minivådområdet og effektivite-

ten i procent af belastningen. Alle anlæg viser reduktion af fosfortabet både

hvad angår koncentration og mængden af TP i drænvandet. Retentionen af

TP varierer fra 4,3 til 66,7 kg TP/ha vådområde/år og effekten fra 26 til 76%.

Men der er ikke statistisk sammenhæng mellem størrelsen af drænoplandet

og minivådområdets størrelse (ratioen), og der er heller ikke statistisk sam-

menhæng mellem TP-belastningen af minivådområdet og den procentuelle

tilbageholdelse af TP (effekt i %). Det vurderes, at mængden af partikulært

fosfor i drænvandet er en afgørende faktor for tilbageholdelsen af TP, og re-

gionale forskelle i jordtype (f.eks. sandede eller lerede oplande) vil have ind-

flydelse på mængden af partikulært fosfor i drænvandet sammen med andre

faktorer som alder, rødder, ormegange og pakning omkring drænet. Kun et

enkelt minivådområde har vist tegn på lækage af opløst fosfat i sommerperi-

oden (Mendes et al., 2018)

Tabellerne 3.19 – 3.32 viser resultater fra overvågningen af 13 minivådområ-

der med åben vandflade i årene 2013 – 2018 og endvidere et samlet gennem-

snit for alle 13 områder. Tabellerne viser tranporten af TP i dræn før og efter

passage af minivådområdet. Dernæst ses TP-koncentrationen før og efter pas-

sage af minivådområdet, efterfulgt af TP-tabet opgjort per ha drænopland før

og efter passage af minivådområdet. De sidste 3 kolonner viser henholdsvis

TP-belastningen per ha minivådområde, retentionen af TP og effekten i pro-

cent. I kolonne 1 er antallet af år, der målt på anlægget, vist parentes.

Tabel 3.19.

Fensholt. Drænet markareal 33 ha, areal af minivådområde 0,245 ha, ratio 0,743 %.

Lokalitet

Antal år

Fensholt

(2 år)

Middel ±

Std dev

TP før

Kg/år

TP efter

Kg/år

TP før

Mg P/l

TP efter

Mg P/l

0.18 ±0.07

Tranport i dræn

Koncentration

P-tab før & efter

minivådområde

TP før

Kg/ha/år

TP efter

Kg/ha/år

Belastning

ha minivåd

Kg TP

ha/år

35.8 ± 23.6

35 ± 30

Kg TP ha/år

P-retention

Effekt

28.9 ± 8.2 20.1 ±14.0 0.29 ±0.03

0.88 ± 0.25 0.62 ± 0.43 117.7 ± 33.5

Tabel 3.20.

Fillerup. Drænet markareal 38 ha, areal af minivådområde 2980 m

ratio 0,78 %.

Lokalitet

Antal år

Fillerup

(4 år)

Middel ±

Std dev

TP før

Kg/år

TP efter

Kg/år

TP før

Mg P/l

0.17 ± 0.09

TP efter

Mg P/l

Tranport i dræn

Koncentration

P-tab før & efter

minivådområde

TP før

Kg/ha/år

TP efter

Kg/ha/år

Belastning

ha minivåd

Kg TP

ha/år

30.7 ± 24.0

47 ± 22

Kg TP ha/år

P-retention

Effekt

17.7 ± 2.6 8.5 ± 7.1

0.08 ± 0.05 0.46 ± 0.33 0.22 ± 0.19 59.3 ± 42.1

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Tabel 3.21.

Gjøl-Fristrup. Drænet markareal 161 ha, heraf pumpes vand svarende til 80 ha opland ind i minivådområdet der er

på 0,815 ha. Ratio opland: vådområde 1 %

Lokalitet

Antal år

Gjøl-Fristrup

(3 år)

Middel ±

Std dev

TP før

Kg/år

TP efter

Kg/år

TP før

Mg P/l

TP efter

Mg P/l

Tranport i dræn

Koncentration

P-tab før & efter

minivådområde

TP før

Kg/ha/år

TP efter

Kg/ha/år

Belastning P-retention

ha minivåd

Kg TP

ha/år

Kg TP

ha/år

32 ± 17

Effekt

151.1 ± 59.4 97.0 ± 29.0 0.70 ± 0.10 0.46 ± 0.08 1.94 ± 0.76 1.23 ± 0.35 185.3 ± 72.5 66.2 ± 44.9

Tabel 3.22.

Odder. Drænet areal 100 ha, men en del af drænvandet går til forsøg med en brønd designet til P-retention. Areal

af minivådområde 0,845 ha. Anslået ratio 1%.

Lokalitet

Antal år

Odder

(4 år)

Middel ±

Std dev

TP før

Kg/år

TP efter

Kg/år

TP før

Mg P/l

TP efter

Mg P/l

Tranport i dræn

Koncentration

P-tab før & efter mini- Belastning

vådområde

TP før

Kg/ha/år

TP efter

Kg/ha/år

ha minivåd

Kg TP

ha/år

Kg TP

ha/år

13.6 ± 6.8

46 ± 17

P-retention

Effekt

25.8 ± 14.7 14.3 ± 10.9 0.15 ± 0.02 0.08 ± 0.03 0.52 ± 0.29 0.29 ± 0.22 30.5 ± 17.4

Tabel 3.23.

Ryå 1. Drænet areal 230 ha, areal af minivådområde 2,135 ha, ratio 0,928%.

Lokalitet

Antal år

Ryå 1

(4 år)

Middel ±

Std dev

TP før

Kg/år

TP efter

Kg/år

TP før

Mg P/l

TP efter

Mg P/l

Tranport i dræn

Koncentration

P-tab før & efter

minivådområde

TP før

Kg/ha/år

TP efter

Kg/ha/år

Belastning

ha minivåd

Kg TP

ha/år

Kg TP

ha/år

66.7 ± 23.4

54 ± 11

P-retention

Effekt

258.0 ± 48.2 115.7 ± 19.6 0.22 ± 0.03 0.10 ± 0.01 1.12 ± 0.21 040 ± 0.22 120.8 ± 22.6

Tabel 3.24.

Ryå 2. Drænet areal 110 ha, areal af minivådområde 0,796 ha, ratio 0,724%.

Lokalitet

Antal år

Ryå 2

(4 år)

Middel ±

Std dev

TP før

Kg/år

TP efter

Kg/år

TP før

Mg P/l

TP efter

Mg P/l

Tranport i dræn

Koncentration

P-tab før & efter

minivådområde

TP før

Kg/ha/år

TP efter

Kg/ha/år

Belastning

ha minivåd

Kg TP

ha/år

Kg TP

ha/år

42.0 ± 27.4

44 ± 12

P-retention

Effekt

71.2 ± 37.6 37.8 ± 16.4 0.12 ± 0.06 0.07 ± 0.03 0.65 ± 0.34 0.34 ± 0.15 89.5 ± 47.3

Tabel 3.25.

Ryå 3. Drænet areal 78 ha, areal af minivådområde 0,848 ha, ratio 1,09%.

Lokalitet

Antal år

Ryå 3

(4 år)

Middel ±

Std dev

TP før

Kg/år

TP efter

Kg/år

TP før

Mg P/l

TP efter

Mg P/l

Tranport i dræn

Koncentration

P-tab før & efter

minivådområde

TP før

Kg/ha/år

TP efter

Kg/ha/år

Belastning

ha minivåd

Kg TP

ha/år

Kg TP

ha/år

40.0 ± 34.8

35 ± 21

P-retention

Effekt

77.9 ± 46.7 47.4 ± 24.3 0.29 ± 0.12 0.18 ± 0.06 1.00 ± 0.60 0.61 ± 0.31 101.4 ± 60.8

Tabel 3.26.

Ryå 4. Drænet areal 130 ha, areal af minivådområde 1,516 ha, ratio 1,166%.

Lokalitet

Antal år

Ryå 4

(4 år)

Middel ±

Std dev

TP før

Kg/år

TP efter

Kg/år

TP før

Mg P/l

TP efter

Mg P/l

Tranport i dræn

Koncentration

P-tab før & efter

minivådområde

TP før

Kg/ha/år

TP efter

Kg/ha/år

Belastning

ha minivåd

Kg TP

ha/år

Kg TP

ha/år

24.7 ± 8.9

59 ± 11

P-retention

Effekt

63.1 ± 22.7 25.7 ± 12.6 0.23 ± 0.06 0.09 ± 0.03 0.49 ± 0.17 0.20 ± 0.10 41.7 ± 14.9

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Tabel 3.27.

Serritslev. Drænet areal 50 ha, areal af minivådområde 0,628 ha, ratio 1,256%.

Lokalitet

Antal år

Serritslev

(3 år)

Middel ±

Std dev

TP før

Kg/år

TP efter

Kg/år

TP før

Mg P/l

TP efter

Mg P/l

Tranport i dræn

Koncentration

P-tab før & efter

minivådområde

TP før

Kg/ha/år

TP efter

Kg/ha/år

Belastning

ha minivåd

Kg TP

ha/år

Kg TP

ha/år

14.9 ± 8.4

31 ± 5

P-retention

Effekt

28.8 ± 16.6 20.5 ± 12.2 0.24 ± 0.13 0.16 ± 0.10 0.60 ± 0.34 0.41 ± 0.24 47.5 ± 27.0

Tabel 3.28.

Sønder Hygum. Drænet areal 30 ha, areal af minivådområde 0,301 ha, ratio 1%.

Lokalitet

Antal år

Sønder Hygum

(2 år)

Middel ±

Std dev

TP før

Kg/år

TP efter

Kg/år

TP før

Mg P/l

TP efter

Mg P/l

Tranport i dræn

Koncentration

P-tab før & efter

minivådområde

TP før

Kg/ha/år

TP efter

Kg/ha/år

Belastning

ha minivåd

Kg TP

ha/år

Kg TP

ha/år

4.3 ± 5.5

30 ± 19

P-retention

Effekt

3.3 ± 3.6 2.1 ± 1.9 0.05 ± 0.03 0.03 ± 0.01 0.11 ± 0.12 0.07 ± 0.06 11.1 ± 11.8

Tabel 3.29.

Ulveskov. Drænet areal 130 ha, areal af minivådområde 1,527 ha, ratio 1,17%.

Lokalitet

Antal år

Ulveskov

(3 år)

Middel ±

Std dev

TP før

Kg/år

TP efter

Kg/år

TP før

Mg P/l

TP efter

Mg P/l

Tranport i dræn

Koncentration

P-tab før & efter

minivådområde

TP før

Kg/ha/år

TP efter

Kg/ha/år

Belastning

ha minivåd

Kg TP

ha/år

Kg TP

ha/år

16.5 ± 11.8

44 ± 26

P-retention

Effekt

52.8 ± 17.7 27.5 ± 9.1 0.27 ± 0.02 0.14 ± 0.06 0.41 ± 0.14 0.21 ± 0.07 34.6 ± 11.6

Tabel 3.30.

Vibsig. Drænet areal 100 ha, areal af minivådområde 0,444 ha, ratio 0,444%.

Lokalitet

Antal år

Vibsig

(3 år)

Middel ±

Std dev

TP før

Kg/år

TP efter

Kg/år

TP før

Mg P/l

TP efter

Mg P/l

Tranport i dræn

Koncentration

P-tab før & efter

minivådområde

TP før

Kg/ha/år

TP efter

Kg/ha/år

Belastning

ha minivåd

Kg TP

ha/år

Kg TP

ha/år

25.3 ± 10.4

26 ± 11

P-retention

Effekt

43.8 ± 4.9 32.6 ± 6.7 0.19 ± 0.02

0.14 ± 0.03 0.44 ± 0.05 0.33 ± 0.07 98.5 ± 11.1

Tabel 3.31.

Wifertsholm. Drænet areal 58 ha, areal af minivådområde 0,686 ha, ratio 1,18%.

Lokalitet

Antal år

Wifertsholm

(4 år)

Middel ±

Std dev

TP før

Kg/år

TP efter

Kg/år

TP før

Mg P/l

0.20 ± 0.06

TP efter

Mg P/l

Tranport i dræn

Koncentration

P-tab før & efter

minivådområde

TP før

Kg/ha/år

TP efter

Kg/ha/år

Belastning

ha minivåd

Kg TP

ha/år

16.6 ± 3.5

Kg TP

ha/år

12.5 ± 3.2

76 ± 9

P-retention

Effekt

11.4 ± 2.4 2.8 ± 1.2

0.05 ± 0.02 0.20 ± 0.04 0.05 ± 0.02

Tabel 3.32.

Alle.

Alle

lokalitet

Alle

(n=44)

Middel ±

Std dev

TP før

Kg/år

TP efter

Kg/år

TP før

Mg P/l

TP efter

Mg P/l

Tranport i dræn

Koncentration

P-tab før & efter

minivådområde

TP før

Kg/ha/år

TP efter

Kg/ha/år

Belastning

ha minivåd

Kg TP

ha/år

Kg TP

ha/år

31.1 ± 26.5

45 ± 20

P-retention

Effekt

68.1 ± 75.2 36.0 ± 36.7 0.24 ± 0.15 0.13 ± 0.11 0.68 ± 0.53 0.37 ± 0.34 72.6 ± 56.2

NOTE. Der er ved opgørelsen vist i tabel 3.29 udeladt målinger for perioden 2015/16 for Vibsig da minivådområdet ved et uheld

modtog spildevand. Herudover er resultater fra et minivådområde, Stabæk, udeladt, da det var belastet med ensilagevand. En-

delig er resultater fra et minivådområde ved Mariager Fjord (Smidie) udeladt på grund af usikkerhed omkring måleresultaterne.

Det kan dog tilføjes, at også disse minivådområder tilsyneladende tilbageholder store mængder fosfor.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Udenlandske erfaringer

I Sverige kaldes minivådområder med åben vandflade ofte ”dammar”. Disse

anlæg minder i nogen grad om de danske. Der er anlagt mere end 900 ”dam-

mar” specielt i Sydsverige. En stor del af de svenske minivådområder er ble-

vet intensivt overvåget i mellem 5 og 8 år. Resultaterne fra denne overvågning

viser, at fosfortilbageholdelsen varierer fra 18 til 48 kg P/ha/år med en gen-

nemsnitlig årlig tilbageholdelse på 32 kg P/ha/år (Wedding, 2003; Davidsson

et al, 2005). Generelt viser erfaringer fra minivådområder etableret i tempere-

ret klimazone store variationer i fosfortilbageholdelseseffektiviteten med gen-

nemsnitlige relative årlige tilbageholdelser på 1 til 88 % af totalfosfor og på -

19 til 89 % af opløst fosfor.

Effekt i tid og rum

Reduktion i fosfor opnås allerede kort tid efter, at anlægget er etableret, men

effekten kan dog være mere beskeden i de første måneder efter, at minivåd-

området er anlagt (Mendes et al., 2018). Målinger på forskellige anlæg viser,

at der er stor variation i fosfortilbageholdelsen i anlæggene over året, og den

største kvantitative fosfortilbageholdelse sker i vinterperioden og den mind-

ste i sommerperioden (Kjærgaard et al, 2017; Mendes et al., 2018). Effektivite-

ten viser derimod ikke noget klart sæsonmæssigt mønster.

Muligheden for at et givet minivådområde bliver mættet med fosfor over tid

er til stede, men undersøgelser af tre minivådområder tyder på, at der også

tilføres materiale med kapacitet til at binde fosfor med drænvandet, således

at fosforbindingskapaciteten vedligeholdes (Mendes et al., 2018).

Tilførslen af suspenderet stof samt produktionen af organisk materiale i selve

minivådområdet betyder, at anlægget langsomt fyldes op både i sedimentati-

onsbassinet og i de dybe og lavvandede zoner i de efterfølgende bassiner (fi-

gur 3.7). Der er stor regional variation anlæggene i mellem mht. deponerings-

rater, men også inden for de enkelte zoner i selve anlægget. For sedimentati-

onsbassinerne findes sedimentationsraterne i intervallet 0,6 – 5,2 cm år

-1

, mens

de er noget mindre for de øvrige zoner hvor der er målt rater i intervallet 0.2

– 2.8 cm år

-1

(Mendes et al., 2018). Oprensning af sedimentationsbassinet vil i

nogle tilfælde skulle ske med 10 – 15 års mellemrum, mens selve anlægget

kun skal oprenses tidligst efter 25 år. Det bør dog tjekkes regelmæssigt, om

vegetationen eventuelt breder sig ud i de dybere områder, da der i givet fald

bør udføres hyppigere oprensning

Overlap i forhold til andre virkemidler

Minivådområder med åben vandflade har i princippet samme funktion som

IBZ-anlæg (se virkemiddelbeskrivelsen for Intelligente bufferzoner, IBZ). Dog

vil man typisk etablere IBZ-anlæg på mindre drænsystemer (<25 ha), hvor der

samtidig er en tilstrækkelig stor terrænhældning (>4

) på den nedre del af

marken. I forhold til virkemidlet Målrettede, brede og tørre randzoner, er der

ikke noget overlap ift. tilbageholdelse af fosfor fra drænvand, da randzoner

ikke har effekt på drænvand, fordi drænrøret vil være ført igennem randzo-

nen og direkte ud til vandløb eller sø. Minivådområder med filtermatrice vil

kunne anlægges de samme steder som minivådområder med åben vandflade,

men de hidtidige resultater viser, at de åbne minivådområder fungerer bedre

end filtermatricerne mht. fosfortilbageholdelse (Carstensen et al., 2019).

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Sikkerhed på data

Der er efterhånden et omfattende datamateriale fra Danmark, og overvåg-

ningsprogrammet for minivådområder kører stadig. Også fra de øvrige skan-

dinaviske lande og internationalt er der data. Derfor vurderes datagrundlaget

for at vurdere effekten på fosfortabet at være godt.

Forudsætninger og potentiale

Minivådområder kan i princippet anlægges alle steder, hvor der findes dræn-

systemer, men der er opstillet en række kriterier, der skal være opfyldt, for at

man kan få tilskud. Først og fremmest skal minivådområder placeres i dræ-

nede oplande med >12% ler (egnede). Drænede oplande med <12% ler vil

også kunne godkendes efter en supplerende undersøgelse. Der er udarbejdet

kort over, hvor minivådområder kan anlægges i Danmark (”Minivådområde-

kortet”) som findes på Landbrugsstyrelsen hjemmeside. I et udpeget område

skal yderligere en række kriterier opfyldes:

Mindst 80 % af drænoplandet skal være drænet, og kvælstoffjernelsen skal

være på mindst 300 kg N per ha minivådområde. Minivådområdet skal ud-

gøre 1 – 1,5 % af drænoplandet, som skal være på mindst 20 ha og på 50 ha,

hvis drænvandet pumpes ind i minivådområdet.

På Landbrugsstyrelsen hjemmeside findes ansøgningsvejledning og guidelines.

Minvådområder må ikke placeres i områder, hvor der naturligt kan etableres

store vådområder (dvs. genskabelse/restaurering af vådområder)

Udfordringer i forhold til kontrol og administration

Efter etablering af minivådområdet skal det synes og godkendes i henhold til

de anviste retningslinjer (Landbrugsstyrelsen 2019)

Sideeffekter

Kvælstof

I henhold til de nuværende kriterier skal størrelsen af et minivådområde med

åben vandflade udgøre 1 – 1,5% af drænoplandet. Dette er sat af hensyn til

kvælstofeffekten, da et minivådområde som minimum skal fjerne 300 kg N

-1

år

-1

. Anlæggelse af minivådområder med åben vandflade kan kun ske i

egnede og potentielt egnede områder, og disse områder er kortlagt (Land-

brugsstyrelsen hjemmeside, ”Minivådområdekortet”). De præcise kriterier

for, hvor man kan anlægge minivådområder, og hvorledes de skal konstrue-

res findes på landbrugsstyrelsens hjemmeside (Landbrugsstyrelsen 2019),

hvor man også kan downloade en vejledning. Minivådområder med åben

vandflade har en god effekt for kvælstoftilbageholdelse. Den målte gennem-

snitlige reduktionseffektivitet for danske minivådområder lå i perioden 2013-

2018 på 22% (Kjærgaard et al., 2017; Iversen og Pugliese, upubliceret)

Klima

Der er lavet enkelte undersøgelser af emission af drivhusgasser fra minivåd-

områder med åben vandflade i Danmark. Der kan være et mindre tab af me-

tan som vist i nedenstående figur (Audet et al., upubliceret. Med hensyn til

lattergas ses i de fleste tilfælde, at lattergas-koncentrationen i indløbsvandet

er højere end udløbskoncentrationen, hvilket indikerer, at tab af lattergas op-

løst i udløbsvandet er negligibelt. Det skal dog understreges, at der kun er

målt på opløste drivhusgasser og ikke på direkte emissioner. Undersøgelse

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

fra svenske mini-vådområder viser, at drivhusgasemissioner er på samme ni-

veau som emissioner fra søer (Stadmark og Leonardson, 2005).

Figur 3.9.

Målte koncentrationer af metan (CH

) og lattergas (N

O) opløst i hhv. drænvandet, der løber ind i minivådområdet

(rød prik), og i udløbsvandet fra to minivådområder ved Odder.

Minivådområder med åben vandflade vil reducere den indirekte lattergasemis-

sion med samme effektivitet, som de fjerner kvælstof. Effekten på bedriftens

drivhusgasemission vil dog være begrænset, da de indirekte emissioner udgør

en relativ lille andel. Hvis man antager, at minivådområder med åben vandflade

etableres uden for dyrkningsområdet, vil de ikke få nogen betydning for husdyr-

og handelsgødningstilførsel eller fossilenergiforbrug til markoperationer.

Natur og biodiversitet

Minivådområder med åben vandflade varierer betydeligt i forhold til diver-

siteten af planter både på kanter, bræmmer og i vandet. Generelt etableres en

forholdsvis artsfattig vegetation af næringstolerante arter som fx tagrør, dun-

hammer og manna-sødgræs. I visse minivådområder etableres dog en bety-

delig mere artsrig flora med 15-20 arter pr. m

og faunadiversiteten er i vid

udstrækning relateret til plantediversiteten (Strandberg, 2017). Ved beplant-

ning af mini-vådområder, som det anbefales i Vejledningen om tilskud til mi-

nivådområder, er muligt at påvirke plantediversiteten betydeligt og dermed

også faunadiversiteten (Strandberg et al., 2019).

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Tabel 3.33.

Forventede effekter af virkemidlet ”Minivådområder med åben vandflade” på natur og biodiversitet. Vurderingen af

effekten af virkemidlet i forhold til blomstersøgende insekter dvs. vilde bier, svirrefluer, sommerfugle m.fl. forudsætter at føderes-

sourcen ikke er anvendes til honningproduktion.

Jordbundsfauna

Vilde planter

1-2

Vilde bier

0-2

Øvrige insekter

og leddyr

1-2

Fugle

Pattedyr

Samlet

vurdering

4-10

Skadegørere og pesticider

Et minivådområder med åben vandflade vil også kunne tilbageholde pestici-

der, der ellers ville være tilført vandløb med drænvand. Der findes ikke for

nærværende undersøgelser, der dokumenterer omfanget af tilbageholdelsen

af pesticider i minivådområder.

Økonomi

Omkostningerne forbundet med etablering af minivådområder med åben

vandflade består af anlægsomkostninger, udtagning af landbrugsjord samt

udgifter til vedligehold.

Anlægsomkostningerne vil variere afhængig af minivådområdets størrelse,

og af minivådområdets placering. På lavbundsarealer vil der være behov for

installering af pumpe, hvilket øger omkostningerne sammenlignet med pla-

cering på højbundsarealer, hvor det ikke er nødvendigt med pumpe. Hvis mi-

nivådområdet placeres på arealer, hvor der ikke er lavpermeabel underjord,

skal der anlægges en lermembran, hvilket øger omkostningerne. I nærvæ-

rende analyse opgøres anlægsomkostningerne for etablering på hhv. lav- og

højbundsjorde, dvs. med og uden behov for installation af pumpe. Desuden

opgøres omkostningerne særskilt for 3 minivådområdestørrelser; 0,2 ha, 0,5

ha og 1 ha, svarende til drænoplandsstørrelser på hhv. 20, 50 og 100 ha.

Anlægsomkostningerne for de 3 størrelser minivådområder er opgjort med

udgangspunkt i standardomkostninger for etablering af minivådområder fra

Landbrugsstyrelsen (2019). Af tabel 3.34 fremgår de samlede anlægsomkost-

ninger for minivådområder på hhv. 0,2 ha, 0,5 ha og 1 ha, og det ses ligeledes

hvilke omkostningsposter, der indgår i beregningen. Nederst i tabellen er de

samlede anlægsomkostninger for scenarierne med og uden pumpe omregnet

til årlige omkostninger over en tidshorisont på 20 år

; omregningen er baseret

på en diskonteringsrente på 4%.

Det bemærkes, at der i forbindelse med udbetaling af tilskud kun er krav om 10 årig

opretholdelse. Det vurderes imidlertid sandsynligt, at minivådområdet som mini-

mum vil fastholdes i 20 år, og derfor anlægges der en 20 årig tidshorisont. Ved an-

vendelse af 20 årig tidshorisont sikres desuden sammenlignelighed med de fleste

andre virkemidler.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Tabel 3.34.

Anlægsomkostninger for etablering af minivådområder.

Størrelse af mini-vådområde (ha; 1% af drænopland)

Størrelse af drænopland (ha)

Anlægsomkostninger

Samlet for obligatoriske dele (kr.)

Etablering af pumpe (kr.)

Etablering af planter (kr.)

Etablering af sti mv

Konsulentudgifter til byggerådgivning (kr.)

Andre udgifter til bl.a. myndighedstilladelser- og gebyrer (kr.)

Arkæologiske forundersøgelser (kr.)

Anlægsomkostninger i alt, incl. pumpe (kr.)

Anlægsomkostninger i alt, excl. pumpe (kr.)

Årlige anlægsomkostninger (4%; 20år)

Anlægsomkostninger, incl. pumpe (kr./ år)

Anlægsomkostninger, excl. pumpe (kr. /år)

24.310

21.091

35.722

30.009

54.743

44.872

234.800

43.750

3.580

12.000

13.250

6.200

16.800

330.380

286.630

344.300

77.650

7.780

12.000

13.250

6.200

24.300

485.480

407.830

526.800

134.150

14.780

12.000

13.250

6.200

36.800

743.980

609.830

0,20

0,50

1,00

100

De beregnede omkostninger i tabel 3.34 indeholder udgifter til arkæologiske

forundersøgelser, konsulentydelserne og myndighedstilladelser mv., idet det

antages, at disse udgifter vil skulle afholdes ved de fleste projekter. Hvis ikke

dette er tilfældet lokalt, kan de trækkes fra i beregningen af omkostningerne.

Udtagningen af landbrugsjord giver anledning til et produktionstab, og dette

tab repræsenterer en omkostning. Værdien af tabet estimeres med udgangs-

punkt i det gennemsnitlige dækningsbidrag for landbrugsproduktion, som jf.

Bilag 1 er opgjort til 1.883 kr./ha. Omkostningen for de 3 størrelser minivåd-

områder fremgår af tabel 3.35.

Tabel 3.35.

Omkostning forbundet med udtagning af landbrugsjord.

Vådområdestørrelse

Indtjeningstab (kr./ha/år)

Indtjeningstab (kr./år/minivådområde)

0,2 ha

1.883

377

0,5 ha

1.883

942

1 ha

1.883

Erfaringerne i forhold til behovet for pleje og vedligehold af minivådområder

er begrænset. Der skønnes ikke at være behov for løbende (årlig) pleje og ved-

ligeholdelse, men set over en periode på 20 år, som er den tidshorisont, der

lægges til grund for nærværende analyser, kan der være behov for grødeskæ-

ring og opgravning af sediment. Behovet forventes dog først at opstå efter

tidligst 10 år, og muligvis kan der gå endnu længere tid, inden indgreb er

påkrævet. I det følgende antages det, at der er behov for grødeskæring og

fjernelse af sediment 1 gang i løbet af den 20-årige periode, og det antages at

indgrebene udføres i år 10. Omkostningerne til grødeskæring og fjernelse af

sediment er beregnet på baggrund af Jacobsen og Ståhl (2018), som har esti-

meret vedligeholdelses omkostningerne for minivådområder på hhv. 0,2 ha,

0,5 ha og 1 ha på baggrund af oplysninger indhentet fra entreprenører. I tabel

3.36 er omkostningsestimaterne fra Jacobsen og Ståhl (2018) gengivet, og her

ses det at der er stor variation i omkostningerne til både grødeskæring og se-

dimentfjernelse på tværs af entreprenører og minivådområdestørrelse. I nær-

værende analyse tages der udgangspunkt median-omkostningerne fra dette

studie.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Tabel 3.36.

Vedligeholdelsesomkostninger for minivådområder.

Størrelse af minivådområde

Opgravning af sediment

Interval (kr.)

Median (kr.)

Grødeskæring

Interval (kr.)

Median (kr.)

11.000-12.000

11.500

12.000-30.000

22.000

17.000-59.400

30.000

2.500-39.000

18.000

6.000-60.000

22.000

12.000-100.000

30.000

0,2 ha

0,5 ha

1,0 ha

Med udgangspunkt i median-estimaterne for omkostninger til opgravning af

sediment og grødeskæring angivet i tabel 3.37 beregnes de tilsvarende årlige

omkostninger over en 20-årig periode. Idet omkostningerne først antages at

skulle afholdes i år 10, fremskrives medianomkostningerne til år 10 med en

rente på 2% for at justere for højere prisniveau i år 10. Nutidsværdien bereg-

nes herefter baseret på en diskonteringsrente på 4%, og efterfølgende bereg-

nes den årlige omkostning ved at fordele den beregnede nutidsværdi ud over

de 20 år med en diskonteringsrente på 4%. Den beregnede årlige omkostning

til vedligehold for de 3 minivådområdestørrelser fremgår af tabel 3.37.

Tabel 3.37.

Årlige vedligeholdelses omkostninger for minivådområder.

Størrelse af minivådområde

Opgravning af sediment (kr./år)

Grødeskæring (kr./år)

Vedligeholdelse i alt (kr./år)

0,2 ha

1.091

697

1.788

0,5 ha

1.333

2.666

1,0 ha

1.818

3.636

De samlede årlige omkostninger forbundet med etablering af minivådområ-

der kan nu beregnes som summen af de årlige anlægsomkostninger, de årlige

omkostninger forbundet med udtagning af landbrugsjord og de årlige vedli-

geholdelses omkostninger; se tabel 3.38. Som forventet er de årlige omkost-

ninger pr. ha vådområde lavest for de største områder, da der er en størrel-

sesøkonomisk effekt.

Tabel 3.38.

Samlede årlige omkostninger forbundet med etablering af minivådområder (4%; 20 år).

Budgetøkonomiske omkostninger

Vådområde størrelse

Minivådområde med pumpe

Anlægsomkostninger, incl. pumpe (kr. /år)

Minivådområde uden pumpe

Anlægsomkostninger, excl. pumpe (kr. /år)

Grødeskæring og opgravning af sediment

Vedligehold i alt (kr. /år)

Indtægtstab, landbrugsdrift

Dækningsbidragstab (kr. /år)

Omkostninger i alt - minivådområder med pumpe (kr. /år)

Omkostninger i alt - minivådområder uden pumpe (kr. /år)

377

26.474

23.255

942

39.330

33.617

1.883

60.262

50.391

1.788

2.666

3.636

21.091

30.009

44.872

24.310

35.722

54.743

0,2 ha

0,5 ha

1,0 ha

Effekten af minivådområder beregnes med udgangspunkt i de estimerede

fosfortab i tabel 1.1 i det indledende konceptkapitel og de procentvise reduk-

tioner for virkemidlet angivet i tabel 1.2 i samme kapitel. Afhængigt af hvor

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

minivådområdet placeres, kan det have en effekt på fosfortab via matrixud-

vaskning eller tab via makroporetransport, og effekten er afhængig af risiko-

klassen for det område, hvor minivådområdet anlægges. For lavrisiko-områ-

der er der ingen effekt, idet fosfortabet her er antaget negligibel; dette gælder

både i forhold til matrixudvaskning og makroporetab. Fosfortabet via matrix-

udvaskning er sat til 0,1 kg P/ha/år for områder med mellemrisiko for ma-

trixudvaskning, hvorimod det er sat til 0,5 kg P/ha/år for områder med høj

risiko for matrixudvaskning. Fosfortabet via makropore-transport er ligeledes

sat til 0,1 kg P/ha/år i områder med mellemrisiko for fosfortab via makro-

pore-transport, hvorimod tabet er sat til 1 kg P/ha/år i områder med høj ri-

siko for fosfortab via makropore-transport. For begge tabsveje vurderes etab-

lering af minivådområder med åben vandflade at kunne reducere fosfortabet

med 25-65% uafhængigt af risikoklasse. De beregnede reduktioner i fosfortab

jf. de to tabsveje for hhv. høj og mellemhøj risikoklasse fremgår af tabel 3.39.

Idet der ikke kan forventes at være sammenfald mellem de forskellige typer

risikoområder (tab jf. hhv. matrixudvaskning og makropore-transport), kan

effekterne ikke summeres. Det bemærkes at reduktioner er opgjort i forhold

til størrelsen af drænoplandet.

Tabel 3.39.

Reduktioner i fosfortab via matrixudvaskning og makroporetab for høj- og mel-

lemhøjrisikoklasser

Højrisikoklasse

Reduceret matrixudvaskning

(kg P/ha/år)

Min.

0,125

Max.

0,325

Mellem risikoklasse

Reduceret matrixudvaskning

(kg P/ha/år)

Min.

0,025

0,065

Max.

0,025

Min.

0,065

Reduceret makroporetab

(kg P/ha/år)

Max.

Min.

0,25

Reduceret makroporetab

(kg P/ha/år)

Max.

0,65

Det antages her, at minivådområderne er dimensioneret således, at arealet af

minivådområdet svarer til 1% af drænoplandets størrelse. Med udgangs-

punkt i denne antagelse kan intervallet for den samlede fosforeffekt for de 3

størrelser minivådområder beregnes som vist i tabel 3.40.

Tabel 3.40.

Beregnede reduktioner i fosfortab for minivådområder, kg P/år.

Vådområde størrelse

Drænopland (ha)

Effektestimat

Reduceret tab via matrixudvaskning

Høj risikoklasse (kg P/år)

Mellemhøj risikoklasse (kg P/år)

Reduceret tab via makroporetransport

Høj risikoklasse (kg P/år)

Mellemhøj risikoklasse (kg P/år)

5,00

0,50

13,00

1,30

12,50

1,25

32,50

3,25

25,00

2,50

65,00

6,50

2,50

0,50

6,50

1,30

6,25

1,25

16,25

3,25

12,50

2,50

32,50

6,50

Min.

0,2 ha

Max.

0,5 ha

Min.

Max.

Min.

1 ha

100

Max.

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Reduktionsomkostningerne for minivådområder kan nu beregnes ved at sam-

menholde de beregnede effekter med de estimerede omkostninger. I tabel 3.41

er reduktionsomkostningerne for minivådområder med pumpe (lavbunds-

arealer) angivet, og i tabel 3.42 er reduktionsomkostningerne for minivådom-

råder uden pumpe (højbundsarealer) angivet. Som det fremgår af tabellerne,

er der betydelig variation i de estimerede reduktionsomkostninger afhængig

af risikoklasse, hvilken tabsvej, der er tale om, om der anvendes minimum

eller maksimum effektestimat, og af vådområdets størrelse. Reduktionsom-

kostningerne er opgjort i budget- såvel som velfærdsøkonomiske termer. Om-

regningen er foretaget ved at forhøje de budgetøkonomiske omkostninger

med nettoafgiftsfaktoren (1,28).

Resultaterne viser, at reduktionsomkostningerne for store minivådområde

anlæg uden pumpe placeret i højrisikoområder er ca. 1.000-5.000 kr. pr. kg P

for matrixudvaskning og makroporetab. Omvendt er reduktionsomkostnin-

gerne for små minivådområder med pumpe i mellem risikoområder ca. 53.000

kr. pr. kg P. Der således en betydelig gevinst ved at kunne udpege de rigtige

områder og etablere store anlæg. Omvendt kan det være lettere at finde loka-

liteter, hvis kravet til oplandet er fx under 50 ha.

Reduktionsomkostningerne i tabel 3.41 og 3.42 er beregnet med udgangs-

punkt i de anlægsrelaterede poster, som der ydes tilskud til i forbindelse med

etablering af åbne minivådområder, herunder konsulentudgifter til bygge-

rådgivning, arkæologiske forundersøgelser, samt andre udgifter til bl.a. myn-

dighedstilladelser- og gebyrer. Disse udgiftsposter er ikke inkluderet for en

række andre virkemidler, og i forhold til sammenligning af reduktionsom-

kostninger på tværs af virkemidler kan det derfor være relevant at kende re-

duktionsomkostningerne excl. disse udgiftsposter. I forlængelse heraf er det

dog væsentligt at holde sig for øje, at sammenligning af reduktionsomkost-

ninger excl. disse poster ikke nødvendigvis giver et mere retvisende billede af

den relative fordelagtighed, idet der på tværs af virkemidler kan være væ-

sentlige forskelle i forhold til 1) den relative størrelse af de forskellige poster,

og 2) hvilke poster der er relevante. Vi har beregnet reduktionsomkostninger

med udgangspunkt i omkostningsestimater excl. udgifter til byggerådgiv-

ning, arkæologiske forundersøgelser, og myndighedstilladelser- og gebyrer,

og reduktionsomkostningerne for åbne minivådområder med pumpe falder

med hhv. 7, 8 og 10 % afhængig af vådområdets størrelse. Faldet er mindst for

de små minivådområder og størst for de store. For åbne minivådområder

uden pumpe falder reduktionsomkostningerne med hhv. 8, 10 og 12 %; igen

er faldet mindst for de små og størst for de store minivådområder.

100

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Tabel 3.41.

Samletabel for reduktionsomkostninger for minivådområder med åben vandflade, med pumpe

Vådområde størrelse

Effektestimat

Opland

Oplandsareal (ha)

Årlige omkostninger

Budgetøkonomisk (kr./år)

Velfærdsøkonomisk (kr./år)

Budgetøkonomiske reduktionsomkostninger

Høj risikoklasse

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

Mellemhøj risikoklasse

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

Velfærdsøkonomiske reduktionsomkostninger

Høj risikoklasse

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

Mellemhøj risikoklasse

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

67.774

26.067

40.274

15.490

30.854

11.867

13.555

6.777

5.213

2.607

8.055

4.027

3.098

1.549

6.171

3.085

2.373

1.187

52.948

20.365

31.464

12.102

24.105

9.271

10.590

5.295

4.073

2.036

6.293

3.146

2.420

1.210

4.821

2.410

1.854

927

26.474

33.887

26.474

33.887

39.330

50.343

39.330

50.343

60.262

77.135

60.262

77.135

100

Min.

0,2 ha

Max.

Min.

0,5 ha

Max.

Min.

1 ha

Max.

Tabel 3.42.

Samletabel for reduktionsomkostninger for minivådområder med åben vandflade, uden pumpe.

Vådområde størrelse

Effektestimat

Opland

Oplandsareal (ha)

Årlige omkostninger

Budgetøkonomisk (kr./år)

Velfærdsøkonomisk (kr./år)

Budgetøkonomiske reduktionsomkostninger

Høj risikoklasse

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

Mellemhøj risikoklasse

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

Velfærdsøkonomiske reduktionsomkostninger

Høj risikoklasse

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

Mellemhøj risikoklasse

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

59.533

22.897

34.423

13.240

25.800

9.923

11.907

5.953

4.579

2.290

6.885

3.442

2.648

1.324

5.160

2.580

1.985

992

46.510

17.888

26.893

10.344

20.156

7.752

9.302

4.651

3.578

1.789

5.379

2.689

2.069

1.034

4.031

2.016

1.550

775

23.255

29.766

23.255

29.766

33.617

43.029

33.617

43.029

50.391

64.501

50.391

64.501

100

0,2 ha

Min.

Max.

0,5 ha

Min.

Max.

1 ha

Min.

Max.

101

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Referencer

BEK nr 184 af 26/02/2019 (Gældende). Bekendtgørelse om tilskud til projek-

ter om etablering af konstruerede minivådområder.

https://www.retsinfor-

mation.dk

Braskerud, B.C., Tonderski, K.S., Wedding, B., Bakke, R., Blankenberg, A.-G.

B., Ulén, B. & Koskiaho, J., 2005: Can constructed wetlands reduce the diffuse

phosphorus loads to eutrophic water in cold temperate regions? J. Environ.

Qual. 34:2145-2155.

Carstensen, M.V. Larsen, S.E., Kjærgaard, C., & Hoffmann, C.C. 2019. Reduc-

ing adverse side effects by seasonally lowering nitrate removal in subsurface

flow constructed wetlands. Journal of Environmental Management, 240, 190-

197. https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2019.03.081

Davidsson, T., Wedding, B., Krook, J. & Reuterskiøld, D., 2005: Nutrient re-

moval in constructed wetlands in southern Sweden – Results from different

investigations. In B.C. Braskerud (Ed.): Is living water possible in agricultural

areas? Proceedings from NJF seminar no. 374, June 20-22, 2005, Norway.

Jacobsen, B.H., Ståhl, L. (2018): Indtjeningstab og vedligeholdelse af minivåd-

områder. IFRO Udredning, Nr. 2018/22, Københavns Universitet. Link:

https://static-curis.ku.dk/portal/files/210113832/IFRO_Udred-

ning_2018_22.pdf

Kjærgaard, C. og Hoffmann, C.C. 2017. Retningslinjer for etablering af kon-

struerede minivådområder med overfladestrømning. Design Manual, DCA –

Nationalt Center for Jordbrug og Fødevarer, 3. marts 2017, Aarhus Universitet

Kjærgaard, C., Hoffmann, C. C., Gertz, F. og Iversen, B. V. 2017. Minivådom-

råder – et nyt kollektivt virkemiddel. Vand & Jord. 24(3), 84-88

Landbrugsstyrelsen 2019. Minivådområdeordningen 2019 – Etablering af

åbne

minivådområder

med

filtermatrice.

https://lbst.dk/fileadmin/user_upload/NaturErhverv/Filer/Land-

brug/Natur_og_miljoe/Minivaadomraader/Minivaadomraade-vejled-

ning2019_version2.pdf

Landbrugsstyrelsens hjemmeside: Minivådområder 2019:

https://lbst.dk/til-

skudsguide/minivaadomraader-2019/

Liikanen, A., Puustinen, M., Koskiaho, J., Vâisânen, T., Martikainen, P. & Har-

tikainen, H., 2004. Phosphorus removal in a wetland constructed on former

arable land. J. Environ. Qual. 33:1124-1132.

Mendes, L.R.D, Tonderski, K, Iversen, B.V, Kjaergaard, C. 2018. Phosphorus

retention in surface-flow constructed wetlands targeting agricultural drain-

age water. Ecological Engineering 120, 94-103.

Mendes, L.R.D, Tonderski, K, Kjaergaard, C. 2018. Phosphorus biogeochemi-

cal stability in soils and sediment deposits of surface-flow constructed wet-

lands. Geoderma 331, 109-120.

102

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Stadmark, J. and Leonardson, L., 2005. Emissions of greenhouse gases from

ponds constructed for nitrogen removal.

Ecological Engineering, 25(5),

pp.542-

551.

Strandberg, B. 2017. Plante- og faunadiversitet i mini-vådområder. Vand &

Jord 24. årgang nr. 3, september 2017, 89-92.

Strandberg, B., Olesen, A., Thiemer, K., Skipper, L., Clausen, K.K., Kanstrup,

N. & Riis, T. 2019. Planter til minivådområder. Aarhus Universitet, DCE – Na-

tionalt Center for Miljø og Energi, 138 s. - Videnskabelig rapport nr. 334

http://dce2.au.dk/pub/SR334.pdf

Wedding, B., 2003: Dammar som reningsverk – Mätningar av näringsämnes-

reduktionen i nyanlagda dammar 1993-2002. Ekologgruppen maj 2003.

103

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Minivådområder med filtermatrice

Carl Christian Hoffmann

, Joachim Audet

, Beate Strandberg

(natur og biodiversi-

tet), Marianne Bruus

(natur og biodiversitet), Nicholas Hutchings

(klima), Louise

Martinsen

(økonomi) og Berit Hasler

(økonomi)

Fagfællebedømmelse: Brian Kronvang

og Brian H. Jacobsen

(økonomi)

Agroøkologi AU

Bioscience, AU

Fødevare- og Ressourceøkonomi, KU

Miljøvidenskab, AU

Funktion og anvendelse

Minivådområder med filtermatrice er et drænvirkemiddel, der i sin nuvæ-

rende form primært er målrettet kvælstoffjernelse. Filtermatricen består af

pileflis, som eventuelt kan være blandet med en strukturel komponent (f.eks.

LECA-nødder). Ind- og udløbsfaskiner skal bestå af komponenter med stor

porøsitet (f.eks. hele muslingeskaller, LECA-nødder, nøddesten), hvor der lig-

ger perforerede fordelerrør (drænrør) helst i flere dybder, så vandet let ledes

ind og ud af matricen (se Landbrugsstyrelsens vejledning). Alle rørsystemer

skal være fikserede, da flisen ændrer struktur med tiden, idet flisstykkerne og

porøsiteten bliver mindre og mindre, hvorved flislaget synker sammen. Fil-

termatricen er ved etablering forsynet med et dæklag på 50 cm pileflis, som

ikke er mættet med vand. Dæklaget tjener to formål, dels erstatter det flisma-

terialet, der forbruges, og dels vil eventuel dannet metan blive oxideret i den

umættede zone, der af samme årsag skal være på mindst 20 cm.

Minivådområder med filtermatrice er vist på figur 3.10 med design til tre for-

skellige strømnings-mønstre: horisontalt flow, vertikalt opadgående flow og

vertikalt nedadgående flow. Ved vertikalt nedadgående strømning løber van-

det ved gravitation i selve anlægget, men vandet kan evt. pumpes ind i mini-

vådområdet. Der skal herudover etableres en sedimentationsbrønd eller et se-

dimentationsbassin, hvis området betegnes som egnet dvs. at drænoplandet

har >12% ler (Landbrugsstyrelsen, 2019). Hvis området betegnes som poten-

tielt egnet (< 12% ler), skal der yderligere etableres et stuvningsbassin for at

imødekommende eventuelle højere vandføringer (figur 3.11).

En oplagt mulighed for at tilpasse eller optimere virkemidlet så det i højere

grad målrettes tilbageholdelse af fosfor vil være at udskifte filtermatricen med

en matrice velegnet til tilbageholdelse af fosfor. Under laboratorieforhold er

flere typer af knust beton, stammende fra nedrivning af bygninger, blevet un-

dersøgt for deres evne til at tilbageholde fosfor. Gasbeton havde højest reten-

tionskapacitet med 19,6 g P/kg beton (Egemose et al, 2012;) men også andre

betontyper viste gode adsorptionskapaciteter (5,1 – 11,1 g P/kg beton. Også

filtersand kan anvendes, da det også indeholder calcium, aluminium og jern,

som er gode fosfor-adsorbenter. Partikelbundet fosfor forventes at kunne til-

bageholdes i alle filtertyper.

104

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Figur 3.10.

Skitsetegning af princippet bag et minivådområde med filtermatrice. Her er vist tre designløsninger. Nederst løber

vandet horisontalt gennem filtermatricen, der kan være beplantet, og ud i en iltningsbrønd længst til højre. I midten løber vandet

ind i bunden af matricen fra venstre og herefter vertikalt opad mod overfladen, hvor opsamlingsrør – perforerede drænrør - sam-

ler vandet og fører det ud til iltningsbrønden i højre side. Øverst løber vandet ind fra venstre tæt på flisoverfladen og derefter

vertikalt nedad mod bunden, hvor vandet via opsamlingsrør – perforerede drænrør - ledes til geniltningsbrønden længst til højre.

(Landbrugsstyrelsen 2019).

Figur 3.11.

Minivådområde med

filtermatrice og stuvningsbassin.

(Landbrugsstyrelsen 2019).

105

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Effekt på fosfortab

I AU’s forsøgsanlæg i Skannerup er der i hele måleperioden fra november

2012 og frem til oktober 2019 konstateret tilbageholdelse af partikulært fosfor

på nær et par undtagelser (Carstensen et al, 2019), men da filtermatricen be-

står af pileflis, som indeholder fosfor, sker der også en frigivelse af dette fosfor

fra selve anlægget i takt med, at flisen nedbrydes. Mængden af opløst fosfat,

der frigives, er størst i opstartsfasen, hvorefter tabet gradvist mindskes. De

foreløbige resultater er ikke helt entydige mht. varigheden af udvaskningen

af opløst fosfor. I

AU’s forsøgsanlæg i Skannerup var der tab af opløst fosfat i ca. 1 år efter

igangsætning (6 anlæg á 100 m

, der modtager drænvand fra et drænopland

på ca. 80 ha, i.e. 13,3 ha opland per filtermatrice).

Tabel 3.43 og 3.44 viser resultaterne fra målinger på to 100 m

filtermatricer

med horisontalt flow (10 x 10 x 1 m) ved Skannerup (data fra Carstensen et

al., 2019, på nær 2018 som er Hoffmann et al., upubliceret). I det første år er

der tab af total fosfor (TP), som udelukkende kan tilskrives udvaskning af op-

løst fosfat (PO

43-

-P), idet der tilbageholdes partikulært fosfor (PP). I de efter-

følgende 2 år er der tilbageholdelse af TP, PO

43-

-P, og PP, hvorefter der i 2016

og 2017 er et mindre tab af PO

43-

-P, men samlet tilbageholdelse af TP og PP. I

maj måned 2018 fyldes der nyt flismateriale i filtermatricerne, og igen ses et

stort tab af PO

43-

-P, der samlet set medfører en negativ TP-balance i 2018 trods

stor tilbageholdelse af PP. Set i samlet perspektiv over den seksårige målepe-

riode er CW1 blevet belastet med 0,16 kg TP per ha opland per år og har

tilbageholdt 0,03 kg TP per ha opland per år, hvilket svarer til en reduktion i

TP udledningen på 18,7%. For CW2 var belastningen 0,164 kg TP per ha op-

land per år og tilbageholdelsen var 0,021 kg TP per ha opland per år og en

effektivitet på 12,7 %.

Tabel 3.43.

Massebalancer for total fosfor (TP), opløst fosfat (PO

43-

-P), partikulært fosfor (PP) og suspenderet stof (SS) for en

filtermatrice på 100 m

(og 100 m

) i Midtjylland. CW =

constructed wetland.

CW1

Indløb

Udløb

Retention

43-

-P

Indløb

Udløb

Retention

Indløb

Udløb

Retention

Indløb

Udløb

Retention

g m

-3

-1

år

-1

g m CW år

g m

-3

-1

år

-1

g m

-3

-1

år

-1

g m

-3

-1

år

-1

g m

-3

-1

år

-1

g m

-3

-1

år

-1

g m

-3

-1

år

-1

g m

-3

-1

år

-1

g m CW år

-3

-1

-3

-1

-3

-1

2013

18.2

20.1

-1.9

-10

8.1

15.8

-7.7

-95

8.9

2.9

6.0

1512

202

1310

2014

14.9

10.3

4.6

9.0

8.2

0.8

5.5

1.5

4.0

958

133

825

2015*

20.0

12.2

7.8

10.5

10.0

0.5

8.4

1.3

7.2

1400

130

1270

2016

22.1

16.6

5.5

11.7

13.5

-1.8

-16

9.6

2.3

7.3

1994

237

1758

2017

32.6

17.0

15.6

9.9

10.0

-0.2

-2

21.7

6.1

15.6

5492

710

4782

2018

20.2

28.0

-7.7

-39

6.7

22.4

-15.8

-237

12.6

1.3

11.3

3375

252

3123

g m

-3

-1

år

-1

106

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Tabel 3.44.

Massebalancer for total fosfor (TP), opløst fosfor (PO

43-

-P), partikulært fosfor (PP) og suspenderet stof (SS) for en

filtermatrice på 100 m

(og 100 m

) i Midtjylland. CW =

constructed wetland.

CW2

Indløb

Udløb

Retention

43-

-P

Indløb

Udløb

Retention

Indløb

Udløb

Retention

Indløb

Udløb

Retention

g m

-3

-1

år

-1

g m

-3

-1

år

-1

g m

-3

-1

år

-1

g m

-3

-1

år

-1

g m

-3

-1

år

-1

g m

-3

-1

år

-1

g m

-3

-1

år

-1

g m

-3

-1

år

-1

g m

-3

-1

år

-1

g m

-3

-1

år

-1

g m

-3

-1

år

-1

g m

-3

-1

år

-1

2013

19.2

18.2

1.0

8.5

14.4

-5.9

-70

9.4

1.9

7.5

1597

173

1424

2014

16.0

10.4

5.6

9.6

8.1

1.5

5.9

1.5

4.4

1037

136

902

2015*

21.9

13.0

8.9

11.3

10.7

0.6

9.3

1.4

8.0

1499

133

1365

2016

20.4

15.4

5.0

10.8

12.9

-2.1

-20

8.8

1.5

7.3

1843

508

1335

2017

34.4

18.5

15.9

10.1

14.2

-4.1

-40

23.2

3.4

19.8

5967

521

5446

2018

19.1

38.8

-19.7

-103

6.4

35.1

-28.7

-448

11.8

2.6

9.2

3138

253

2886

Målinger af P-retention på en filtermatrice med stuvningsbassin har været fo-

retaget siden september 2015 (tabel 3.45). Igen ses tab af opløst fosfat, men

tilbageholdelse af TP i 2017 og 2018 pga. tilbageholdelse af partikulært fosfor

(Hoffmann et al., upubliceret).

Tabel 3.45.

Massebalancer for total P (TP) og fosfat (PO

43-

-P) for et matriceanlæg ved

Odder. Anlægget består 280 m

stuvningsbassin og 220 m

filtermatrice. Arealmæssigt er

anlægget på 500 m

. Balancerne er beregnet for hele anlægget. Anlægget modtager

drænvand fra et 20 ha opland. CW =

constructed wetland.

2016

Indløb

Udløb

Retention

43-

-P

Indløb

Udløb

Retention

g m

-3

-1

år

-1

g m CW år

g m

-3

-1

år

-1

g m CW år

-3

-1

-3

-1

2017

7.7

7.2

0.4

5.8

1,9

4,1

-2,2

-117

2018

7.0

4.3

2.8

0,6

1,8

-1,2

-210

4.2

22.7

-18.5

-440

1,9

19,1

-17,2

-905

g m

-3

-1

år

-1

g m

-3

-1

år

-1

Udenlandske og danske erfaringer

Fosfortilbageholdelse i filtermatricer (også kaldet bioreaktorer med træflis) er

kun undersøgt i søjleforsøg under laboratorieforhold. Søjlerne blev fyldt med

et lag træflis suppleret med et lag af et filtermateriale, der var målrettet tilba-

geholdelse af fosfor (Christianson et al., 2017; Hua et al., 2016). Dette filterma-

teriale bestod af forskellige affaldsprodukter indeholdende jern og calcium

(acid

mine drainage treatment residuals, Ca-based steel slag, carbon steel).

Tilbage-

holdelsen af opløst fosfor i søjlerne afhang af opholdstiden, jo længere op-

holdstid, jo højere var effektiviteten. I praksis vil anvendelse af forskellige af-

faldsprodukter afhænge af drænafstrømningen, affaldsproduktets fosforad-

sorptionskapacitet, hvorledes man håndterer affaldsproduktet efter brug, pris

på produktet, installationsomkostninger og bortskaffelsesomkostninger

(Christianson et al., 2017).

107

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Ballantine og Tanner (2010) har i et review gennemgået en lang række mate-

rialer, som de mener kunne bruges til tilbageholdelse af fosfor i minivådom-

råder med matrice, men det er testresultater fra laboratorieforsøg. De bedste

materialer, der kan tilsættes, er ifølge Ballantine og Tanner (2010) allophan

(aluminumsilikat-lermineral), kalksten, tephra (materiale fra vulkanske ud-

brud), alum/alun (f.eks. Al

(SO

)

eksisterer i flere former) og flyveaske. De

bedste naturligt forekommende stoffer, der direkte kan anvendes som filter-

materiale, var følgende: kalksten, træbark (her nævnes bark fra nåletræer),

muslingeskaller, knuste muslingeskaller. Egemose (2018) har anvendt filter-

sand i filtre indsat efter to damme til at fange fosfor fra henholdsvis 70 ha

byopland og 36 ha landbrugsopland. Dam 1 med vand fra byoplandet tilba-

geholdt 1,5 ± 0.8 mg P g tørstof og dam 2 med vand fra landbrugsoplandet

tilbageholdt 9.2 ± 1.4 mg P g tørstof øverst i filteret, mens tilbageholdelsen

dybere i filteret var noget lavere.

Effekt i tid og rum

Tilbageholdelse af partikulært bundet fosfor i minivådområder med matrice

ser ud til at være vedvarende høj (Carstensen et al., 2019), hvorimod der er

tab af opløst fosfat ved opstart – formentlig det første år - samt ved påfyldning

af ny flis, når dette er nødvendigt efter en årrække. I perioder med meget høj

kvælstoffjernelse dvs. > 90%, hvilket primært er i sommerperioden med høje

temperaturer og lille drænafstrømning, opstår der stærkt reducerende for-

hold i filtermatricen med sulfid- og metandannelse. Sådanne reducerende for-

hold kan også føre til tab af opløst fosfor (Carstensen et al., 2019). I henhold

til retningslinjerne for etablering af minivådområder med filtermatrice skal

anlæggene holdes lukket i de 3 sommermåneder (Landbrugsstyrelsen 2019)

Overlap i forhold til andre virkemidler

Minivådområder med filtermatrice har samme funktion som minivådområ-

der med åben vandflade, men arealkravet er kun 0.2 – 0.25 % af drænoplan-

dets areal. Minivådområder med filtermatrice har i princippet samme funk-

tion som Intelligente Bufferzoner (IBZ), dog vil man typisk etablere IBZ-anlæg

på mindre drænsystemer (<25 ha), hvor der er en rimelig stor terrænhældning

på marken (>4

) i den nedre del mod vandløb og sø. I forhold til virkemidlet

Målrettede, brede og tørre randzoner er der ikke noget overlap, da randzoner

ikke har effekt på drænvand, fordi drænrøret vil være ført igennem randzo-

nen og direkte ud til vandløb eller sø. Minivådområder med filtermatrice vil

man anlægge de samme steder som minivådområder med åben vandflade,

men de hidtidige resultater viser, at de åbne minivådområder fungerer bedre

end filtermatricerne mht. fosfortilbageholdelse (Carstensen et al., 2019), idet

filtermatricerne taber fosfor det første år og også senere viser svingende fos-

forretentioner med både tab og tilbageholdelse – specielt af opløst fosfor –

mens partikulært fosfor stort set altid tilbageholdes (Carstensen et al., 2019)

Sikkerhed på data

Filtermatricer målrettet fosforretention i drænvand er ikke afprøvet i praksis,

hverken i Danmark eller udlandet. Men filtermaterialer og filtre, der kan til-

bageholde fosfor er undersøgt både i Danmark (Arias og Brix, 2005; Egemose,

2018) og internationalt (Ballantine og Tanner, 2010). Ved anvendelse af resul-

taterne fra disse undersøgelse vil man kunne lave overslagsberegninger over

potentiel fosfortilbageholdelse - forudsat at afstrømningen kendes – og dette

vil kunne anvendes i forbindelse med afværgeforanstaltninger, der igangsæt-

tes ved restaurering af vådområder, hvor man ønsker at tilbageholde fosfor,

der ellers vil belaste nedstrøms liggende recipienter.

108

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Der er ikke gennemført internationale undersøgelser, der specifikt har under-

søgt tilbageholdelse af fosfor i filtermatricer med træflis.

Forudsætninger og potentiale

Minivådområder kan i princippet anlægges alle steder, hvor der findes dræn-

systemer. De nuværende kriterier, der skal være opfyldt, for at man kan få

tilskud, er rettet mod kvælstoffjernelse. Først og fremmest skal minivådområ-

der placeres i drænoplande, der betegnes som egnede (>12% ler) eller poten-

tielt egnede (<12% ler, og som kræver supplerende undersøgelse). Der er lavet

kortlægning af, hvor minivådområder kan anlægges i Danmark. Disse områ-

der findes ved at gå ind på udpegningskortet (”Minivådområdekortet”) som

findes på Landbrugsstyrelsen hjemmeside.

Hvis minivådområder målrettes til retention af fosfor, bør man fokusere på

drænede oplande med stort tab af fosfor, specielt tab af partikulært bundet

fosfor, men med valg af et filtermateriale med stor kapacitet og affinitet for

fosforadsorption vil der også være mulighed for tilbageholdelse af opløst fos-

for, som dog vil være begrænset af materialets fosfatadsorptionskapacitet.

Udfordringer i forhold til kontrol og administration

Efter etablering af minivådområdet skal det synes og godkendes i henhold til

de anviste retningslinjer (Landbrugsstyrelsen 2019).

Sideeffekter

Kvælstof

Størrelsen af et minivådområde med filtermatrice skal udgøre 0,2 – 0,25 % af

drænoplandet, og det skal som minimum fjerne 600 kg N pr. 0,2 ha minivåd-

område år. Anlæggelse af minivådområder med filtermatrice kan kun ske i

egnede (>12% ler) og potentielt egnede områder (<12% ler), og disse områder

findes ved at gå ind på udpegningskortet som findes på Landbrugsstyrelsens

hjemmeside (”Minivådområdekortet”). Mindst 80 % af oplandet skal være

drænet, og drænoplandet skal være på mindst 20 ha, og på mindst 50 ha, hvis

drænvandet pumpes ind i minivådområdet. De præcise kriterier for, hvor

man kan anlægge minivådområder, og hvorledes de skal konstrueres, findes

på landbrugsstyrelsens hjemmeside (Landbrugsstyrelsen 2019). Her kan man

også kan downloade en vejledning.

Virkemidlet har en god effekt for kvælstoftilbageholdelse. Den målte gen-

nemsnitlige reduktionseffektivitet for AU’s minivådområder med filterma-

trice i Skannerup ligger på 30 – 55 % (Hoffmann et al. 2019; Carstensen et al.

2019; Hoffmann og Kjærgaard, 2017). Der er opnået højere effektivitet med

minivådområder med stuvningsbassin, hvor den procentuelle kvælstoffjer-

nelse har ligget på 46 – 75 % (Hoffmann og Kjærgaard, 2017).

Der er mange internationale undersøgelser, der dokumenterer den høje kvæl-

stofeffekt (Schipper et al, 2010). Der er dog en forskel, idet man graver filter-

matricen ned i jorden (bioreactors) så man ikke visuelt kan følge filtermatricens

udvikling, men resultaterne mht. kvælstoffjernelse er på linje med de her re-

fererede danske resultater eller i nogle tilfælde med endnu bedre kvælstof-

fjernelse (Christianson et al, 2012 ab).

109

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Klima

Virkemidlet kan være en kilde til drivhusgasser, især lattergas (N

O) og me-

tan (CH

). N

O er et biprodukt af denitrifikation og produceres, når denitrifi-

kationen er ufuldstændig. Der har været bekymringer for, om mini-vådområ-

der kan være en stor kilde til N

O, og at forureningen derfor vil skifte fra vand

til luft. Også CH

-produktion og -emission kan være problematisk især om

sommeren specielt når NO

-koncentrationen er lav. For at modvirke emissi-

oner af CH

, skal filtermatricen have et dæklag bestående af ca. 50 cm træflis,

så CH

kan oxideres til CO

, inden det emitteres.

Anlægget skal ydermere lukkes i sommermånederne, dels for at undgå høje

emissioner, og dels for at undgå reduktion af sulfat (SO

42-

) til sulfid (S

der lugter ubehageligt. Foreløbige resultater viser, at N

O-emissioner fra

mini-vådområder med filtermatrice er meget variabel med emissioner op til

2% af den årlig kvælstoffjernelse (Bruun et al, 2017ab; Audet & Hoffmann,

upubliceret). Dette resultat er lidt højere end IPCC-emissionsfaktoren for

O-emission fra grundvand, vandløb og fjorde på 0.75% (IPCC, 2006). Fore-

løbig resultater viser også, at CH

-emissioner kan minimeres med tilstrække-

lig styring som beskrevet ovenfor.

Minivådområder med filtermatrice vil reducere den indirekte lattergasemission

med den samme effektivitet som kvælstoffjernelsen. Effekten på bedriftens

drivhusgasemission vil dog være begrænset, da de indirekte emissioner udgør

en relativ lille andel. Hvis man antager, at minivådområder med filtermatrice

etableres udenfor dyrkningsområdet, vil de ikke have nogen betydning for hus-

dyr- og handelsgødningstilførslen. Da matricen i minivådområder skal udskif-

tes cirka hvert årti, vil der være et tilhørende fossilenergiforbrug.

Natur og biodiversitet

Hver anden filtermatrice ved Skannerup blev beplantet med tagrør ved etab-

leringen, men alle 6 matricer udviklede et plantedække domineret af tagrør,

håret dueurt, dunhammer og pil, da vandspejlet var tæt på overfladen. På an-

dre matricer har plantedække haft svære betingelser for at etablere sig, pga.

det tykke dæklag på 50 cm der skal hindre emission af metan.

Kun hvor der etableres et plantedække, enten ved beplantning eller ved ind-

vandring, kan der være en begrænset effekt på natur og biodiversitet. Arter,

som tagrør, håret dueurt og pil er gavnlige for bier og andre blomsterbesø-

gende insekter, men da der kun vil forekomme få plantearter på det begræn-

sede minivådområde areal vil effekten på diversiteten af vilde bier og øvrige

insekter og leddyr være begrænset.

Tabel 3.46.

Forventede effekter af virkemidlet ”Mini-vådområder med filtermatrice” på natur og biodiversitet. Vurderingen af

effekten af virkemidlet i forhold til blomstersøgende insekter dvs. vilde bier, svirrefluer, sommerfugle m.fl. forudsætter at føderes-

sourcen ikke er anvendes til honningproduktion.

Jordbundsfauna

Vilde planter

0-1

Vilde bier

0-1

Øvrige insekter

og leddyr

0-1

Fugle

Pattedyr

Samlet

vurdering

0-3

Økonomi

I beregningen af omkostninger forbundet med etablering af minivådområder

med filtermatrice inddrages anlægsomkostninger, omkostninger forbundet

med udtagning af landbrugsjord, samt udgifter til opfyldning med flis. Derud-

over kan der være omkostninger forbundet med løbende tilsyn med henblik på

at sikre optimal funktion af anlægget (Landbrugsstyrelsen, 2019). Ligeledes kan

110

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

der opstå behov for bortgravning af sediment fra sedimentationsbassinet, hvil-

ket også vil være forbundet med omkostninger (Landbrugsstyrelsen, 2019). Til-

synsbehov og eventuel frekvens af opgravning af sediment er imidlertid ikke

kvantificeret, og derfor er eventuelle udgifter hertil ikke inkluderet i omkost-

ningsberegningerne. Set i dette lys kan der argumenteres for at de beregnede

omkostninger repræsenterer et underkantsskøn af de reelle omkostninger.

Anlægsomkostningerne vil variere afhængig af minivådområdets størrelse og

af minivådområdets placering. På visse arealer vil der være behov for instal-

lering af pumpe, hvilket øger omkostningerne. I nærværende analyse opgøres

anlægsomkostningerne for etablering hhv. med og uden behov for installa-

tion af pumpe. Desuden opgøres omkostningerne særskilt for 3 minivådom-

rådestørrelser; 500 m

, 1.000 m

og 2.500 m

. De angivne størrelser referer til

størrelsen af filtermatricedelen af minivådområderne. Anlæggene antages di-

mensioneret, så matricearealet svarer til 0,2% af drænoplandsarealet. Størrel-

sen af drænoplandet for de 3 anlægsstørrelser er dermed 25 ha (500 m

ma-

trice), 50 ha (1.000 m

matrice), og 125 ha (2.500 m

matrice).

Anlægsomkostningerne for de 3 størrelser minivådområder er opgjort med

udgangspunkt i standardomkostninger for etablering af minivådområder

med filtermatrice angivet i udkast til ”Bekendtgørelse om tilskud til projekter

om etablering af konstruerede minivådområder” (BEK nr. 184 af 26/02/2019).

Standardpriserne er angivet som en grundpris plus evt. størrelsesafhængigt

tillæg opgjort som en pris per m

anlægsareal. Af tabel 3.47 fremgår de sam-

lede anlægsomkostninger for de 3 størrelser af minivådområder med filter-

matrice, og det ses ligeledes hvilke omkostningsposter, der indgår i beregnin-

gen. Nederst i tabellen er de samlede anlægsomkostninger for scenarier med

og uden pumpe omregnet til årlige omkostninger over en tidshorisont på 20

år

; omregningen er baseret på en diskonteringsrente på 4%.

Tabel 3.47.

Anlægsomkostninger for etablering af minivådområder med filtermatrice

Størrelse af minivådområde (matrice, m

; 0,2% af drænopland)

Størrelse af drænopland (ha)

Anlægsomkostninger

Samlet for obligatoriske dele (kr.)

Etablering af pumpe (kr.)

Etablering af sti mv

Konsulentudgifter til byggerådgivning (kr.)

Andre udgifter til bl.a. myndighedstilladelser- og gebyrer (kr.)

Arkæologiske forundersøgelser (kr.)

Anlægsomkostninger i alt, incl. pumpe (kr.)

Anlægsomkostninger i alt, excl. pumpe (kr.)

Årlige anlægsomkostninger (4%; 20år)

Anlægsomkostninger, incl. pumpe (kr./ år)

Anlægsomkostninger, excl. pumpe (kr. /år)

Kilde: Retsinformation og egne beregninger

31.688

24.955

46.235

37.847

89.876

76.521

280.000

91.500

8.000

13.250

6.200

31.700

430.650

339.150

455.000

114.000

8.000

13.250

6.200

31.900

628.350

514.350

980.000

181.500

8.000

13.250

6.200

32.500

1.221.450

1.039.950

500

1.000

2.500

125

Det bemærkes, at der i forbindelse med udbetaling af tilskud kun er krav om 10 årig

opretholdelse. Det vurderes imidlertid sandsynligt, at minivådområdet som minimum

vil fastholdes i 20 år, og derfor anlægges der en 20 årig tidshorisont. Ved anvendelse af

20 årig tidshorisont sikres desuden sammenlignelighed med de fleste andre virkemidler.

111

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Der er specificeret og medregnet udgifter til arkæologiske forundersøgelser,

konsulentbistand og myndighedstilladelser mv. Hvis disse udgifter ikke er

relevante for det pågældende lokalområde kan de udelades.

Udtagningen af landbrugsjord giver anledning til et produktionstab, og dette

tab repræsenterer en omkostning. I beregningen af størrelsen af indkomsttabet

fra udtagning af landbrugsjord antages det, at størrelsen af det udtagne areal er

dobbelt så stort som størrelsen af filtermatricen. Dette skyldes at der også skal

udtages areal til etablering af sedimentations- og/eller stuvningsbassiner. Vær-

dien af tabet estimeres med udgangspunkt i det gennemsnitlige dækningsbi-

drag for landbrugsproduktion, som jf. Bilag 1 er opgjort til 1.883 kr./ha. Om-

kostningen for de 3 størrelser minivådområder fremgår af tabel 3.48.

Tabel 3.48.

Omkostning forbundet med udtagning af landbrugsjord

Vådområde størrelse (m

)

Størrelse af udtaget areal (ha):

Indtjeningstab (kr./ha/år)

Indtjeningstab (kr./minivådområde/år)

500

0,1

1.883

188

1000

0,2

1.883

377

2500

0,5

1.883

942

Der antages at være behov for opfyldning med pileflis hvert 6. år, og det antages

at der ved hver opfyldning lægges et lag på 50 cm på over hele matricens areal

da denne tykkelse skal til for at forhindre metanudledning

. Omkostningerne til

opfyldning opgøres med udgangspunkt i en pris på 145 kr./m

pileflis, jf. ”Be-

kendtgørelse om tilskud til projekter om etablering af konstruerede minivådom-

råder”. De beregnede omkostninger til opfyldning med pileflis for de 3 minivåd-

område størrelser fremgår af tabel 3.49, hvor både de samlede og de årlige om-

kostninger er angivet. Beregningerne af omkostningerne til opfyldning med pi-

leflis er baseret på en 20-årig tidshorisont, hvor det antages at der sker opfyld-

ninger i hhv. år 6, år 12 og år 18. De samlede omkostninger til opfyldning er

beregnet ved først at fremskrive omkostningerne for de enkelte opfyldninger

med en inflation på 2% for at beregne størrelsen af udgiften på opfyldningstids-

punkterne. Nutidsværdien af opfyldningsomkostningerne beregnes herefter

ved at tilbage diskontere de prisjusterede beløb over de relevante tidshorisonter

med en diskonteringsrente på 4%. De samlede opfyldningsomkostninger bereg-

nes som summen af nutidsværdierne for de 3 opfyldninger. De årlige omkost-

ninger til opfyldning med pileflis er beregnet ved at fordele de samlede omkost-

ninger ud over tidshorisonten på 20 år med en diskonteringsrente på 4%.

Tabel 3.49.

Omkostninger til opfyldning med flis (år 6, år 12 og år 18).

Matrice areal (m

Opfyldningsbehov (m):

Flis per opfyldning (m

)

Flis, pris (kr./m )

Flis opfyldning, i alt (kr.)

Flis opfyldning (kr./år; 20 år, 4%)

500

0,5

250

145

86.535

6.367

1000

0,5

500

145

173.071

12.735

2500

0,5

1250

145

432.677

31.837

Det bemærkes, at der for tilskudsberettigede anlæg nu er krav om 50 cm dæklag af

umættet flis i forbindelse med syning af anlæg, hvorimod der i opretholdelsesperio-

den kun er krav om minimum 20 cm dæklag.

112

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

De samlede, årlige omkostninger forbundet med etablering af minivådområ-

der kan nu beregnes som summen af de årlige anlægsomkostninger, de årlige

omkostninger forbundet med udtagning af landbrugs jord og de årlige om-

kostninger til opfyldning med pileflis; se tabel 3.50.

Tabel 3.50.

Samlede årlige omkostninger forbundet med etablering af minivådområder med filtermatrice (4%; 20 år).

Budgetøkonomiske omkostninger

Matrice størrelse (m

)

Minivådområde med pumpe

Anlægsomkostninger, incl. pumpe (kr. /år)

Minivådområde uden pumpe

Anlægsomkostninger, excl. pumpe (kr. /år)

Opfyldning med pileflis

Pileflis i alt (kr. /år)

Indtægtstab, landbrugsdrift

Dækningsbidragstab (kr. /år)

Omkostninger i alt - minivådområder med pumpe (kr. /år)

Omkostninger i alt - minivådområder uden pumpe (kr. /år)

188

38.244

31.511

377

59.347

50.958

942

122.655

109.300

6.367

12.735

31.837

24.955

37.847

76.521

31.688

46.235

89.876

500

1.000

2.500

Effekten af minivådområderne beregnes med udgangspunkt i de estimerede

fosfortab i tabel 1.1 i det indledende konceptkapitel og de procentvise redukti-

oner for virkemidlet angivet i tabel 1.2 i samme kapitel. Afhængig af hvor mi-

nivådområdet placeres, kan det have en effekt på fosfortab via matrixudvask-

ning eller tab via makroporetransport, og effekten er afhængig af hvilken risi-

koklasse området, hvor minivådområdet anlægges, tilhører. For lavrisikoområ-

der er der ingen effekt, idet fosfortabet her er antaget negligibelt; dette gælder

både i forhold til matrixudvaskning og makroporetab. Fosfortabet via matrix-

udvaskning er sat til 0,1 kg P/ha/år for områder med mellemrisiko for matrix-

udvaskning, hvorimod det er sat til 0,5 kg P/ha/år for områder med høj risiko

for matrixudvaskning. Fosfortabet via makropore-transport er ligeledes sat til

0,1 kg P/ha/år i områder med mellemrisiko for fosfortab via makropore-trans-

port, hvorimod tabet er sat til 1 kg P/ha/år i områder med høj risiko for fosfor-

tab via makropore-transport. For begge tabsveje vurderes etablering af mini-

vådområder med filtermatrice at kunne reducere fosfortabet med 10-20% uaf-

hængigt af risikoklasse. De beregnede reduktioner i fosfortab for hhv. høj og

mellemhøj risikoklasse fremgår af tabel 3.51. Idet der ikke kan forudsættes sam-

menfald mellem de forskellige typer risikoområder (tab jf. hhv. matrixudvask-

ning og makropore-transport), kan effekterne ikke summeres. Det bemærkes,

at reduktioner er opgjort i forhold til størrelsen af drænoplandet. Derudover

bemærkes det, at der i forbindelse med opfyldning af flis kan opstå et fosfortab;

dette tab er imidlertid ikke inkluderet i effektberegningerne.

Tabel 3.51.

Reduktioner i fosfortab via matrixudvaskning og makroporetab for høj og mel-

lemhøj risikoklasse.

Høj risikoklasse

Reduceret matrixudvaskning (kg P/ha/år) Reduceret makroporetab (kg P/ha/år)

Min.

0,05

Max.

0,1

Mellem risikoklasse

Reduceret matrixudvaskning (kg P/ha/år) Reduceret makroporetab (kg P/ha/år)

Min.

0,01

Max.

0,02

Min.

0,01

Max.

0,02

Min.

0,1

Max.

0,2

113

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Det antages her, at minivådområderne er dimensioneret, så arealet af mini-

vådområdet svarer til 0,2% af drænoplandets størrelse; det vil sige, at dræn-

oplandet for minivådområdet på 500 m

er 25 ha, og for minivådområderne

på 1.000 og 2.500 m

er drænoplandene hhv. 50 og 125 ha. Med udgangspunkt

i denne antagelse kan intervallet for den samlede fosforeffekt for de 3 størrel-

ser minivådområder beregnes som vist i tabel 3.52.

Tabel 3.52

Beregnede reduktioner i fosfortab for minivådområder med filtermatrice.

Vådområde størrelse (m

)

Drænopland (ha)

Reduceret tab via matrixudvaskning

Høj risikoklasse (kg P/år)

Mellemhøj risikoklasse (kg P/år)

Reduceret tab via makroporetransport

Høj risikoklasse (kg P/år)

Mellemhøj risikoklasse (kg P/år)

2,50

0,25

5,00

0,50

5,00

0,50

10,00

1,00

12,50

1,25

25,00

2,50

1,25

0,25

2,50

0,50

2,50

0,50

5,00

1,00

6,25

1,25

12,50

2,50

500

Min.

Max.

1.000

Min.

Max.

2.500

125

Min.

Max.

Reduktionsomkostningerne for minivådområder kan nu beregnes ved sam-

menholdelse af de beregnede effekter med de estimerede omkostninger. I ta-

bel 3.53 er reduktionsomkostningerne for minivådområder med pumpe angi-

vet, og i tabel 3.54 er reduktionsomkostningerne for minivådområder uden

pumpe angivet. Reduktionsomkostningerne er opgjort i både budget- og vel-

færdsøkonomiske termer; omregningen er foretaget ved at forhøje de budget-

økonomiske omkostninger med nettoafgiftsfaktoren (1,28). Som det fremgår

af tabellerne, er der betydelig variation i de estimerede reduktionsomkostnin-

ger afhængig af risikoklasse, hvilken tabsvej der er tale om, om der anvendes

minimum eller maksimum effektestimat, og af vådområdets størrelse.

Resultaterne viser, at de budgetøkonomiske reduktionsomkostninger for

store minivådområde anlæg uden pumpe placeret i højrisikoområder er ca.

5.000 - 19.500 kr. pr. kg P afhængig af, om der er tale om reduceret matrixud-

vaskning eller makroporetab, samt om der anvendes maksimum eller mini-

mum estimatet for tabsreduktion. I den anden ende af spekteret ses redukti-

onsomkostningerne for små minivådområder med pumpe anlagt i mellem-

risikoområder at være i intervallet ca. 76.000 - 153.000 kr. pr. kg P. Der er så-

ledes en betydelig gevinst forbundet med at kunne udpege de rigtige områder

(høj risikoområder) og etablere store anlæg.

Reduktionsomkostningerne i tabel 3.53 og tabel 3.54 er beregnet med ud-

gangspunkt i de anlægsrelaterede poster, som der ydes tilskud til i forbindelse

med etablering af minivådområder med filtermatrice, herunder konsulentud-

gifter til byggerådgivning, arkæologiske forundersøgelser, samt andre udgif-

ter til bl.a. myndighedstilladelser- og gebyrer. Disse udgiftsposter er ikke in-

kluderet for en række andre virkemidler, og i forhold til sammenligning af

reduktionsomkostninger på tværs af virkemidler kan det derfor være relevant

at kende reduktionsomkostningerne excl. disse udgiftsposter. I forlængelse

heraf er det dog væsentligt at holde sig for øje, at sammenligning af redukti-

onsomkostninger excl. disse poster ikke nødvendigvis giver et mere retvi-

sende billede af den relative fordelagtighed, idet der på tværs af virkemidler

kan være væsentlige forskelle i forhold til 1) den relative størrelse af de for-

skellige poster, og 2) hvilke poster der er relevante.

114

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Tabel 3.53.

Reduktionsomkostninger for minivådområder med filtermatrice, med pumpe.

Vådområde størrelse (m2)

Effektestimat

Opland

Oplandsareal (ha)

Årlige omkostninger

Budgetøkonomisk (kr./år)

Velfærdsøkonomisk (kr./år)

Høj risikoklasse

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

Mellemhøj risikoklasse

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

Høj risikoklasse

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

Mellemhøj risikoklasse

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

195.808

97.904

151.927

75.964

125.599

62.799

39.162

19.581

9.790

30.385

15.193

7.596

25.120

12.560

6.280

152.975

76.487

118.693

59.347

98.124

49.062

30.595

15.297

7.649

23.739

11.869

5.935

19.625

9.812

4.906

38.244

48.952

38.244

48.952

59.347

75.964

59.347

75.964

122.655

156.999

122.655

156.999

125

500

Min.

Max.

1.000

Min.

Max.

2.500

Min.

Max.

Budgetøkonomiske reduktionsomkostninger

Velfærdsøkonomiske reduktionsomkostninger

Tabel 3.54.

Reduktionsomkostninger for minivådområder med filtermatrice, uden pumpe.

Vådområde størrelse (m2)

Effektestimat

Opland

Oplandsareal (ha)

Årlige omkostninger

Budgetøkonomisk (kr./år)

Velfærdsøkonomisk (kr./år)

Budgetøkonomiske reduktionsomkostninger

Høj risikoklasse

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

Mellemhøj risikoklasse

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

Velfærdsøkonomiske reduktionsomkostninger

Høj risikoklasse

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

Mellemhøj risikoklasse

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

161.336

80.668

130.453

65.227

111.923

55.962

32.267

16.134

8.067

26.091

13.045

6.523

22.385

11.192

5.596

126.044

63.022

101.916

50.958

87.440

43.720

25.209

12.604

6.302

20.383

10.192

5.096

17.488

8.744

4.372

31.511

40.334

31.511

40.334

50.958

65.227

50.958

65.227

109.300

139.904

109.300

139.904

125

500

Min.

Max.

1.000

Min.

Max.

2.500

Min.

Max.

115

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Beregning af reduktionsomkostninger med udgangspunkt i omkostningsesti-

mater excl. udgifter til byggerådgivning, arkæologiske forundersøgelser, og

myndighedstilladelser- og gebyrer viser at reduktionsomkostningerne for fil-

termatrice minivådområder med pumpe falder med hhv. 3, 6 og 10 % af-

hængig af vådområdets størrelse. Faldet er størst for de små minivådområder

og mindst for de store. For filtermatrice minivådområder uden pumpe falder

reduktionsomkostningerne med hhv. 3, 7 og 12 %; igen er faldet størst for de

små og mindst for de store.

Referencer

Arias, C.A. and Brix, H. 2005. Phosphorus removal in constructed wetland:

can suitable alternative media be identified. Water Science and Technology,

51(9), 267-273.

Ballantine, D.J. and Tanner, C.C. 2010. Substrate and filter materials to en-

hance phosphorus removal in constructed wetlands treating diffuse farm run-

off: a review, New Zealand Journal of Agricultural Research, 53:1, 71-95, DOI:

10.1080/00288231003685843.

BEK nr. 184 af 26/02/2019 (Gældende). Bekendtgørelse om tilskud til projek-

ter om etablering af konstruerede minivådområder.

https://www.retsinfor-

mation.dk

Bruun, J., C.C. Hoffmann and C. Kjaergaard. 2017a. Convective transport of

dissolved gases determines the fate of the greenhouse gases produced in re-

active drainage filters. Ecol. Eng. 98: 1-10.

Bruun, J., C.C. Hoffmann og C. Kjaergaard. 2017b. Matricevådområder – Mil-

jøvirkemiddel eller klimaproblem. Vand og Jord nr. 3.

Carstensen, M.V. Larsen, S.E., Kjærgaard, C., & Hoffmann, C.C. 2019. Reduc-

ing adverse side effects by seasonally lowering nitrate removal in subsurface

flow constructed wetlands. Journal of Environmental Management, 240, 190-

197.

https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2019.03.081

Christianson, L., A. Bhandari, M. Helmers, K. Kult, T. Sutphin, and R. Wolf.

2012a. Performance evaluation of four field-scale agricultural drainage deni-

trification

bioreactors

Iowa.

Trans.

ASABE

55:2163–2174.

doi:10.13031/2013.42508.

Christianson, L.E., A. Bhandari, and M.J. Helmers. 2012b. A practice-oriented

review of woodchip bioreactors for subsurface agricultural drainage. Appl.

Eng. Agric. 28:861–874. doi:10.13031/2013.42479.

Christianson, L.E., Lepine, C. Sibrell, P.L., Penn, C., & Summerfelt, S.T. 2017.

Denitrifying woodchip bioreactor and phosphorus filter pairing to minimize

pollution swapping. Water Research 121, 129-139.

Egemose, S. 2018. Removal of particulate matter and phosphorus in sand fil-

ters treating stormwater and drainage runoff: a case study, Urban Water Jour-

nal, DOI: 10.1080/1573062X.2018.1479435.

116

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Egemose, S., Sønderup, M.J. Beinthin, M.V., Reitzel, K., Hoffmann, C.C. &

Flindt, M.R. 2011. Crushed concrete as a phosphate adsorbing material: A po-

tential new management tool. Journal of Environmental Quality. 41:647–653

(2012) doi:10.2134/jeq2011.0134.

Hua, G., Salo, M.W., Schmit, C.G. & Hay, C.H. 2016. Nitrate and phosphate

removal from agricultural subsurface drainage using laboratory woodchip bi-

oreactors and recycled steel byproductfilters. Water Research 102, 180-189.

Hoffmann, C.C. og Kjærgaard. 2017. Kvælstoffjernelse i matricevådområder.

Vand og Jord, nr.3, 93-96.

Hoffmann, C.C. og Kjærgaard. 2017. Optimeret kvælstoffjernelse i matrice-

vådområder. Vand og Jord, nr.3, 101-105.

Hoffmann, C.C. Larsen, S.E. and Kjaergaard, C. 2019. Nitrogen removal in

woodchip-based biofilter of variable design treating agricultural drainage dis-

charge.

Journal

Environmental

Quality,

48,

1881-1889.

doi:10.2134/jeq2018.12.0442.

Hoffmann, C.C. Audet, J. and Kjaergaard, C. 2020. Nutrient retention in a sub-

surface flow constructed wetland with a matrix of woodchips combined with

a pond for peak flow reduction (foreløbig titel). In prep.

Jacobsen, B.H., Ståhl, L. (2018): Indtjeningstab og vedligeholdelse af minivåd-

områder. IFRO Udredning, Nr. 2018/22, Københavns Universitet. Link:

https://static-curis.ku.dk/portal/files/210113832/IFRO_Udred-

ning_2018_22.pdf

IPCC. 2006. 2006 IPCC guidelines for national greenhouse gas inventories, Pre-

pared by the National Greenhouse Gas Inventories Programme. Japan. IGES.

Landbrugsstyrelsen 2019. Minivådområdeordningen 2019.

Landbrugsstyrelsen 2019. Minivådområdeordningen 2019 – Etablering af

åbne

minivådområder

med

filtermatrice.

https://lbst.dk/fileadmin/user_upload/NaturErhverv/Filer/Land-

brug/Natur_og_miljoe/Minivaadomraader/Minivaadomraade-vejled-

ning2019_version2.pdf

Landbrugsstyrelsens hjemmeside: Minivådområder 2019:

https://lbst.dk/til-

skudsguide/minivaadomraader-2019/

Schipper, L.A., W.D. Robertson, A.J. Gold, D.B. Jaynes, and S.C. Cameron.

2010. Denitrifying bioreactors: An approach for reducing nitrate loads to re-

ceiving waters. Ecol. Eng. 36:1532–1543. doi:10.1016/j.ecoleng.2010.04.008.

117

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Intelligente BufferZoner (IBZ)

Brian Kronvang

, Sofie G. W. van’t Veen

, Dominik Zak

, Beate Strandberg

(natur

og biodiversitet), Marianne Bruus

(natur og biodiversitet), Nicholas Hutchings

(klima), Louise Martinsen

(økonomi) og Berit Hasler

(økonomi)

Fagfællebedømmelse: Carl Christian Hoffmann

, Brian H. Jacobsen

(økonomi) og Mi-

chael Friis Pedersen

(økonomi)

Agroøkologi AU

Bioscience, AU

Fødevare- og Ressourceøkonomi, KU

Miljøvidenskab, AU

Funktion og anvendelse

Intelligente BufferZoner (IBZ) er et drænvirkemiddel, som anvendes i rand-

zonen langs med grøfter og vandløb, samt rundt om søer til afskæring af

drænvand og eventuelt overfladisk afstrømmende vand fra skrånende mar-

ker. En IBZ består af en dybere grøft og en lavvandet infiltrationszone (figur

3.12). Den intelligente bufferzone virker ved at drænvandet, samt eventuelt

overfladisk afstrømmende vand fra marken, skal passere gennem IBZ’ens

åbne vanddel, hvorved vandets opholdstid forlænges og partikelbundet fos-

for kan tilbageholdes ved sedimentation. Desuden kan opløst fosfat blive op-

taget i planter og træer i IBZ-anlægget, og der kan ske en adsorption af opløst

fosfat til frie bindingsflader i anlæggets sediment. En del af drænvandet vil

fra den åbne vanddel af IBZ’en kunne infiltrere gennem en anlagt infiltrati-

onszone, hvor vandet nedsiver og strømmer gennem jorden i randzonen bag

IBZ-anlægget mod vandløb. I infiltrationszonen kan der ske en frigivelse af

opløst fosfat fra jordens labile jernbundne fosforpulje. Som det ses i figuren,

skal en IBZ anlægges i en afstand på minimum 10 m til grøfter, vandløb og

søer. Denne udyrkede zone er anlagt for at sikre at vand, der infiltrerer i an-

lægget, skal passere i jorden gennem randzonen, inden det når til vandløbet.

Dette vil optimere kvælstoffjernelsen. Desuden vil den 10 m udyrkede zone

kunne bremse og muligvis infiltrere vand, der eventuelt bryder gennem an-

lægget via præferentielle strømningsveje eller egentlige huller.

Inden IBZ’en anlægges, skal der gennemføres en feltkontrol af de lokale dræ-

ningsforhold, hældningsforhold, samt målinger af drænvandets koncentra-

tion af total-fosfor, hvis anlæggets evne til at tilbageholde fosfor skal optime-

res. Et IBZ-anlæg kan typisk etableres ved at afskære flere smådræn eller et

større drænsystem, men samler oftest drænvand fra op til 25 ha drænopland.

Desuden kan et IBZ-anlæg anlægges med henblik på at stoppe overfladisk

afstrømning enten alene eller sammen med rensning af drænvand.

I IBZ’en sker der for det første en omsætning og tilbageholdelse (retention) af

sediment og næringsstoffer i selve den vanddækkede del, hvilket i det føl-

gende vil blive kaldt det åbne bassin. For det andet kan der ske en filtrering

af kolloidbundet fosfor ved infiltrationen af vand gennem infiltrationszonen

og en adsorption af opløst uorganisk fosfat til frie bindingsflader i sedimentet

i IBZ’en.

118

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Figur 3.12.

Konceptet bag installation af en Intelligent BufferZone (IBZ) i randzonen langs i dette tilfælde et vandløb (fra van’t Veen

et al., 2019). IBZ’en består af en dybere grøft i den første del af anlægget mod marken, hvor dræn(ene) fra marken er afskåret.

IBZ’en har i bagenden af anlægget mod vandløbet et lavvandet plateau med plantede træer (infiltrationszonen). I infiltrationszonen

kan drænvandet fra IBZ’en infiltrere jorden og derfra strømme gennem 10 m randzonen bagved IBZ’en til vandløb/sø.

Effekt på fosfortab

Den Intelligente BufferZone (IBZ) er et virkemiddel, hvis effekt mod fosfortab

først og fremmest bygger på, at IBZ’en opsamler fosfor tabt fra det bagvedlig-

gende opland via dræn. Fosfor udledes via dræn både som opløst fosfor og

som partikulært bundet fosfor, og det kan være kommet frem til drænet både

via afstrømning via makroporer til dræn og via matrixafstrømning. Hvis are-

alet, der leder vand til IBZ’en, har tilstrækkelig hældning, vil IBZ’en også

kunne opsamle fosfor, der ledes dertil via overfladeafstrømning og erosion.

Fosforgødskning vil ophøre på det areal, som udlægges til IBZ, men det for-

ventes ikke at have en effekt på fosfortabet. Arealer med forhøjet risiko for

fosfortab via matriceudvaskning og via makroporetransport er kortlagt lands-

dækkende (Andersen og Heckrath, under forberedelse).

Effekten mod fosfortab i IBZ-anlægget opnås, når drænvandet (og det over-

fladisk afstrømmende vand hvis anlægget er designet til også at modtage så-

danne bidrag), der ellers ledes direkte ud til overfladevand afskæres fra dræn-

systemet og ledes ind i IBZ-anlægget gennem et eller flere drænrør. I IBZ-

anlægget vil der ved drænvandets forlængede opholdstid i vådområdedelen

119

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

af anlægget ske en sedimentation af partikelbundet fosfor. I den åbne del af

IBZ’en er der både vandplanter i grøften og græsser og træer oven på infiltra-

tionszonen, som optager opløst uorganisk fosfor i plantebiomassen. En del af

dette fosfor frigives igen ved planternes henfald i efterår og vinter, men det

vil også være muligt at fjerne fosfor fra anlægget ved høst af biomasse (se

virkemiddelbeskrivelsen Fjernelse af biomasse i randzoner og engarealer).

Endelig kan der ske en filtrering af kolloidbundet fosfor ved infiltrationen af

vand gennem infiltrationszonen og en sorption af opløst fosfat til frie bin-

dingsflader i sedimentet i IBZ’en.

Danske undersøgelser af fosfortilbageholdelse i IBZ-anlæg er foretaget i fire

anlæg, hvoraf to var eksperimentelle anlæg hver bestående af to mindre en-

heder og to fuldskalaanlæg (Kronvang et al., 2017; Zak et al., 2018; v’ant Veen

et al., 2019). Desuden er der gennemført et review af IBZ-anlæg i tre lande

(Sverige, Skotland og Danmark) i forhold til deres økosystem-tjenesteydelser

(Zak et al., 2019).

Målingerne af IBZ’ernes effekt er gennemført igennem et år i de to fuldskala-

anlæg, samt i henholdsvis et og to år i de 2 eksperimentelle anlæg. I det ene

eksperimentelle anlæg ved Fillerup er målingerne gennemført efter hhv. et og

fire års drift af anlægget. Der er ikke gennemført direkte målinger af IBZ-an-

læggenes betydning for tilbageholdelse af fosfor fra overfladisk afstrømning

på de tilstødende marker. Det forventes dog, at en IBZ vil være meget effektiv

for tilbageholdelse af fosfor transporteret med overfladisk afstrømning, da

målinger viser, at partikelbundet fosfor udgør langt den største andel af total-

fosforkoncentrationen i overfladisk afstrømmende vand fra marker (Kron-

vang et al., 2020). I et anlæg ved Spjald blev der målt, hvor meget total-fosfor,

der strømmer fra den tilstødende mark til IBZ’en, og det kunne opgøres til

1.39 kg P/ha (Zak et al., 2019). Det meste af denne mængde vil formentligt

blive tilbageholdt i en IBZ, da det hovedsageligt var partikelbundet fosfor.

Målingerne af fosforeffekten (dvs. effektiviteten angivet som procent tilbage-

holdt fosfor af det fosfor, som drænet fører ind i anlægget) i de etablerede

danske IBZ-anlæg viser, at der er en vis variation i total-fosfor-effekten fra år

til år. Det skyldes, at både de tilførte mængder og den form, fosfor findes på i

drænvandet, har stor betydning for IBZ-anlæggets effekt. Da både mængden

af fosfor, der strømmer til, og den form, fosfor findes på, kan variere ganske

betydeligt både fra sted til sted og fra år til år, vil effekter af et IBZ-anlæg

variere betydeligt. Den målte årlige tilbageholdelsesrate af fosfor (g P/m

an-

læg) varierer derfor også en del – aktuelt med en faktor 2 - i de anlæg, hvor

der findes mere end et års målinger.

Den årlige effektivitet er tidligere anslået til minimum 30-50% på baggrund af

målingerne i et år i de to eksperimentelle anlæg (Kronvang et al., 2018). På

baggrund af erfaringerne fra de 2 eksperimentelle anlæg blev de to fuldskala-

anlæg anlagt ud fra en optimal dimensionering mellem drænoplandet stør-

relse og længde af IBZ’en og en ændring af afløbets placering i IBZ’en. De

nyeste målinger i det ene eksperimentelle anlæg og de to fuldskala-anlæg har

vist en højere effektivitet end i det første års målinger fra de to eksperimen-

telle anlæg (tabel 3.55). Det vurderes således nu, at den årlige minimums-fos-

foreffekt af en IBZ, der er rigtigt placeret og konstrueret, vil være på 30-70%.

Flere målinger af fosfortilbageholdelsen i IBZ’er er nødvendige for at kunne

vurdere effektiviteten mere præcist.

120

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Tabel 3.55.

Oversigt over de danske resultater med anlæggelse af Intelligente BufferZoner (IBZ’er).

IBZ anlæg

Fillerup IBZ1, eksperimentelt anlæg

Fillerup IBZ2, eksperimentelt anlæg

Fillerup IBZ1, eksperimentelt anlæg

Fillerup IBZ2, eksperimentelt anlæg

Sillerup, fuldskalaanlæg

Lillerup, fuldskalaanlæg

Spjald IBZ1, eksperimentelt anlæg

Spjald IBZ2, eksperimentelt anlæg

Måleperiode

juli 15-juni 16

juli 17-juni 18

okt 17-sep 18

jan 18-jan 19

sep 15 – jun 16

Total P-retention Total P effektivitet Hydraulisk opholdstid

(g P/m

/måned)

0,17

0,15

0,32

0,37

0,09

-0,03

0,55

0,49

(%)

-74

(dage)

3,8

4,5

1,7

3,3

4,5

9,2

6,9

6,4

Udenlandske erfaringer

Der findes endnu ingen udenlandske resultater med målinger af massebalan-

cer for vand- og næringsstoffer gennem et helt år. I Sverige er der målt på

effekten af IBZ’er over nogle få dage med tilsætning af opløst fosfat til dræn-

vandet. Her blev der i løbet af en forsøgsperiode på 9 dage fundet en fosfor-

effektivitet på 60-70% og 80-90% for henholdsvis en leret og sandet IBZ (Feur-

bach & Strand, 2015). De svenske resultater stammer dog fra et forsøg med

urealistisk høje koncentrationer af opløst fosfat i indløbsvandet (> 1 mg P/l),

som meget sjældent kan findes i drænvand. Det vides desuden, at der i efter-

året 2018 er startet et nyt IBZ-demonstrationsanlæg i Slesvig-Holstein i nær-

heden af Kiel, hvor der måles på vand- og næringsstofbalancer.

Effekt i tid og rum

Målingerne af fosforeffektiviteten i de etablerede danske IBZ-anlæg viser, at

der er meget stor variation gennem året. Det er især mængde og sammensæt-

ningen af fosfor i indløbsvandet, som har betydning for fosforeffekten i våd-

områdedelen af IBZ-anlægget, hvor fosfortilbageholdelsen sker. I et af de an-

læg, hvorfra der findes målinger (IBZ Lillerup), er der målt en netto-eksport

af fosfor fra IBZ-anlægget. Målingerne fra dette anlæg viser, at det modtager

ekstremt lave fosforbelastninger med drænvandet - både pga. et meget tørt år

(2018) og en meget lille tilførsel af partikelbundet fosfor fra et mindre dræn-

opland (ca. 5 ha). Det er derfor vigtigt at sikre, at IBZ’en anlægges i et område,

der modtager tilstrækkeligt fosfor på partikelbundet form for at opnå en ef-

fektiv fjernelse af fosfor.

Fosfor-effektiviten i IBZ-anlæggets vådområde er typisk størst i perioder med

lille tilførsel og stort biologisk optag (60-90%) og mindst i vinterhalvåret (10-

30%). I infiltrationsdelen af IBZ’en er fosforeffekten mere variabel mellem de

enkelte IBZ-anlæg og kan i nogle tilfælde være negativ som i Lillerup IBZ i

det meste af året. Der har også i nogle anlæg været en direkte proportional

tilbageholdelse af fosfor med størrelsen af vandets infiltrationsrate i IBZ-an-

lægget.

Overlap i forhold til andre virkemidler.

IBZ-anlæg kan anskues som et supplement til mini-vådområder, da de typisk

kan etableres på mindre drænsystemer (<25 ha), og hvor der er en rimeligt

stor terrænhældning på marken (>4

) i den nedre del mod vandløb og sø. I

forhold til de normalt anvendte randzoner som virkemiddel mod fosfortab er

der ikke overlap. Denne type randzone kan nemlig ikke tilbageholde fosfor

fra drænvand, fordi eventuelle dræn vil lede fosfor under randzonen og di-

rekte ud i vandløbet eller søen. Mht. fosfortab via overfladisk afstrømning så

vil både randzoner og IBZ kunne sættes ind i det samme område. IBZ-anlæg

121

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

vil ofte være et mere effektivt virkemiddel mod fosfortab via overfladisk af-

strømning end selv brede randzoner, og det vil samtidig være lettere at bort-

grave og genanvende fosfor på et senere tidspunkt fra et IBZ-anlæg end fra

en randzone. De mættede randzoner forventes at skulle anlægges de samme

steder som IBZ-anlæg, og derfor er der overlap mellem disse virkemidler.

Især for fosfor må det dog antages, at IBZ-anlæg er et mere sikkert virkemid-

del end mættede randzoner.

Sikkerhed på data

De foreliggende forsøg med anlæggelse af IBZ’er dækker over i alt to forsøgs-

anlæg med to replikat-anlæg hvert sted, mens der kun er anlagt og testet to

fuldskala-anlæg. I de fleste tilfælde er der også kun gennemført målinger af

fosforeffekten igennem et år. Da der er en meget stor variation i de opgjorte

årlige fosforeffekter, må der stadigvæk siges at være en vis usikkerhed på det

angivne estimat af minimumseffekten. Derfor vil flere målinger i flere anlæg

kunne medvirke til at få et mere sikkert estimat af fosforeffekten især under

forskellige drænforhold og mængde og form af fosfor, der strømmer i dræn-

vand, samt under andre klimaforhold, jordbundsforhold, mv. Desuden er der

især behov for at teste anlæggets effekt overfor fosfortab med overfladisk af-

strømning og i den forbindelse også undersøge betydningen for anlæggets

levealder, når det både skal opsamle fosfor fra drænvand og overfladisk af-

strømning fra marken.

Tidshorisont for at skaffe data, hvis disse ikke findes

Der bør foretages en yderligere overvågning af effekterne af nye IBZ-anlæg,

som etableres, samt en opfølgende overvågning af de gamle anlæg for at opnå

solide erfaringer med IBZ-anlæg og deres effektivitet både som nyetablerede

og over tid.

Forudsætninger og potentiale

En intelligent bufferzone anvendes forventeligt bedst til mindre drænede op-

lande og ved foden af skrånende marker – gerne hvor flere mindre dræn kan

kobles til et IBZ-anlæg. For at opnå en god effekt er det afgørende at sikre, at

drænvandet har et normalt tab af total-fosfor. Desuden skal en betydelig del

heraf være i form af partikelbundet fosfor. Der skal formentlig ske en oprens-

ning af anlægget for akkumuleret sediment. Det forventes dog, at der i langt

de fleste tilfælde vil gå mange år, før dette er nødvendigt, og oprensningen

kan alene bestå af en opgravning af bunden, og materialet kan tilbageføres til

marken. Det kan måske blive nødvendigt med en hyppigere opgravning ud

for indløbsrøret af aflejret sand, hvis drænet har en stor materialetransport.

Hvis det ikke sker vil sandaflejringerne kunne stuve vandet bagud i drænet.

Det opgravede sand kan enten tilbageføres til marken eller lægges på bagdi-

get mod det tilstødende vandløb eller sø. Der vil med tiden kunne høstes næ-

ringsstoffer ved skovning af de plantede træer i IBZ’en.

Der er afsluttet en kortlægning af, hvor IBZ’er potentielt kan anlægges i Dan-

mark til rensning af drænvand (august 2019).

Der mangler stadig viden om IBZ’ernes funktion i forhold til f.eks. lattergas-

emission, biologisk optag af næringsstoffer, betydning for tilbageholdelse af

jord og fosfor fra overfladisk afstrømning, betydning for pesticidtilbagehol-

delse -og nedbrydning og betydning for biodiversitet.

122

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Udfordringer i forhold til kontrol og administration

Efter etablering af IBZ’en skal den synes i forhold til, om den følger de anviste

retningslinjer, herunder specielt at afløbsforholdene er som beskrevet. Desu-

den skal det stikprøvevis kontrolleres, om anlægget er i funktion, dvs. at

vandstanden i IBZ’en følger anvisningerne. Der kan kun i korte perioder være

tilladelse til at landmanden eventuelt tømmer anlægget for vedligeholdelse

og i forbindelse med markarbejdet. Derfor skal afløbsforhold kunne udsættes

for en stikprøvekontrol evt. også via anvendelse af luftfoto og satellitdata.

Sideeffekter

Kvælstof

Virkemidlet har i de fleste tilfælde også en god effekt for kvælstofomsætnin-

gen, som det er beskrevet i Van’t Veen et al. (2019). Det er anslået, at et IBZ-

anlæg, der er anlagt efter forskrifterne i manualen (reference), typisk vil

kunne omsætte minimum 20-40% af det kvælstof, som tilføres anlægget med

drænvandet.

Klima

Hvis IBZ-anlæg er tomme for vand om sommeren pga. manglende drænaf-

strømning, hvilket ofte er tilfældet, vil vandmagasinet i en IBZ kunne virke

som et forsinkelsesbassin i forbindelse med skybrud i oplandet.

IBZ-anlæg kan i princippet være lattergas- og metan-emissionskilder, men da

empiriske data er fraværende, antager man, at emissionen er begrænset. I til-

fælde hvor det bliver nødvendigt at opgrave aflejret sediment, vil der være et

tilhørende fossilenergiforbrug.

Natur og biodiversitet

Forventningen er, at der med virkemidlet kan opnås biodiversitetsmæssige

fordele, idet det tilfører heterogenitet til den ripariske zone, der kan være me-

get artsrig (fx Hille et al. 2018, 2019, Zak et al. 2019), noget som ikke findes på

en mark i omdrift. Dog forventes plantediversiteten at være begrænset af til-

strømningen af næringsstoffer (Hille et al. 2018), men da bufferzonen erstatter

mark i omdrift, vil ophør af dyrkning føre til en flerårig flora, formentlig do-

mineret af græsser og næringskrævende stauder, idet jorden vil være næ-

ringsrig i mange år efter ophør af dyrkning (Walker et al. 2004, Ejrnæs & Ny-

gaard 2011, Fredshavn & Strandberg 2013). Fraværet af jordbearbejdning og

etablering af et permanent plantedække vil gavne jordfaunaen og skabe nye

levesteder for overfladeaktive insekter og leddyr (Briones & Schmidt 2017,

Holland & Reynolds 2003, Thorbek & Bilde 2004). Diversitet og abundans af

fugle, padder og insekter forventes at stige, og især padder vil nyde godt af

den vanddækkede del af anlægget, som vil være fri for fisk (Hartel et al. 2007).

Den varierede vegetation med flerårige arter inkl. træer vil generelt give flere

levesteder for insekter, fugle og pattedyr. Afhængigt af hvilke(n) træarter buf-

ferzonen beplantes med kan der være positive effekter for især insektlivet. Pil

vil fx kunne give pollen og nektar til bestøvende insekter i det tidlige forår,

hvor der generelt mangler føde i landbrugslandskabet.

Tabel 3.56.

Forventede effekter af virkemidlet ”IBZ” på natur og biodiversitet. Vurderingen af effekten af virkemidlet i forhold til

blomstersøgende insekter dvs. vilde bier, svirrefluer, sommerfugle m.fl. forudsætter at føderessourcen ikke er anvendes til hon-

ningproduktion.

Jordbundsfauna

2-3

Vilde planter

1-2

Vilde bier

1-2

Øvrige insekter

og leddyr

1-2

Fugle

Pattedyr

Samlet

vurdering

7-13

123

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Da et IBZ-anlæg vil opfange den jord, som føres med dræn og overfladisk

materiale fra de tilstødende marker, vil anlægget kunne beskytte vandløb for

modtagelse af en del sediment, der ellers vil kunne øge sedimenttransporten

og eventuelt ødelægge gydepladser mv. for laks og ørred. Betydningen af

dette vil variere meget både lokalt og i tid. Men der er i det ene eksperimen-

telle anlæg blevet fanget en meget stor mængde sand i anlægget. Desuden har

vi i et eksperimentelt anlæg ved Spjald målt hvor meget sediment, der strøm-

mer fra den tilstødende mark til IBZ’en, og der var her tale om en relativt stor

mængde af sediment (56 kg ha

-1

) (Zak et al., 2019). Heraf ville det meste for-

mentligt være tilbageholdt i IBZ’en.

Skadegørere og pesticider

Et IBZ-anlæg vil også kunne tilbageholde pesticider fra marken, der ellers

ville være tilført vandløb med drænvand og overfladisk afstrømning som se-

dimentbundne stoffer. Forventeligt vil det meste af dette blive tilbageholdt i

et IBZ-anlæg.

Økonomi

Omkostningerne forbundet med etablering af Intelligente BufferZoner (IBZ)

består af anlægsomkostninger, vedligeholdelsesomkostninger, samt ind-

komsttab forbundet med udtagning af landbrugsjord. Der antages ikke at

være behov for løbende pleje af IBZ-anlæg.

I det følgende regnes der på 2 forskellige størrelser IBZ-anlæg; ét med en

længde på 37,5 m og et med en længde på 75 m. Formålet med at gennemføre

beregninger for to anlægsstørrelser er at belyse potentielle størrelsesøkono-

miske effekter. For begge anlægsstørrelser antages bredden af anlægget at

være 20 m.

Udtagningen af landbrugsjord giver anledning til et produktionstab, og dette

tab repræsenterer en omkostning. Værdien af tabet estimeres med udgangs-

punkt i det gennemsnitlige dækningsbidrag for landbrugsproduktion, som jf.

Bilag 1 er opgjort til 1.883 kr./ha. Omkostningerne forbundet med udtagning

af landbrugsjord for de 2 størrelser IBZ-anlæg fremgår af tabel 3.57, hvor stør-

relsen af det udtagne landbrugsareal for hvert af anlæggene også fremgår.

Omkostningerne er beregnet både i budgetøkonomiske og velfærdsøkonomi-

ske priser, hvor de velfærdsøkonomiske omkostninger er beregnet ved at for-

høje de budgetøkonomiske omkostninger med nettoafgiftsfaktoren (se evt. Bi-

lag 1 for en beskrivelse af beregningstilgang).

Tabel 3.57.

Omkostning forbundet med udtagning af landbrugsjord ved etablering af IBZ

med længder på hhv. 37,5 og 75 m

Længde af IBZ (m)

Bredde af IBZ (m)

Størrelse af udtaget areal (ha)

Budgetøkonomiske omkostninger

Indtjeningstab (kr./ha/år):

Indtjeningstab (kr./år/IBZ)

Velfærdsøkonomiske omkostninger

Indtjeningstab (kr./ha/år):

Indtjeningstab (kr./år/IBZ)

2.411

181

2.411

362

1.883

141

1.883

282

37,5

0,075

0,15

124

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Anlægsomkostningerne for anlæg af IBZ-anlæg er opgjort af van’t Veen et al.

(2019), og det er omkostningerne herfra, der i det følgende lægges til grund for

beregningen af reduktionsomkostningerne for de to størrelser IBZ-anlæg. An-

lægsomkostningerne fremgår af tabel 3.58, hvor både de samlede anlægsom-

kostninger og de årlige omkostninger er opgjort. Omregningen til årlige om-

kostninger er baseret på en diskonteringsrente på 4% og med udgangspunkt i

en tidshorisont på 20 år. Omkostningerne er præsenteret både i budget- og vel-

færdsøkonomiske termer. Som det fremgår af tabellen, antages omkostningerne

for etablering af 7,5 m IBZ-anlæg at være 50% højere for det lille anlæg end for

det store anlæg; dette skyldes primært, at der er en del størrelsesuafhængige

startomkostninger forbundet med anlægsarbejdet, eksempelvis flytning af ma-

skiner. Hvis anlægsstørrelsen øges yderligere end de 75 m, f.eks. til 150 m, kan

der derfor ikke nødvendigvis forventes samme relative reduktion i omkostnin-

gerne, som der ses når længden øges fra 37,5 m til 75 m.

Tabel 3.58.

Årlige anlægsomkostninger for etablering af IBZ med længder på hhv. 37,5 og

75 m.

Længde (m)

Pris pr. 7,5 m (kr.)

Budgetøkonomiske omkostninger

Samlet pris (kr.)

kr./år (4%;20 år)

Velfærdsøkonomiske omkostninger

Samlet pris (kr.)

kr./år (4%;20 år)

96.000

7.064

128.000

9.418

75.000

5.519

100.000

7.358

37,5

15.000

10.000

Tilførsel af sediment via dræn og/eller overfladisk afstrømning betyder, at

der kan være behov for vedligehold i form af opgravning af sediment fra IBZ-

anlægget. Hvor ofte det vil være nødvendigt med opgravning af sediment af-

hænger af sandtransporten i dræn og sandtilførslen via overfladisk afstrøm-

ning. For at afspejle den betydelige variation, der forventes at være afhængig

af de mere lokalitetsspecifikke forhold, regnes der på to scenarier i forhold til

hyppigheden af behovet for bortgravning af sediment. I det første scenarie

antages IBZ-anlægget at være anlagt i et område, hvor sandtilførslen via dræn

og overfladisk afstrømning er lav, og der er derfor kun behov for bortgrav-

ning af sediment hvert 15. år. Det vil sige, at der i dette scenarie er behov for

bortgravning af sediment én gang, når der anlægges en 20-årig tidshorisont. I

det andet scenarie antages anlægget anlagt i et område, hvor der er en høj

tilførsel af sand fra dræn og/eller overfladisk afstrømning, og her er der der-

for behov for bortgravning af sediment hvert 5. år. Det vil sige, at der i dette

scenarie er behov for bortgravning af sediment 3 gange, når der anlægges en

20-årig tidshorisont, hhv. i år 5, år 10 og år 15.

Idet IBZ-anlæggene dybest set svarer til langstrakte grøfter, antages det, at

bortgravning af sediment er en relativt ukompliceret opgave, der kan klares

med en rendegraver eller en traktor monteret med passende udstyr. I den vi-

dere beregning antages det, at bortgravningen foretages med en rendegraver,

og at prisen for en rendegraver (incl. fører) er omkring 600 kr. per time. Tids-

forbruget per anlæg anslås at være ca. 6 timer for det lille anlæg og 9 timer for

det store. At tidsforbruget ikke er direkte proportionalt med anlægsstørrelsen

125

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

skyldes, at tidsforbruget til transport er uafhængigt af anlægsstørrelse. Udgif-

ten per opgravning bliver dermed ca. 3.600 kr. for det lille anlæg og ca. 5.400

kr. for det store anlæg. De samlede omkostninger til bortgravning af sediment

er beregnet ved først at fremskrive omkostningerne for de enkelte bortgrav-

ninger med en inflation på 2 % for at beregne størrelsen af udgiften på bort-

gravningstidspunkterne. Nutidsværdien af omkostningerne beregnes heref-

ter ved at tilbagediskontere de prisjusterede beløb over de relevante tidshori-

sonter med en diskonteringsrente på 4 %. De samlede bortgravningsomkost-

ninger beregnes som summen af nutidsværdierne for de 1-3 opfyldninger (af-

hængig af scenarie). De årlige omkostninger til bortgravning af sediment be-

regnes afslutningsvist ved at fordele de samlede omkostninger ud over tids-

horisonten på 20 år med en diskonteringsrente på 4 %. De beregnede årlige

omkostninger forbundet med bortgravning af sediment fremgår af tabel 3.59.

Tabel 3.59.

Årlige vedligeholdelsesomkostninger for IBZ-anlæg.

IBZ længde (m)

Sedimenttilførsel

Antal bortgravninger:

Pris per bortgravning (kr.)

Bortgravningsomkostninger i alt (kr.)

Årlige omkostninger (kr./år)

37,5

Høj

3.600

8.922

656

37,5

Lav

3.600

2.690

198

Høj

5.400

13.383

985

Lav

5.400

4.035

297

Fosfortabseffekten af IBZ-anlæggene beregnes med udgangspunkt i de esti-

merede fosfortab i tabel 1.1 i det indledende konceptkapitel, og de procentvise

reduktioner for virkemidlet angivet i tabel 1.2 i samme kapitel. IBZ kan have

en reducerende effekt på fosfortab via erosion, matrixudvaskning og makro-

poretransport, og effekten er afhængig af områdets risikoklasse.

Fosfortabet via jorderosion er negligibelt i lavrisikoområder, hvorimod det er

sat til 0,1 kg P/ha/år og 2 kg P/ha/år for områder med hhv. mellem og høj

risiko for fosfortab via jorderosion. For begge risikoklasser vurderes etable-

ring af IBZ-anlæg at kunne reducere fosfortabet via erosion med 100%. For

højrisikoområder i fht. matrixudvaskning er fosfortabet sat til 0,5 kg P/ha/år,

og for mellemrisikoområder er tabet sat til 0,1 kg P/ha. For begge risikoklas-

ser vurderes etablering af IBZ-anlæg at kunne reducere fosfortabet via ma-

trixudvaskning med 30-70 %. Fosfortabet via matrixudvaskning er sat til nul

for lavrisikoområder. Fosfortabet via makroporetransport er sat til 1 kg

P/ha/år i områder med høj risiko for tab via makroporetransport, hvorimod

det er sat til 0,1 kg P/ha/år i mellemrisikoområder. For begge risikoklasser

vurderes etablering af IBZ-anlæg at kunne reducere fosfortabet via makropo-

retransport med 30-70 %. Fosfortabet via makroporetransport er sat til nul for

lavrisikoområder. På baggrund af disse oplysninger om fosfortab og redukti-

onspotentialer for forskellige tabsveje og risikoklasser kan reduktionerne i

fosfortab som vist i tabel 3.60.

Reduktionerne i tabel 3.60 er opgjort i forhold til størrelsen af drænoplandet,

som afhænger af længden af IBZ anlægget. Mere specifikt så antages der at

være 1 ha drænopland per 7,5 m IBZ, hvilket svarer til at der er 0,13 ha dræn-

opland/m IBZ. For det lille anlæg med en længde på 37,5 m kan størrelsen af

drænoplandet dermed beregnes til 5 ha, og for det store anlæg med en længde

på 75 m kan størrelsen af drænoplandet beregnet til 10 ha.

126

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Tabel 3.60.

Reduktioner i fosfortab for høj og mellemhøj risikoklasse.

Høj risikoklasse

Reduceret erosion (kg P/ha/år)

0,1

Reduceret matrixudvaskning (kg P/ha/år)

Min.

0,15

Max.

0,35

Mellemhøj risikoklasse

Reduceret matrixudvaskning (kg P/ha/år)

Min.

0,03

Max.

0,07

Reduceret makroporetab (kg P/ha/år)

Min.

0,03

Max.

0,07

Reduceret makroporetab (kg P/ha/år)

Min.

0,3

Max.

0,7

Med udgangspunkt i de beregnede tabsreduktioner (tabel 3.60) og drænop-

landenes størrelse kan den samlede fosforreduktion afhængig af risikoom-

råde og risikoklasse beregnes for de to anlæg. De beregnede reduktioner frem-

går af tabel 3.61.

Tabel 3.61.

Beregnede reduktioner i fosfortab for IBZ med længder på hhv. 37,5 og 75 m.

IBZ længde (m)

Drænopland (ha)

Erosion - effekt

Højrisikoklasse (kg P/år)

Mellemhøjrisikoklasse (kg P/år)

Matrixudvaskning - effekt

Højrisikoklasse (kg P/år)

Mellemhøjrisikoklasse (kg P/år)

Makroporetab - effekt

Højrisikoklasse (kg P/år)

Mellemhøjrisikoklasse (kg P/år)

1,5

0,15

3,5

0,35

3,00

0,30

7,00

0,70

0,75

0,15

1,75

0,35

1,50

0,30

3,50

0,70

0,5

Min.

37,5

Max.

Min.

Max.

Reduktionsomkostningerne for IBZ-anlæggene kan nu beregnes ved at sam-

menholde de beregnede omkostninger med de beregnede effekter. I tabel 3.62

og 3.63 ses de beregnede reduktionsomkostninger for en IBZ med en længde på

75 m med hhv. lav og høj sandtilførsel, og i tabel 3.64 og 3.65 ses de tilsvarende

reduktionsomkostningerne for en IBZ med en længde på 37,5 m. De i tabellerne

angivne omkostninger er beregnet som summen af anlægsomkostninger, ved-

ligeholdelsesomkostninger, og omkostninger forbundet med udtagning af

landbrugsjord. Det bemærkes her, at eventuelle udgifter relateret til f.eks. kon-

sulentbistand, forundersøgelser og tilladelser

ikke

er inkluderet i opgørelsen af

omkostninger. Dette skyldes, at der ikke findes viden/data vedrørende rele-

vans og størrelsesorden for disse poster. Det ses af tabellerne, at der er lavere

reduktionsomkostninger for det store anlæg end det lille, og derudover ses der

for alle 3 tabsveje at være en signifikant forskel i reduktionsomkostningerne af-

hængigt af, om IBZ-anlægget etableres i høj eller mellemhøj risikoområder.

127

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Tabel 3.62.

Reduktionsomkostninger for IBZ-anlæg med længde på 75 m (lav sandtilførsel).Reduktionsomkostninger for IBZ-

anlæg med længde på 75 m (lav sandtilførsel).

Høj

risikoklasse

Min.

Omkostninger

Budgetøkonomisk (kr./år)

Velfærdsøkonomisk (kr./år)

Opland

Oplandsareal (ha/IBZ)

Effekter

Erosion (kg P/år)

Matrixudvaskning (kg P/år)

Makroporetab (kg P/år)

Budgetøkonomiske reduktionsomkostninger

Erosion (kr./kg P)

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

Velfærdsøkonomiske reduktionsomkostninger

Erosion (kr./kg P)

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

508

6.773

3.387

508

2.903

1.451

10.160

33.867

10.160

14.514

397

5.292

2.646

397

2.268

1.134

7.938

26.459

7.938

11.339

1,5

3,5

0,3

0,7

7.938

10.160

7.938

10.160

7.938

10.160

7.938

10.160

Høj

risikoklasse

Max.

Mellemhøj

risikoklasse

Min.

Mellemhøj

risikoklasse

Max

Tabel 3.63.

Reduktionsomkostninger for IBZ-anlæg med længde på 75 m (høj sandtilførsel).

Høj

risikoklasse

Min.

Omkostninger

Budgetøkonomisk (kr./år)

Velfærdsøkonomisk (kr./år)

Opland

Oplandsareal (ha/IBZ)

Effekter

Erosion (kg P/år)

Matrixudvaskning (kg P/år)

Makroporetab (kg P/år)

Budgetøkonomiske reduktionsomkostninger

Erosion (kr./kg P)

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

Velfærdsøkonomiske reduktionsomkostninger

Erosion (kr./kg P)

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

552

7.360

3.680

552

3.154

1.577

11.040

36.802

11.040

15.772

431

5.750

2.875

431

2.464

1.232

8.625

28.751

8.625

12.322

1,5

3,5

0,3

0,7

8.625

11.040

8.625

11.040

8.625

11.040

8.625

11.040

Høj

risikoklasse

Max.

Mellemhøj

risikoklasse

Min.

Mellemhøj

risikoklasse

Max

128

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

Tabel 3.64.

Reduktionsomkostninger for IBZ-anlæg med længde på 37,5 m (lav sandtilførsel).

Høj

risikoklasse

Min.

Omkostninger

Budgetøkonomisk (kr./år)

Velfærdsøkonomisk (kr./år)

Opland

Oplandsareal (ha/IBZ)

Effekter

Erosion (kg P/år)

Matrixudvaskning (kg P/år)

Makroporetab (kg P/år)

Budgetøkonomiske reduktionsomkostninger

Erosion (kr./kg P)

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

Velfærdsøkonomiske reduktionsomkostninger

Erosion (kr./kg P)

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

750

9.997

4.999

750

4.285

2.142

14.996

49.987

14.996

21.423

586

7.810

3.905

586

3.347

1.674

11.716

39.052

11.716

16.737

0,75

1,5

1,75

3,5

0,5

0,15

0,5

0,35

5.858

7.498

5.858

7.498

5.858

7.498

5.858

7.498

Høj

risikoklasse

Max.

Mellemhøj

risikoklasse

Min.

Mellemhøj

risikoklasse

Max

Tabel 3.65.

Reduktionsomkostninger for IBZ-anlæg med længde på 37,5 m (høj sandtilførsel).

Høj

risikoklasse

Min.

Omkostninger

Budgetøkonomisk (kr./år)

Velfærdsøkonomisk (kr./år)

Opland

Oplandsareal (ha/IBZ)

Effekter

Erosion (kg P/år)

Matrixudvaskning (kg P/år)

Makroporetab (kg P/år)

Budgetøkonomiske reduktionsomkostninger

Erosion (kr./kg P)

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

Velfærdsøkonomiske reduktionsomkostninger

Erosion (kr./kg P)

Matrixudvaskning (kr./kg P)

Makroporetab (kr./kg P)

808

10.780

5.390

808

4.620

2.310

16.170

53.899

16.170

23.100

632

8.422

4.211

632

3.609

1.805

12.633

42.109

12.633

18.047

0,75

1,5

1,75

3,5

0,5

0,15

0,5

0,35

6.316

8.085

6.316

8.085

6.316

8.085

6.316

8.085

Høj

risikoklasse

Max.

Mellemhøj

risikoklasse

Min.

Mellemhøj

risikoklasse

Max

Afslutningsvist bemærkes det, at der i beregningen af omkostningerne for-

bundet med udtagning af landbrugsjord ikke er taget højde for, at der for en

stor andel af vandløbs vedkommende allerede i udgangssituationen vil være

129

MOF, Alm.del - 2019-20 - Bilag 586: Aarhus Universitets rapport af 22. juni 2020 om Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet, fra miljøministeren

udlagt en 2 m bred dyrkningsfri bræmme. I disse tilfælde vil de her estime-

rede udtagningsomkostninger overestimere de reelle omkostninger, idet der

her regnet med, at der mistes landbrugsproduktion på alle 20 m, hvorimod

der i praksis ofte kun vil være tale om 18 m. Effekten i forhold til størrelsen af

de estimerede reduktionsomkostninger er dog så lille, at det i praksis ikke har

nogen betydning om der regnes med udtagning af enten 18m eller 20 m. I

tilfælde, hvor der kun er tale om udtagning af 18 m fremfor 20 m vil redukti-

onsomkostningerne således falde med under 0,5 % i forhold til reduktions-

omkostningerne præsenteret i tabel 3.62 til tabel 3.65. Den lille betydning skyl-

des, at omkostningerne forbundet med udtagning af landbrugsjord udgør en

relativt lille andel af de totale omkostninger (mellem 2 og 4 %), samt at æn-

dringen kun medfører en reduktion af de udtagningsrelaterede omkostninger

på 10 %.

Referencer

Andersen, H.E. og Heckrath, G. (red.). Fosforkortlægning af dyrkningsjord og

vandområder i Danmark. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for

Miljø og Energi. - Rådgivningsrapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og

Energi (under forberedelse)